Cl 是植物必需的营养元素，其在植物体内具有促进光合作用、抑制植物病害、调节气孔开闭、维持细胞渗透压和保持体内电荷平衡等生理功能的作用^[1-2]，但氯离子（Cl^-）含量超过植物本身所需时，会对植物产生危害并且影响植物对营养元素的吸收^[3]。一些盐生植物可以在含盐量较高的环境中生长，对盐碱地治理和改良发挥着重要作用，但植物耐盐机制的生理和分子生物学研究往往集中在钠离子（Na⁺），忽视了 Cl^- 胁迫^[4]，导致对植物体中 Cl^- 含量关注较少。基于氯营养和胁迫两个角度，都需要测定土壤、肥料和植物中 Cl^- 含量来了解 Cl^- 的迁移转化和新陈代谢过程。目前，土壤^[5]、肥料^[6]、水体^[7]Cl^- 测定都有国家和行业的相关标准，而植物 Cl^- 测定无相关标准，根据已报道的 Cl^- 测定方法可知，Cl^- 测定的难点在于不同类型样品预处理方法不同^[8]，影响了测定结果的准确性，因此，需要建立统一样品预处理方法来提高不同基质样品 Cl^- 的测定精度。

测定 Cl^- 的方法主要包括硝酸银（AgNO₃）滴定法、离子色谱法、电位滴定法、分光光度法^[9]。AgNO₃ 滴定法操作简单、成本较低，是测定 Cl^- 常用方法，其原理是银离子（Ag⁺）和 Cl^- 反应生成氯化银（AgCl）沉淀，再通过铬酸根与过量 Ag⁺ 生成砖红色沉淀来判断滴定终点，由于样品本身有颜色，对滴定终点的判断具有一定的干扰，进而影响测定结果的准确性^[10]。为了消除样品本身颜色对滴定终点的干扰，可以借助电位突跃来判断滴定终点，但此过程中产生的沉淀容易污染电极，造成测定结果不够准确^[11]。离子色谱法是根据固定相中离子交换树脂上可离解的离子与流动相中具有相同电荷的溶质离子在分离色谱柱中滞留时间长短的不同对样品中离子进行分离，然后利用电导检测器对不同离子进行检测，离子色谱理论上可以直接测定土壤和植物样品提取液的 Cl^-，减少样品预处理带来的误差，但是样品溶液中色素、多糖和蛋白质会堵塞和损坏色谱柱，使色谱柱更换频率增加，提高检测成本^[12]。分光光度法是通过测定被测物质在特定波长处的吸光度，对物质进行定性和定量分析的方法，样品存在颜色和悬浮物会干扰吸光度的数值，进而影响测定结果的准确性^[13]。综上所述，样品的预处理的好坏是影响 Cl^- 测试结果是否准确的重要因素。

含氯样品预处理方法较多，包括干灰化法、活性炭吸附法和化学处理等方法。干灰化法是通过加热分解样品，特别适合有机物含量高的样品，如植物、有机肥、有机物以及色度高的土壤浸提液和水样等，干灰化法处理后的溶液清澈透明，方便后续测定^[14]。干灰化法在高温条件下进行，溶液暴沸或蒸发会造成样品损失，使测定结果的准确度和精密度降低。此外，该预处理方法还存在能耗高、耗时长等缺点。活性炭吸附法是利用活性炭对色素的吸附特性，对土壤、有机肥和植物样品的浸提液进行脱色，但是脱色效果并不理想，样品颜色仍然会影响后续测定^[15]。化学处理方法包括使用氢氧化铝胶体对含悬浮物较多的溶液进行絮凝沉淀；利用高锰酸钾对有机物引起较轻色度的试样进行脱色，脱色之后加入乙醇反应掉剩余的高锰酸钾以得到清澈透明样品^[7]。外加化学试剂的方法虽然可对样品进行净化，但是会给样品带来二次污染。过氧化氢（H₂O₂）常被用于样品脱色、有机物降解和干扰离子的转化，在此过程中发生氧化还原反应生成水和氧气，无二次污染。朱江等^[16]使用离子色谱法测定植物样品 Cl^- 过程中，利用 H₂O₂ 消除样品中色素、糖和蛋白等杂质，取得较好测定效果。测定水样中 Cl^- 时，H₂O₂ 也可以消除硫离子（S^2-）、碘离子（I^-）、亚硫酸根（SO₃ ^2-）和硫代硫酸根（S₂O₃ ^2-） 等的干扰^[7]。H₂O₂ 预处理含氯试样，可以方便后续检测，但是 H₂O₂ 预处理试样可能会导致 Cl^- 的损失。

本研究基于 AgNO₃ 滴定法测定 Cl^- 的方法，使用 H₂O₂ 预处理样品，首先探究 H₂O₂ 预处理含 Cl^-样品的机理和避免 Cl^- 损失的方式；然后使用标准品加入法和模拟样品验证 H₂O₂ 预处理样品对测试结果准确性的影响；最后检测实际样品，并与标准方法检测结果对照，分析 H₂O₂ 预处理含 Cl^- 试样的优势和普适性。该研究成果可为完善 Cl^- 测定相关标准和统一含氯试样预处理方法奠定理论和实践基础。

1 材料与方法

1.1 材料

氯化钠（NaCl，优级纯，配置 0.0141 mol/L Cl^-标准溶液）；30% H₂O₂ 溶液；AgNO₃（优级纯，配置滴定试剂）；铬酸钾（K₂CrO₄，优级纯，配置指示剂）；0.01 mol/L 硫酸（1/2H₂SO₄）和氢氧化钠 （NaOH）溶液（优级纯，调节溶液 pH）；腐植酸； 亚甲基蓝。

1.2 实验方法

1.2.1 H₂O₂ 在电炉加热条件下处理样品对 Cl^- 测定的影响

取 0.0141 mol/L Cl^- 的标准溶液 25 mL，加入沸石，在敞口状态下，使用电炉进行加热蒸发（加入沸石防止溶液暴沸），溶液蒸发至 5 mL 左右时，停止加热，冷却，加入 50 mL 蒸馏水，使用 AgNO₃ 溶液进行滴定，并与标准溶液对比，分析加热蒸发对测定 Cl^- 的影响（EFM1），每个样品做 8 个重复；验证加热蒸发对测定 Cl^- 无影响之后，取 0.0141 mol/L 的 Cl^- 标准溶液 25 mL，先使用电炉加热蒸发至 5 mL 左右，然后加入 3 mL 30% H₂O₂ 溶液，分别在敞口（EFM2）、漏斗冷凝回流（EFM3） 和冷凝管冷凝回流（EFM4）3 种方式加热（敞口状态下蒸发至近干；其余两种方式加热 1 h），冷却，加入 50 mL 蒸馏水，调节溶液 pH 为中性或弱碱性，使用 AgNO₃ 溶液进行滴定并记录滴定体积，与标准溶液对比进行统计分析，验证在电炉加热条件下 H₂O₂ 预处理样品对 Cl^- 测定的影响。

1.2.2 H₂O₂ 在水浴加热条件下处理样品对 Cl^- 测定的影响

H₂O₂ 在水浴加热条件下处理样品对 Cl^- 测定影响的实验步骤与 1.2.1 相同，只是加热方式由电炉加热转变成水浴加热。

1.2.3 H₂O₂ 预处理测定模拟样品 Cl^-

分别配置浓度为 0（Sd）、5、10、15、20、25 mg/L 的腐植酸和亚甲基蓝的 Cl^- 标准溶液来模拟土壤和植物浸提液样品。取 25 mL 模拟试样，使用水浴和电炉蒸发至体积约为 5 mL，然后加入适量 H₂O₂ 溶液，继续加热回流（对于水浴加热方式采用漏斗和冷凝管进行加热回流，对于电炉加热只采用冷凝管加热回流），当溶液颜色褪去之后，停止加热，冷却，加入 50 mL 蒸馏水，调节溶液 pH 为中性或弱碱性，加入指示剂，使用 AgNO₃ 滴定并计算 Cl^- 浓度。

1.2.4 H₂O₂ 脱色测定土壤和植物样品中 Cl^-

对于土壤样品，使用 AgNO₃ 滴定法，按照 NY/ T1378—2007 标准测定土壤 Cl^- 含量^[5]。本实验按照 NY/T1378—2007 标准的方法浸提 Cl^-，吸取一定体积土壤浸提液加入到三角瓶中，加热蒸发浓缩体积至 5 mL 左右，加入 H₂O₂ 处理样品（对于水浴加热方式采用漏斗和冷凝管进行加热回流，对于电炉加热只采用冷凝管加热回流），冷却，加入 50 mL 蒸馏水，调节溶液 pH 为中性或弱碱性，加入指示剂，使用 AgNO₃ 滴定并计算 Cl^- 浓度。

对于植物样品，采用干灰化法预处理 AgNO₃ 滴定法测定植物样品 Cl^- 含量^[17]。本研究采用热水浸提法提取植物样品 Cl^-，把一定质量（1～2 g）干燥植物样品放入三角瓶中，加入 100 mL 蒸馏水，放入 80℃水浴锅中浸提 1 h（在三角瓶口加装漏斗防止液体挥发），冷却，过滤收集滤液，吸取一定体积滤液加入到三角瓶中，加热蒸发浓缩至 5 mL 左右，加入 H₂O₂ 处理样品（对于水浴加热方式采用漏斗和冷凝管进行加热回流，对于电炉加热只采用冷凝管加热回流），冷却，加入 50 mL 蒸馏水，调节溶液 pH 为中性或弱碱性，加入指示剂，使用 AgNO₃ 滴定并计算 Cl^- 浓度。

1.3 统计分析

采用 Excel 2010 处理实验数据，采用 Origin 2022 完成作图，使用 SPSS 19.0 进行显著性差异的数据分析，测定结果以平均值 ± 标准偏差表示， P<0.05 为差异显著。

2 结果与分析

2.1 H₂O₂ 预处理样品测定 Cl^- 的理论基础

H₂O₂ 漂白或脱色具有反应速度快、白度高、不容易反黄和无二次污染等特点，常被用于样品的预处理，但要保证 H₂O₂ 不能与待测物质进行反应。本研究使用 H₂O₂ 对有色含氯样品进行预处理，其理论依据为：（1）氯电极的标准电极电势为 1.358 V（公式①），Cl^- 具有还原性，可被氧化剂氧化。 H₂O₂ 的氧元素为-1 价，具有氧化和还原双重性质，H₂O₂ 显氧化性时，H₂O₂ 电极标准电极电势为 1.776 V（公式②），H₂O₂ 电极标准电极电势高于氯电极电势，理论上 H₂O₂ 和 Cl^- 可以发生化学反应，并把 Cl^- 氧化成 Cl₂，但是 H₂O₂ 的氧化能力依赖于溶液的 pH，在强酸性环境中 H₂O₂ 表现出强氧化性，研究表明，浓盐酸和 H₂O₂ 混合可生成淡黄色 Cl₂ ^[18]，而一般含 Cl^- 样品呈中性，故 H₂O₂ 不会和 Cl^- 发生氧化还原反应。H₂O₂ 显还原性时，H₂O₂ 电极标准电极电势为 0.68 V（公式③），Cl₂ 电极电势高于 H₂O₂ 电极电势，Cl₂ 和 H₂O₂ 会发生氧化还原反应（公式④）^[19]，H₂O₂ 被氧化成氧气（O₂）， Cl₂ 被还原成 Cl^-。（2）H₂O₂ 可发生歧化反应（公式 ⑤），新生成的 O₂ 具有较强氧化能力，但是氧气在酸性和碱性条件下的标准电极电势分别为 1.229 V （公式⑥）和 0.401 V（公式⑦），O₂ 电极电势低于氯电极，两者不能发生自发反应，故 H₂O₂ 歧化反应产物也不能氧化 Cl^-。（3）H₂O₂ 是二元弱酸，其电离平衡式如公式⑧所示，其电离过程是否会影响 Cl^- 的存在形态却鲜有报道，需要进行实验验证。由以上分析可知，H₂O₂ 和 Cl^- 在中性、弱酸性和弱碱性条件下都不会发生氧化还原反应，为 H₂O₂ 预处理含氯试样提供了理论依据。

2.2 H₂O₂ 在电炉加热条件下处理样品对 Cl^- 测定的影响

为了提高溶液蒸发和反应速率，本研究使用电炉加热溶液，研究 H₂O₂ 预处理对 Cl^- 测定的影响，测定结果如表1 所示。

注：EFCK 为标准样品直接滴定；EFM1 为加热蒸发后样品；EFM2 为加热蒸发浓缩后，加入 H₂O₂ 进行加热蒸发；EFM3 为加热蒸发浓缩后，加入 H₂O₂，并使用小漏斗进行冷凝回流；EFM4 为加热蒸发浓缩后，加入 H₂O₂，并使用冷凝管进行冷凝回流。

为了比较不同处理方法对 Cl^- 测定的影响，本研究对每种处理方式进行了 8 次实验。为了提高 H₂O₂ 预处理效果，需要把样品蒸发至小体积，然后再加入 H₂O₂ 进行处理，EFM1 为单纯加热蒸馏标准样品后所消耗 AgNO₃ 滴定剂的体积，EFM1 与 EFCK 无显著性差异，说明加热蒸发并不会造成 Cl^-损失。但是溶液不能暴沸，因为暴沸会导致液体溢出三角瓶，造成 Cl^- 损失，使测定结果偏小。把 25 mL Cl^- 标准溶液蒸发至 5 mL 左右，然后加入 H₂O₂ 3 mL，加热蒸发 1 h 进行滴定，EFM2 处理滴定结果显著低于 EFCK，说明 H₂O₂ 和 Cl^- 混合加热会造成 Cl^- 损失，而由 2.1 的分析可知，H₂O₂ 和 Cl^-不能反应，可能存在另一种 Cl^- 损失机制。实验过程中发现了一些实验现象：把湿润的 pH 试纸放入三角瓶口，pH 试纸会变红，说明挥发出气体为酸性气体；气体为无色气体，而 Cl₂ 为黄绿色气体，排除了挥发气体为 Cl₂ 的可能。因此，Cl^- 损失可能由 HCl 气体挥发所导致，H₂O₂ 是二元弱酸，在水中电离产生 H⁺，H⁺ 和 Cl^- 结合后，在加热条件下会以 HCl 气体形式释放，导致 Cl^- 损失。为了防止 HCl 气体挥发，在三角瓶口装上漏斗对挥发气体进行冷凝（EFM3），EFM3 处理滴定结果显著低于 EFCK 而显著高于 EFM2（P<0.05），说明加装漏斗可以抑制 HCl 气体挥发，由于漏斗冷凝效果差，仍然会损失一部分 HCl 气体，造成滴定结果偏低。为了取得较好冷凝效果，把漏斗更换成冷凝管（EFM4），没有观察到 EFM2 处理的实验现象，EFM4 处理滴定结果与 EFCK 没有显著性差异 （P >0.05），说明冷凝管能够较好抑制 HCl 气体的挥发，该实验结果可充分证实 H₂O₂ 预处理样品引起 Cl^- 损失是其电离产生 H⁺ 所导致，并且可通过回流冷凝手段解决 HCl 气体挥发问题。冷凝管抑制 HCl 气体挥发并不是把 HCl 气体转变成液体，而是 HCl 气体溶于水蒸气，通过冷凝管的冷凝作用转化为盐酸回流到三角瓶，回流的盐酸酸性较强，可以进一步抑制 H₂O₂ 的电离。

2.3 H₂O₂ 在水浴加热条件下处理样品对 Cl^- 测定的影响

电炉热量较高，温度较难控制，在含 Cl^- 溶液加入 H₂O₂ 之后，由 H₂O₂ 电离引发的 HCl 气体挥发会造成测定结果偏低，需加装冷凝装置才能准确测定 Cl^- 浓度。为了控制 HCl 气体挥发，采用加热温和均匀的水浴加热方式，其不同处理方式测定结果如表2 所示。

注：WBCK 为标准样品；WBM1 为水浴蒸发后样品；WBM2 为水浴蒸发后，加入 H₂O₂ 进行水浴蒸发；WBM3 为水浴蒸发浓缩后，加入 H₂O₂，并使用小漏斗进行冷凝蒸馏；WBM4 为水浴蒸发浓缩后，加入 H₂O₂，并使用冷凝管进行冷凝蒸馏。

水浴蒸发后样品（WBM1）与标准样品（WBCK） 相比，两者无显著性差异（P >0.05），说明水浴蒸发不会导致溶液 Cl^- 损失。水浴蒸发和电炉加热相比，加热温和均匀，不会导致溶液暴沸，但是蒸发时间较长。在不加任何冷凝装置下，H₂O₂ 和浓缩后标准溶液加热蒸发，WBM2 处理滴定结果显著低于 WBCK，说明在没有冷凝装置条件下，H₂O₂ 和 Cl^- 标准溶液在水浴加热条件下仍然会导致 Cl^- 损失，加热过程中可以明显闻到刺激性气味，使用湿润 pH 试纸检测挥发出气体，pH 试纸显红色，原因是 Cl^-和 H₂O₂ 水解 H⁺ 结合生成 HCl，HCl 气体加热挥发导致 Cl^- 损失。为了防止 HCl 气体挥发，在三角瓶口装上漏斗进行冷凝，WBM3 处理滴定结果与 WBCK 没有显著性差异，说明加装漏斗可以抑制 HCl 气体挥发。使用冷凝管进行回流冷凝，WBM4 处理滴定结果与 WBCK 不存在显著性差异（P >0.05）。

2.4 H₂O₂ 预处理测定模拟土壤和植物浸提液 Cl^-

由 2.2 和 2.3 的研究结果可知，在电炉加热和冷凝管冷凝、水浴加热和漏斗冷凝、水浴加热和冷凝管冷凝条件下，H₂O₂ 和 Cl^- 标准溶液混合加热均不会造成 Cl^- 损失，故使用上述 3 种方法处理模拟样品并测定 Cl^- 浓度。

2.4.1 H₂O₂ 预处理测定模拟土壤浸提液 Cl^-

由于土壤中存在可溶性有机物，使土壤浸提液呈现不同颜色，影响后续滴定终点判断。土壤中有机物含量越高，土壤浸提液的颜色越深，本研究向 Cl^- 标准溶液加入腐植酸配置模拟土壤浸提液。图1a 为不同腐植酸浓度的 Cl^- 标准溶液，随着腐植酸浓度增加，溶液颜色越深，使用 H₂O₂ 预处理后，溶液清澈透明（图1b），方便后续测定。图1c、d、 e 分别在电炉加热和冷凝管冷凝、水浴加热和漏斗冷凝、水浴加热和冷凝管冷凝条件下，H₂O₂ 预处理模拟 Cl^- 标准溶液测定出 Cl^- 浓度，其模拟土壤浸提液 Cl^- 浓度与标准溶液均无显著性差异，说明在加装合适冷凝装置条件下，H₂O₂ 预处理含 Cl^- 土壤浸提液不会影响测定结果准确度。

注：a 为不同浓度腐植酸模拟水样土壤浸提液；b 为 H₂O₂ 预处理后样品；c 为电炉加热和冷凝管冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度；d 为水浴加热和漏斗冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度；e 为水浴加热和冷凝管冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度。小写字母相同表示差异不显著。下同。

2.4.2 H₂O₂ 预处理测定模拟植物浸提液 Cl^-

植物中 Cl^- 测定预处理方法主要包括干灰化法和热水浸提法，热水浸提法由于操作简单、浸提率高而受到广泛关注，但是植物体内含有糖类、蛋白质和色素等杂质，热水浸提会导致大量有机物溶出，并且植物样品研磨越细，浸提液所含杂质越多。植物浸提液中色素和悬浮物一般采用醋酸铅和活性炭进行脱除，但是不能完全去除浸提液颜色和杂质，还会影响后续滴定终点判断。H₂O₂ 具有脱色和分解有机物双重功能，不会带来二次污染，是预处理植物浸提液的最佳方法。本研究使用水溶性色素亚甲基蓝配置模拟植物浸提液，图2a 为不同亚甲基蓝浓度含 Cl^- 标准溶液，随着亚甲基蓝浓度增加，溶液颜色越深，使用 H₂O₂ 脱色后，溶液清澈透明（图2b）。图2c、d、e 为不同加热和冷凝方式下测定模拟植物浸提液 Cl^- 的浓度，其 Cl^- 浓度与标准样品之间无显著性差异（P >0.05），说明 H₂O₂ 可用于植物样品浸提液预处理，且对 Cl^- 测定不会产生干扰。

2.5 H₂O₂ 预处理测定植物和土壤样品中 Cl^-

基于 2.4 的研究结果可知，使用 H₂O₂ 预处理样品测定 Cl^- 浓度，电炉加热和冷凝管冷凝、水浴加热和漏斗冷凝及水浴加热和冷凝管冷凝 3 种反应方式测定 Cl^- 浓度与标准样品均无显著性差异（P >0.05）。为了验证 3 种预处理方式的普适性，本研究使用上述 3 种预处理方式测定了植物样品和土壤样品含量，并与现行的标准方法进行对比，验证 H₂O₂ 预处理样品测定 H₂O₂ 浓度的准确性。海芦笋又称盐角草，是已发现耐盐性和累积盐分最高的植物，为了充分提取海芦笋中 Cl^-，本实验使用粒径为 0.042 mm 的海芦笋粉末，在 80℃沸水浴中浸提 1 h，浸提溶液颜色如图3b 所示，溶液显橘黄色，不能进行直接滴定。干灰化法处理海芦笋浸提液和 H₂O₂ 预处理海芦笋浸提液的颜色清澈透明，可以直接进行滴定。测定结果表明，H₂O₂ 预处理海芦笋热水浸提液所测定 Cl^- 浓度高于干灰化法，但是两者没有显著性差异 （P >0.05）。原因可能是干灰化法加热温度较高，样品飞溅、气体挥发和高温反应都会造成样品 Cl^- 损失^[8]，本实验使用的海芦笋氯含量较高，干灰化法造成的 Cl^- 损失不明显。

注：a 为不同浓度亚甲基蓝模拟水样植物浸提液；b 为 H₂O₂ 预处理后样品；c 为电炉加热和冷凝管冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度；d 为水浴加热和漏斗冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度；e 为水浴加热和冷凝管冷凝，H₂O₂ 预处理测定 Cl^- 浓度。

注：a 为海芦笋干灰化后浸提液；b 为海芦笋热水浸提液；c 为 H₂O₂ 预处理海芦笋热水浸提液；d 为土壤浸提液；e 为活性碳脱色土壤浸提液；f 为 H₂O₂ 预处理土壤浸提液。

土壤有机质含量越高，浸提液颜色越深。图3d 是土水比为 1∶5 浸提液的颜色，浸提液呈红棕色，不能进行直接滴定。使用活性炭脱色（图3e），溶液颜色变浅，但脱色效果不理想，仍然会影响滴定终点判断。使用 H₂O₂ 对浸提液进行脱色 （图3f），溶液清澈透明，说明 H₂O₂ 脱色效果优于活性炭。H₂O₂ 在不同加热和冷凝方式下预处理土壤浸提液所测定 Cl^- 浓度没有显著性差异（表3），但是显著高于活性炭预处理测定 Cl^- 浓度，其原因可能是溶液的颜色影响了滴定终点判断，并非浸提过程导致 Cl^- 损失。

注：小写字母不同表示处理间差异显著（P <0.05）。

2.6 植物和土壤样品 Cl^- 测定预处理方法

H₂O₂ 和待测试样在电炉加热和冷凝管冷凝，水浴加热和漏斗冷凝、水浴加热和冷凝管冷凝 3 种反应方式下都可使溶液清澈透明，对于同一样品所测 Cl^- 浓度无显著性差异，但是基于实验易操作性和节水效果，采用水浴加热和漏斗冷凝方式最佳，漏斗可用空气冷凝管和毛刺冷凝管代替。对实验细节优化后总结确定了以下植物和土壤样品预处理方案。

植物样品：植物样品在 70～80℃烘箱中烘干至恒重，然后使用粉碎机粉碎至 0.042 mm，准确称量适量（1～2 g）植物样品加入 250 mL 磨口三角瓶中，加入 100 mL 蒸馏水，封口，在 80℃ 水浴中浸提 1 h，期间振荡摇 2～3 次，然后使用滤纸进行过滤，取一定体积滤液（根据滤液 Cl^- 含量多少而确定）放入 250 mL 三角瓶中，在沸水浴中敞口蒸发至 5～10 mL，加入适量 H₂O₂（1～3 mL）溶液，在瓶口装上漏斗进行蒸馏至溶液颜色消失（对于颜色深的溶液可增加 H₂O₂ 用量），冷凝，然后从漏斗口加入 50 mL 蒸馏水，加入酚酞指示剂，使用 0.01 mol/L NaOH 溶液调至粉红色，再加入浓度为 0.01 mol/L 1/2 H₂SO₄ 溶液调至粉红色刚刚褪去，样品制备完毕，可用于 Cl^- 测定。

土壤样品：准确称量风干土壤样品 20 g 加入三角瓶中，加入 100 mL 蒸馏水，放入 25℃、160 r/min 的恒温摇床中振荡 20 min，然后进行过滤即得土壤浸提液，其余步骤和植物样品处理方法相同。

3 结论

H₂O₂ 和 Cl^- 在中性、碱性和酸性（浓盐酸除外）条件不会发生化学反应，故本研究选择 H₂O₂ 对含 Cl^- 样品进行预处理，但是 H₂O₂ 可以电离出 H⁺，H⁺ 和 Cl^- 结合在加热条件下会以 HCl 气体形式挥发，造成 Cl^- 损失，使测定结果偏低。

H₂O₂ 和 Cl^- 标准溶液混合加热，加装冷凝装置可以抑制 Cl^- 损失。H₂O₂ 在电炉加热和冷凝管冷凝、水浴加热和漏斗冷凝、水浴加热和冷凝管冷凝条件下预处理样品所测定 Cl^- 浓度和标准溶液无显著性差异。

H₂O₂ 预处理含腐殖质和亚甲基蓝的 Cl^- 标准溶液，处理后溶液清澈透明，Cl^- 含量与标准溶液无显著性差异。

H₂O₂ 预处理海芦笋热水浸提液和土壤浸提液，处理后溶液清澈透明，不同加热和冷凝方式所测 Cl^- 浓度无显著性差异。H₂O₂ 预处理海芦笋样品 Cl^-浓度与干灰化法无显著性差异，但是土壤样品 Cl^-浓度显著高于活性炭脱色样品。

H₂O₂ 在水浴加热和漏斗冷凝条件下预处理样品，操作简单，不需要冷凝水，精密度和准确性高，无二次污染，是测定植物、土壤和水样 Cl^- 含量的最佳预处理方式。

参考文献