Tessier连续提取法用于土壤铬分析的Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)转化及适用性

李东; 贺丽洁; 盛培培

doi:10.12030/j.cjee.202012141

Tessier连续提取法用于土壤铬分析的Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)转化及适用性

1.
重庆大学煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室，重庆 400044
2.
重庆大学环境与生态学院，重庆 400044

作者简介: 李东(1968—)，男，博士，副教授。研究方向：重金属污染土壤修复技术。E-mail：lidongbayan@cqu.edu.cn

通讯作者: ;

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(52070028)；重庆市研究生科研创新项目(CYS19068)
中图分类号: X53

Transformation of Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ) and application suitability in Tessier sequential extraction of soil chromium

1.
State Key Laboratory of Coal Mine Disaster Dynamics and Control, Chongqing University, Chongqing 400044, China
2.
College of Environment and Ecology, Chongqing University, Chongqing 400044, China

Corresponding author: LI Dong, lidongbayan@cqu.edu.cn ;

摘要: 为揭示Tessier连续提取法应用于土壤总铬(TCr)和六价铬[Cr(Ⅵ)]结合态分析的适用性，通过液相和土壤相实验，分别研究了提取液自身还原性组分及土壤残留还原剂在各个提取步骤中导致的Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)转化问题。结果表明，提取液中还原性组分会在铁锰氧化物结合态和有机结合态的检测中导致Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ)，可还原的Cr(Ⅵ)最大量分别为50.88和0.54 mg；经还原修复后的铬污染土壤中残留还原剂会在可交换态和碳酸盐结合态的检测中导致Cr(Ⅵ)的还原。提取过程中Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)的转化限制了Tessier连续提取法在铬污染土壤中的应用。当用于了解铬污染土壤TCr、Cr(Ⅵ)结合态的分布时，Cr(Ⅵ)铁锰氧化物结合态和有机结合态检测结果均显著低于真实值，TCr结合态的检测结果重现性较差。当用于评价修复后土壤中Cr(Ⅵ)结合态变化时，可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态的检测结果均可能显著低于真实值。研究可为利用Tessier连续提取法准确评估铬污染土壤修复效果提供参考。
- Tessier连续提取法 /
- 铬污染土壤 /
- 六价铬 /
- 三价铬
Abstract: In order to disclose the applicability of Tessier sequential extraction in the binding forms analysis of total chromium (TCr) and hexavalent chromium [Cr(VI)] in soil, the transformation of Cr(Ⅵ)-Cr(III) in each extraction step caused by the reduction components of extraction solution and the residual reductant of soil were investigated through the liquid-phase and soil experiments. Results showed that the extraction solution could reduce Cr(Ⅵ) to Cr(III) in the Fe-Mn oxide and organics-bound extraction steps, and the maximum amounts of Cr(VI) which could be reduced were 50.88 mg and 0.54 mg, respectively. The residual reductants in the remediated chromium-contaminated soils could introduce the reduction of Cr(Ⅵ) in the exchangeable and carbonate-bound extraction steps. The transformations of Cr(Ⅵ)-Cr(III) limited the application of Tessier sequential extraction in the chromium-contaminated soils. When used for binding forms analysis of TCr and Cr(VI) in chromium-contaminated soil, the Fe-Mn oxide and organics-bound of Cr(VI) were significantly reduced, and the reproducibility of TCr was poor. When used for Cr(VI) binding forms analysis in remediated soil, The detection results of exchangeable, carbonate-bound, Fe-Mn oxide-bound and organics-bound states could be significantly lower than the true values. The result of this research can provide a reference for accurately evaluating the remediation effect of chromium-contaminated soil by Tessier sequential extraction.
- Tessier sequential extraction /
- chromium-contaminated soils /
- hexavalent chromium /
- trivalent chromium

毒品属于精神活性物质，是一类使人体在吸收后产生生理和心理依赖的物质^[1]，主要包括阿片类的海洛因及吗啡（MOR）制品，可卡因、苯丙胺类的甲基苯丙胺（METH）、苯丙胺和摇头丸等^[2-3]，截至2020年底，联合国毒品和犯罪办公室及欧洲药物与成瘾监测中心（EMCDDA）共鉴定出1000余种精神活性物质^[4-6]。根据《2021年世界毒品问题报告》的数据显示，去年全球约有2.75亿人接触过毒品，相比2010年增加了22%，在2019年，吸毒直接导致近50万人死亡，超过 5400 万人患精神障碍疾病或丧失生命^[6]，引发了极其严峻的全球公共卫生问题^[7-9]。《2020年中国毒品形势报告》指出，由于疫情扩散蔓延，毒品泛滥态势仍然复杂但整体向好，截至2020年底，中国现有吸毒人员180.1万名，海洛因、冰毒等滥用品种仍维持较大规模^[10]，严重影响了社会治安并造成了极大的社会危害^[11-15]。

毒品滥用是对公共卫生和社会安全的巨大威胁^[16]，并严重威胁着人体健康^[17]，毒品滥用趋势的实时预测和社会危害的准确评价是当前亟待解决的问题^[18]，基于污水流行病学发展而来的污水验毒技术恰好能够解决这一难题。冰毒和海洛因等传统毒品，经过人体吸食和代谢后，随着尿液排入各级污水处理系统并最终汇入环境。通过对环境样品的采集、处理和分析，可以直观获取环境中毒品母体及其代谢物的种类、浓度及变化趋势，结合数学模型计算，可反推目标区域的毒品滥用种类和滥用量^[19]。该方法所得数据客观、时效性高，可用于不同区域横向比较，在估算传统毒品滥用量等方面发挥了巨大作用^[20-24]。但在污水及河流等的传输过程中，由于本底因素复杂，目标物可能存在生物化学降解、吸附或其他转化过程^[25]。不同水环境性质的差异对传统毒品及其代谢产物的稳定存在具有不同程度的影响^[26]。Baker等^[26]认为，中性水样中，METH具有较好的稳定性倾向^[27]。但海洛因代谢产物6-单乙酰吗啡（6-MAM）非常不稳定，可进一步转化为MOR^[28]，在污水流行病学范畴内，海洛因的估算通常是以其代谢产物6-MAM作为标准进行的^[29]，但污水中，6-MAM的损失比例高达42%^[26]，从而该方法失效。张小寒^[30]则认为pH值可通过影响水底质中悬浮物的表面电荷，使得水样中传统毒品含量测量值偏低。张春水等^[31]认为，海洛因在碱性条件下会加速降解。此外，吕昱帆等^[32]在其研究中发现盐析剂NaCl的使用对6-MAM及MOR的回收率具有不同程度的影响。

为明确水环境对METH、6-MAM和MOR的基质效应，本研究选取了山东省潍坊市11条不同河流的实际水样，测定相关水质参数，采用内标法和主成分分析法探讨基本水质参数对3种精神活性物质METH、6-MAM和MOR定量分析准确度的影响；设计不同梯度pH及氯离子浓度的模拟水样，加入定量METH、6-MAM和MOR并储存不同时间，测试分析其中目标物含量，验证pH、氯离子浓度及存储时间对3种精神活性物质检出浓度的影响。

1. 实验部分（Experimental section）

1.1 实验试剂与仪器

精神活性物质METH、6-MAM及MOR由山东省公安厅提供；氘代内标储备液MOR-D₃、6-MAM-D₃、METH-D₈（100 μg·mL⁻¹, 美国Cerilliant公司）；实际水样来源于山东省潍坊市白浪河及利民河等处。主要化学试剂浓氨水、氢氧化钠、氯化钠、硝酸银、重铬酸钾、硫酸汞、高锰酸钾（分析纯，国药集团化学试剂有限公司），甲醇、二氯甲烷、甲酸（色谱纯，J&K百灵威公司）。

固相萃取仪（美国SUPELCO公司），Oasis MCX固相萃取小柱（美国Waters公司），0.45 μm微孔滤膜（天津津腾实验设备有限公司），氮吹仪（美国Organomation公司），XW-80A漩涡混合器（中国金昌实验仪器厂），三重四极杆液质联用仪（Thermo Scientific TSQ Quantiva LC-MS），水质多参仪（美国HACH公司），Milli-Q纯水机。

1.2 实验方法

1.2.1 毒品标准储备液的配制

用分析天平分别称取0.0500 g METH、6-MAM及MOR，逐级稀释溶解于色谱纯的甲醇中，得到浓度均为50 ng·mL⁻¹的毒品标准储备液，超声45 min使其溶解完全。

1.2.2 不同pH、氯离子浓度模拟水样配制

取浓盐酸和NaOH，加入Milli-Q水中，配制pH值分别为2、4、7、10的溶液备用。称取NaCl固体，配制质量浓度为0、1、2、3、4、5 g·L⁻¹的溶液。在50 mL模拟水样中分别加入毒品标准储备液100 μL，使METH、6-MAM及MOR的质量浓度均为100 ng·L⁻¹，常温（25℃）下存储12 、24、36、48、72、120 h。

1.2.3 实际水样的采集

实验样品于2019年12月在山东省潍坊市内白浪河及利民河等11条河流中采集。每个采样点取水样1000 mL, 分为两份，均置于提前用甲醇和Milli-Q水洗净并烘干的棕色玻璃瓶中。采样结束后立即运回实验室，于 4 ℃冷藏。1份样品在48 h内处理完毕，另1份加入定量毒品标准储备液，使METH、6-MAM及MOR的质量浓度均为100 ng·L⁻¹，常温保存72 h。同步参照国家标准测试温度、pH、氯离子浓度，化学需氧量等6项相关水质参数。

1.2.4 样品前处理

①过滤：将水样经过玻璃纤维滤膜（Whatman GF/F）过滤，去除悬浮颗粒物，收集滤液至少100 mL。②MCX小柱活化：依次将甲醇、Milli-Q水和 pH=2的水溶液通过MCX小柱，控制流速为1—2 mL·min⁻¹，充分活化并平衡柱子。③配制MOR-D₃、6-MAM-D₃、METH-D₈的内标溶液，浓度均为200 μg·L⁻¹。④于pH=2的条件下加载已过滤并添加内标的样品，控制流速为1—2 mL·min⁻¹。⑤对淋洗后的SPE小柱持续抽气20 min，直至MCX小柱完全干燥。依次用甲醇和氨水/甲醇溶液（5/100，质量比）洗脱干燥的Oasis MCX柱，并控制流速为1—2 mL·min⁻¹。⑥收集洗脱液，33 ℃水浴下置于柔和的氮气流下吹至近干，用注射器取0.5 mL 20%的甲醇水溶液复溶氮吹残留物，涡旋振荡1 min，用注射器吸取溶液，用0.45 μm针头过滤器（Whatman）过滤并转移至HPLC-MS/MS专用样品瓶中，重复此操作一次。⑦样品测试前用0.2 μm滤膜过滤，滤液上机测试。

1.2.5 分析方法优化

流动相：0.12%甲酸和30 mmol·L⁻¹甲酸铵超纯水溶液（A相）；甲醇（B相），流速为0.3 mL·min⁻¹，柱温为30 ℃，进样量为5 μL。以该液相色谱条件为初始方法^[24]，进一步手动优化，以获得对目标化合物的最高灵敏度（表1）。

表 1 HPLC-MS流动相洗脱梯度

Table 1. HPLC-MS mobile phase elution gradient

时间/min Time	A/%	B/%
0.0	95	5
3.0	70	30
6.0	20	80
6.5	10	90
8.0	10	90
8.5	95	5
11.0	95	5

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质谱：离子源为电喷雾离子源（ESI），喷雾电压3500 V，离子传输管温度350 ℃，离子化模式为ESI（+）；碰撞池气压（CAD）1.5 mTorr，鞘气压力（Sheath gas）为80 Arb，辅气压力（Aux gas）15 Arb。每种目标化合物及其相应内标的母离子和定量、定性离子的质荷比（m/z）见表2，其中，选取每种目标物丰度最大的离子对作为定量离子。

表 2 目标物测试质谱参数

Table 2. Mass spectral parameters of the target compound

化合物Compound	母离子Parent ion	定量离子Quantitative ion			定性离子Qualitative ion			保留时间/minRetention time
化合物Compound	m/z	m/z	DP/V	CE/V	m/z	DP/V	CE/V	保留时间/minRetention time
MOR	286	152.1	82	55	165	82	32	2.73
MOR-D3	289.2	152.1	80	55	165	80	41	2.72
METH	150.1	91.1	30	16	119.1	30	16	4.62
METH-D8	158.2	93.2	40	19	124.2	40	10.3	4.59
6-MAM	328.1	165.3	90	36	211.3	90	36	4.35
6-MAM-D3	331.1	165.1	90	38.3	211.2	90	25	4.36

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2. 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 分析方法的评价

2.1.1 回收率

取3种毒品储备液适量，配制成低、中、高浓度（100 ng·L⁻¹、300 ng·L⁻¹、400 ng·L⁻¹）的质控样品，分别按相同的前处理方法平行操作；每一浓度进行双样本分析，根据当日标准曲线，计算样品测定浓度，得出METH、6-MAM和MOR的方法回收率，结果见表3。数据结果表明METH、6-MAM和MOR的回收率良好。

表 3 实验方法回收率、检出限及定量限

Table 3. Experimental methods Recovery rate, detection limit and quantitation limit

化合物Compound	加标浓度/(ng·L⁻¹)Added	检出浓度/ (ng·L⁻¹)Found	方法回收率/%Method recovery	检出限/(ng·mL⁻¹)		定量限/(ng·mL⁻¹)
化合物Compound	加标浓度/(ng·L⁻¹)Added	检出浓度/ (ng·L⁻¹)Found	方法回收率/%Method recovery	ILOD	MLOD	ILOQ	MLOQ
METH	400	377.0	94.25	0.2	0.0008	0.8	0.0032
	300	304.9	101.63
	100	102.6	102.60
6-MAM	400	384.2	96.05	0.2	0.0008	0.8	0.0032
	300	283.7	94.57
	100	101.4	101.4
MOR	400	418.0	104.50	0.2	0.0008	0.8	0.0032
	300	294.8	98.27
	100	102.3	102.3

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2.1.2 线性范围、检出限及定量限

将低浓度目标物混合标准溶液上机测定，仪器检出限（ILOD）和仪器定量限（ILOQ）分别以3倍信噪比（S/N=3）和10倍信噪比（S/N=10）确定。方法检出限（MLOD）和方法定量限（MLOQ）分别通过以下公式计算得到：

$\mathrm{M}\mathrm{L}\mathrm{O}\mathrm{D}\left(或\mathrm{M}\mathrm{L}\mathrm{O}\mathrm{Q}\right)=\frac{\mathrm{I}\mathrm{L}\mathrm{O}\mathrm{D}(\mathrm{或}\mathrm{I}\mathrm{L}\mathrm{O}\mathrm{Q})\times 200\;{\text{μ}}\mathrm{L}}{50\;\mathrm{m}\mathrm{L}}$

式中，200 μL为上机浓缩液的体积，50 mL为前处理所取水样的体积。

取混合毒品标准溶液适量，用流动相稀释，得质量浓度分别为1.5、3、6、12、25、50、100、150、200、250 ng·mL⁻¹系列标准溶液。依次取上述各浓度标准溶液50 mL，按照相同的前处理方法操作，记录色谱图；以标准溶液中目标物的峰面积与同位素内标的峰面积之比为纵坐标（Y），进样浓度（X）为横坐标，进行线性回归运算，得METH、6-MAM和MOR回归方程：

$Y = -0.040+0.033X \qquad R^{2} = 0.9996$

$Y = -0.044+0.023X \qquad R^{2} = 0.9998$

$Y = -0.042+0.023X \qquad R^{2} = 0.9992$

结果表明METH、6-MAM及MOR质量浓度在1.5—250 ng·mL⁻¹范围内线性关系良好，仪器的检出限和定量限见表3。

2.2 河流水质参数与毒品目标物检出浓度的相关性评价

水样温度、pH值、氯离子浓度、化学需氧量、氨氮、高锰酸盐指数和溶解氧等水质参数见表4。

表 4 样品水质参数

Table 4. Water quality parameters of the samples

样品名称Sample name	温度/℃Temperature	pH	氯离子浓度/(mg·L⁻¹)Chloride ion	化学需氧量/(mg·L⁻¹)COD	氨氮/(mg·L⁻¹)NH₄⁺-N	高锰酸盐指数/(mg·L⁻¹)Permanganate Index	溶解氧/(mg·L⁻¹)DO
YX	3.6	8.02	1.10×10⁴	94.0	6.67	9.30	10.1
WS	7.0	8.27	9.09×10²	9.50	3.81	11.6	9.50
BQ	2.6	8.34	2.25×10²	24.0	1.22	6.70	13.1
GS	4.1	8.49	5.60×10²	34.0	0.87	9.40	10.8
DH	2.6	8.50	1.30×10³	41.0	0.89	10.0	11.6
BX	4.4	8.56	1.26×10³	40.0	1.20	7.90	15.5
CZ	3.6	8.60	1.77×10³	53.0	1.30	11.4	11.8
LZ	-0.3	8.62	1.29×10⁴	141	1.09	5.10	10.1
LX	0.6	8.64	1.24×10⁴	126	0.88	10.5	14.0
XC	3.7	8.66	1.02×10³	47.0	2.22	12.7	13.7
DX	4.3	8.68	1.13×10³	39.0	1.08	10.5	14.2

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检测水样中METH、MOR及6-MAM浓度（记为c₁），在样品中均加入定量毒品标准储备液，使METH、6-MAM及MOR的质量浓度均为100 ng·L⁻¹，常温保存72 h后按照2.3所述方法进行样品前处理，并检测3种毒品目标物加标后的浓度（记为c₂），见表5。

表 5 样品加标前后三种毒品目标物的检出浓度

Table 5. Detected concentrations of three drug targets before and after labeling

样品名称Sample name	METH/（ng·L⁻¹)		MOR/（ng·L⁻¹)		6-MAM/（ng·L⁻¹)
样品名称Sample name	c₁	c₂	c₁	c₂	c₁	c₂
YX	3.19	90.61	n.d.	6.99	n.d.	1.67
WS	2.15	98.73	1.97	25.15	1.25	23.85
BQ	1.13	103.19	3.05	44.63	n.d.	47.25
GS	3.35	99.54	n.d.	42.98	3.29	42.25
DH	n.d.	91.70	n.d.	21.36	n.d.	7.37
BX	2.73	94.57	n.d.	19.41	3.12	11.03
CZ	n.d.	90.50	3.26	20.41	n.d.	3.34
LZ	n.d.	90.27	2.91	7.13	n.d	n.d
LX	1.59	92.11	2.29	4.59	n.d.	1.91
XC	3.41	95.85	n.d.	24.33	n.d.	26.29
DX	1.28	94.95	3.01	23.97	n.d.	4.01

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对河流水质参数及METH、6-MAM和MOR加标后的浓度分别进行主成分分析，探讨7个河流水质参数与污水样品中目标物检出浓度的相关性。主成分分析过程在 SPSS 20.0软件包中进行。对所有数据进行Bartlett球形度检验，相伴概率小于0.05，进行 PCA 以获得分数图和因子载荷,经变量最大旋转后,提取出特征值大于1的因子,主成分分析如图1所示。

图 1 样品中各水质参数与三种毒品目标物的成分图

Figure 1. The composition diagram of water quality parameters and three drug targets in the samples

a. METH在旋转空间的成分图； b. MOR在旋转空间的成分图； c. 6-MAM在旋转空间的成分图

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METH与pH及溶解氧存在较强的负相关性，说明pH或溶解氧的升高可能会导致其检出浓度的下降。MOR与6-MAM均呈现出与化学需氧量及氯离子浓度的强负相关，说明较高浓度的氯离子浓度可能造成MOR及6-MAM检出浓度不准确。此外，METH与氨氮存在明显的正相关，而水体中氨氮的主要来源是生物体代谢所产生的尿素，与人口高度密切相关。METH是中国滥用人数最多且最为广泛的毒品，氨氮浓度较大的流域为人口聚集区域，METH浓度也呈现聚集趋势。MOR及6-MAM是海洛因的代谢产物，稳定性较低，在因子分析中表现为与温度及高锰酸盐指数相关。高锰酸盐指数是反映水体中有机和无机可氧化物质污染的常用指标，结果表明在较高温度及氧化性较强的水环境中，MOR及6-MAM易于分解。

2.3 验证水质参数对模拟样品中毒品目标物的检出影响

根据实验结果，pH、氯离子浓度等均会不同程度影响3种毒品目标物的准确检出，故选取pH、氯离子浓度作为变量，设计单因素模拟实验验证其对毒品目标物稳定性的影响，此外，在应用污水验毒技术评估地区毒情及进行环境风险评估时，需要对污水及地表水中各毒品目标物进行精确定量，毒品母体及其生物标志物在不同水环境中驻留时间各不相同，也应考虑常温下不同存储时间对毒品目标物的检出影响。

2.3.1 pH对模拟样品中毒品目标物的检出影响

取pH=2、pH=4、pH=7、pH=10的模拟水样各50 mL，分别向其加入METH、6-MAM及MOR标准溶液及内标，按照1.2.4进行前处理，3种目标物的检出浓度见表6。

表 6 不同条件下模拟样品中目标物的检出浓度（ng·L⁻¹）

Table 6. Detected concentration of target in simulated samples under different conditions (ng ·L⁻¹)

条件梯度Condition Gradient		METH/（ng·L⁻¹）	回收率/%Recovery	MOR/（ng·L⁻¹）	6-MAM/（ng·L⁻¹）	MOR与6-MAM回收率/%Recovery
pH	2	84.05±10.21	81.92±9.95	42.44±2.52	150.35±3.86	94.88±3.13
	4	85.45±16.65	83.28±16.23	50.71±16.99	136.71±6.03	92.19±11.27
	7	85.88±3.03	83.7±2.95	63.87±1.22	117.78±5.75	89.3±3.44
	10	68.32±9.19	66.59±8.96	54.42±3.62	150.78±11.71	100.95±7.54
氯化钠浓度/（g·L⁻¹）	0	57.33±1.71	55.88±1.67	34.57±0.04	81.45±0.26	57.06±0.15
	1	66.99±5.53	65.29±5.39	46.97±0.77	17.49±1.13	31.58±0.94
	2	54.11±1.22	52.74±1.19	33.16±1.22	0	16.21±0.6
	3	53.39±1.86	52.04±1.81	38.10±0.74	0	18.62±0.36
	4	50.96±3.76	49.67±3.66	35.46±1.04	0	17.33±0.51
	5	55.85±0.94	54.43±0.92	37.54±2.25	0	18.35±1.1
存储时间/h	12	102.60±4.29	100±4.18	73.26±6.35	202.54±2.87	135.68±4.52
	24	79.59±6.29	77.57±6.13	61.15±4.24	137.83±5.43	97.85±4.75
	36	67.29±4.10	65.58±4	47.47±3.05	128.44±9.03	86.53±5.94
	48	62.64±2.80	61.05±2.73	49.65±2.60	115.97±7.38	81.45±4.91
	72	61.85±2.92	60.28±2.85	27.12±1.24	97.78±6.17	61.47±3.65
	120	57.89±3.23	56.42±3.15	29.93±3.72	92.24±4.47	60.11±4.02

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当pH=2时，模拟样品中METH的回收率在71.97%—91.87%之间，pH值升高至4和7时，METH回收率为67.05%—99.51%，基本不变， pH升高至10时，METH的回收率明显降低，为57.63%—75.55%，即pH对METH的准确检出有影响，当水体呈现酸性及中性时，METH可以稳定存在并准确检出，在碱性水体中，METH稳定性发生改变，检出浓度下降，与实际水体因子分析的结论相符。原因可能为，在不同的pH体系中，METH的电离度及形态发生了变化。METH的结构中含有碱性的氨基官能团，溶液的pH会影响其质子化/去质子化的过程，此外，含胺类物质在水溶液中易发生光降解，且光解行为与氨基上N电子与三重激发物的转移有关，在低pH条件下，氢离子与N电子结合，阻碍了N电子向活性物的转化从而抑制其光降解，反之，N电子的可用性增强，加速了METH的降解^[30]。模拟样品中，MOR在中性条件下检出浓度最高，酸性或碱性的条件下降低。6-MAM的变化趋势与其相反，中性条件下，其检出浓度最低，在酸性及碱性环境中，检出浓度较高，即pH也会干扰MOR和6-MAM在水体中的准确定量，张春水等^[33]在研究中发现，海洛因的化学形式在不同pH环境下存在变化，当pH升高时，水解反应加剧，发生6-MAM向MOR的转化。实验结果对实际水体的主成分分析结果进行了补充，可知MOR在中性水体环境中较稳定，6-MAM在酸性条件下更稳定。

由图2可见，不同pH条件下， 6-MAM与MOR的浓度变化规律各不相同，两者呈现相反的趋势，在碱性水体环境中易发生6-MAM向MOR的转化，与张春水等^[31]提出的海洛因在碱性条件下加速降解成MOR的结论一致。

图 2 不同pH条件下模拟样品中6-MAM和MOR的检出浓度

Figure 2. Detection of 6-MAM and MOR in simulated samples at different pH conditions

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在实际污水验毒工作中，6-MAM与MOR均被用来估算海洛因滥用量，在pH值为2、4、7、10时，6-MAM与MOR的回收率之和分别为95%、92%、89%和100%，可知pH对于二者的定量分析及海洛因滥用量的准确估算影响较小。

2.3.2 氯离子浓度对模拟样品中毒品目标物的检出影响

取不同氯离子浓度梯度的模拟水样各50 mL，分别加入METH、6-MAM及MOR标准溶液和内标，按照1.2.4节进行前处理，结果见表6。氯化钠浓度为0 g·L⁻¹时，3种目标物都能在模拟水环境中稳定存在。METH的检出浓度随氯离子浓度升高基本不变；MOR的检出浓度在氯化钠浓度为1 g·L⁻¹时最高，为47.74 ng·L⁻¹，其它浓度时在31.94—39.79 ng·L⁻¹范围内小幅波动，因此氯离子浓度的增大对MOR的稳定性存在负影响，与2.2主成分分析所得结论吻合；6-MAM的浓度随氯离子浓度的升高变化较大，在超过2 g·L⁻¹的氯离子浓度的水环境中不能检出。吕昱帆等^[32]在对腐败血中6-MAM和MOR的检出研究中发现，在2.5 mL样品中，加入盐析剂NaCl的质量大于30 mg时，6-MAM及MOR的回收率显著降低，与2.3.2节实验结果吻合，故氯离子浓度的影响在实际应用污水验毒技术的过程中不可忽略。

2.3.3 存储时间对模拟样品中毒品目标物的检出影响

对常温（20℃）下存储不同时间的模拟水样进行前处理和定量分析，结果见表6。常温存储会使METH、6-MAM及MOR的浓度均下降，METH在120 h内降解35%左右，6-MAM在120 h内降解50%左右，MOR在120 h内降解达到了60%，即常温存储会造成METH、6-MAM及MOR在水中降解。

3. 结论（Conclusion）

（1）本文研究了山东省潍坊市的11条河流中，不同水质参数与传统精神活性物质METH、MOR、6-MAM检出浓度的相关性，运用主成分分析法进行相关性评价。结果表明，METH与pH及溶解氧存在较强的负相关，与氨氮存在明显的正相关；MOR与6-MAM均与化学需氧量及氯离子浓度负相关，与其它水质参数相关性较小。

（2）根据实际水样主成分分析结果，选取相关性较大的水质参数进行单因素模拟实验，结果表明，METH在中性及酸性环境下较稳定，MOR在中性条件下较稳定，6-MAM在酸性和碱性条件下均能稳定存在和准确检出；METH的检出几乎不受氯离子浓度的影响，但6-MAM及MOR受氯离子浓度的影响较大；常温（20℃）保存120 h后，METH、6-MAM和MOR的含量均有不同程度的下降。

图 1 Cr(Ⅵ)与NH₂OH·HCl提取液混合液加热前、后的颜色变化

Figure 1. Color development of the mixture of Cr(Ⅵ) and NH₂OH·HCl extraction solution before and after heating

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图 2 Cr(Ⅵ)与NH₂OH·HCl提取液混合液加热前、后UV-VIS扫描图谱

Figure 2. UV-VIS spectral scanning of the mixture of Cr(Ⅵ) and NH₂OH·HCl extraction solution before and after heating

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表 1 Tessier连续提取法操作步骤

Table 1. Operation procedures of Tessier consequential extraction

步骤	结合形态	提取方法
1	可交换态	称取(1.000 0 ± 0.000 3) g ¹⁾土样于50 mL塑料离心管中，加入8 mL 1 mol·L⁻¹ MgCl₂溶液，(22 ± 5) ℃下恒温连续振荡1 h(200 r·min⁻¹)
2	碳酸盐结合态	于上步残渣中加入8 mL 1 mol·L⁻¹ NaAc溶液(加入HOAc调至pH = 5.0)，(22 ± 5) ℃下恒温连续振荡5 h(200 r·min⁻¹))
3	铁锰氧化物结合态	于上步残渣中加入20 mL 0.04 mol·L⁻¹ NH₂OH·HCl的25% HAc溶液(pH = 2.0)，(96 ± 3) ℃下水浴6 h，每10 min搅拌1次
4	有机结合态	于上步残渣中加入3 mL 0.02 mol·L⁻¹ HNO₃溶液和5 mL 30% H₂O₂溶液(pH = 2.0)，(85 ± 2) ℃下水浴2 h，间歇搅拌；补加3 mL 30% H₂O₂溶液(pH = 2.0)，(85 ± 2) ℃水浴3 h，每10 min搅拌1次，加入5 mL 3.2 mol·L⁻¹ NH₄Ac的20% HNO₃溶液，稀释到20 mL，(22 ± 5) ℃下恒温振荡30 min (200 r·min⁻¹))
5	残渣态	参见“1.3 分析方法”中土壤TCr和Cr(Ⅵ)的检测方法
注：1)在土样的土壤Tessier连续提取实验中，为保证残渣态土壤量足够进行碱消解(2.5 g)和微波消解(0.2 g)，本实验中每个土壤样品实际用量为本表中的3倍(即：3 g)，提取液用量也等比例增加。第1、2步在50 mL离心管中操作，第3、4步在100 mL烧杯中操作。

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表 2 第3、4步提取操作中提取液对Cr(Ⅵ)的还原

Table 2. Reduction of Cr(Ⅵ) by extraction solution in the 3rd and 4th extraction steps

提取步骤	实验编号	Cr(Ⅵ)初始量/mg	Cr(Ⅵ)残留量/mg	Cr(Ⅵ)反应量/mg
第3步(NH₂OH·HCl)	L3-1	20.00	ND	20.00
第3步(NH₂OH·HCl)	L3-2	60.00	9.12 ± 1.02	50.88
第4步(H₂O₂)	L4-1	0.27	ND	0.27
第4步(H₂O₂)	L4-2	1.36	0.82 ± 0.08	0.54

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表 3 第1、2步提取操作中Fe²⁺对Cr(Ⅵ)的还原

Table 3. Reduction of Cr(Ⅵ) by Fe²⁺ in the 1st and 2nd extraction steps

提取步骤	实验编号	Cr(Ⅵ)初始量/mg	初始pH	反应后pH	Cr(Ⅵ)剩余量/mg	Cr(Ⅵ)反应量/mg
第1步	L1-1-Fe	0.146	6.6±0.2	5.3±0	ND	0.146
	L1-2-Fe	1.461	5.5±0.1	3.1±0	ND	1.461
	L1-3-Fe	2.922	5.1±0.1	3.2±0.1	0.95±0.10	1.972
第2步	L2-1-Fe	0.146	5.0±0.0	5.0±0	ND	0.146
	L2-2-Fe	1.461	5.0±0.0	5.0±0	ND	1.461
	L2-3-Fe	2.922	5.0±0.0	5.1±0	1.32±0.01	1.602
注：Fe²⁺加入量为4.721 mg(0.085 mmol)。

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表 4 第1、2步提取操作中硫化物对Cr(Ⅵ)的还原

Table 4. Reduction of Cr(Ⅵ) by sulfides in the 1st and 2nd extraction steps

提取步骤	实验组	Cr(Ⅵ)初始量/mg	初始pH	反应后pH	Cr(Ⅵ)剩余量/mg	Cr(Ⅵ)反应量/mg
第1步	L1-1-S	0.292	8.1±0	8.0±0	0.21±0	0.082
	L1-2-S	1.461	8.1±0	7.6±0	1.37±0	0.091
	L1-3-S	2.922	8.1±0	7.0±0.1	2.82±0.02	0.102
第2步	L2-1-S	0.292	5.0±0	5.1±0	0.13±0	0.162
	L2-2-S	1.461	5.0±0	5.0±0	0.99±0	0.471
	L2-3-S	2.922	5.0±0	5.0±0	2.13±0.02	0.792
注：硫化物加入量(以等效S²⁻计)为0.54 mg。

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表 5 未污染土壤的Tessier连续提取实验结果

Table 5. Results of Tessier sequential extraction of the uncontaminated soil

结合形态	Cr(Ⅵ)/(mg·kg⁻¹)	TCr/(mg·kg⁻¹)
可交换态	ND	ND
碳酸盐结合态	ND	1.5±0.1
铁锰氧化物结合态	ND	5.0±0.7
有机结合态	ND	3.4±0.3
残渣态	ND	88.4±19.5
合计^a	ND	103.8±13.6
直接检测值^b	ND	78.5±3.3
注：^a 5种结合态检测结果的数学加和值；^b对土样Cr(Ⅵ)和TCr的直接检测结果。

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表 6 铬污染土壤的Tessier连续提取实验结果

Table 6. Results of Tessier sequential extraction of the chromium-contaminated soil

结合形态	Cr(Ⅵ)/(mg·kg⁻¹)	TCr/(mg·kg⁻¹)
可交换态	170.1±3.4	186.6±4.8
碳酸盐结合态	71.4±1.2	93.0±1.5
铁锰氧化物结合态	ND	2 799.0±128.4
有机结合态	ND	440.8±57.0
残渣态	7.2±0.1	788.0±95.8
合计^a	248.7±4.6	4 307.4±274.9
直接检测值^b	361.3±16.7	4 285.5±607.1
注：^a 5种结合态检测结果的数学加和值；^b对土样Cr(Ⅵ)和TCr的直接检测结果。

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表 7 修复后铬污染土壤的Tessier连续提取实验结果

Table 7. Results of Tessier sequential extraction of the remediated chromium-contaminated soil

结合形态	土样3		土样4
结合形态	Cr(Ⅵ)/(mg·kg⁻¹)	TCr/(mg·kg⁻¹)	Cr(Ⅵ)/(mg·kg⁻¹)	TCr/(mg·kg⁻¹)
可交换态	1.0±0.4	40.8±1.8	ND	ND
碳酸盐结合态	ND	162.4±4.1	ND	283.1±15.0
铁锰氧化物结合态	ND	2 839.6±95.7	ND	2 991.2±267
有机结合态	ND	328.1±33.9	ND	279.5±42.6
残渣态	9.4±0.5	720.9±120.8	12.±0.6	739.0±126.1
合计^a	10.4±0.9	4 047.3±94.9	12.±0.6	4 244.7±67.3
直接检测值^b	47.2±2.9	4 368.3±432.6	24.0±13.8	4 368.3±432.6
注：^a 5种结合态检测结果的数学加和值；^b对土样Cr(Ⅵ)和TCr的直接检测结果。

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图( 2) 表( 7)

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1. 实验部分（Experimental section）
1.1 实验试剂与仪器
1.2 实验方法
2. 结果与讨论(Results and discussion)
2.1 分析方法的评价
2.2 河流水质参数与毒品目标物检出浓度的相关性评价
2.3 验证水质参数对模拟样品中毒品目标物的检出影响
3. 结论（Conclusion）

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TESSIER等^[1]于1979年提出连续提取法，以用于分析金属在土壤或固废中的结合形态。该法将土壤金属的结合态分为5种，即可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态、残渣态；各结合态的提取难度依次增大，其所对应的生物有效性依次降低。Tessier连续提取法作为一种操作性定义，以特定提取剂和一定的提取条件来区分元素与土壤特定组分的结合态，有其相对合理性，也存在着一定的局限性，但现阶段还未找到更好的替代方法。Tessier连续提取法最初只对8种土壤金属(Cd、Co、Cu、Ni、Pb、Zn、Fe、Mn)进行了分析，但其中并不包含铬。近年来，随着土壤铬污染问题及其修复技术研发的需要，一些研究开始将Tessier连续提取法拓展到土壤铬的结合态分析上来，有些研究仅针对总铬(TCr)^[2-4]，有些也包括六价铬[Cr(Ⅵ)]^[5-7]，该方法的应用场景越来越广泛^[8-9]。

土壤TCr以三价铬[Cr(Ⅲ)]和Cr(Ⅵ) 2种价态存在。其中，Cr(Ⅵ)的可迁移性和毒性远远高于Cr(Ⅲ)。因此，铬污染土壤修复通常是指清除土壤中的Cr(Ⅵ)，或将其转化成低毒性的Cr(Ⅲ)^[10]。Tessier连续提取法在铬结合态分析中的应用主要出于3个目的：1)了解自然环境下未污染土壤中原生铬结合态的分布；2)了解铬污染土壤中Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)和TCr结合态的分布^[11]；3)比较修复前、后土壤Cr(Ⅲ)、Cr(Ⅵ)或TCr结合态分布的变化，从结合态的角度评估修复技术的有效性^[12-13]。然而，Tessier连续提取法在其第3步铁锰氧化物结合态的提取中使用了还原剂盐酸羟胺(NH₂OH·HCl)，存在将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)的可能性。在第4步有机结合态的提取中使用的双氧水(H₂O₂)也可能导致Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)的转化。此外，对于经还原修复的铬污染土壤，土壤中残留的还原剂也可能在提取过程中将Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)，从而影响修复效果评估的准确性。但关于以上条件对铬结合态分析的影响至今仍缺少相关研究报道。目前，Tessier连续提取法在未加评估的情况下，被直接用于铬污染土壤和含铬固废的结合态分析。

本研究针对当前Tessier连续提取法使用的3种场景，即：1)未污染土壤的原生铬结合态；2)铬污染土壤中的铬结合态；3)铬污染土壤还原修复后残留铬的结合态(还原剂为亚铁^[4]和硫化钠^[14])。通过液相机理研究和土壤相验证研究相结合的方式，探究提取液自身组分和残留还原剂导致的各提取步骤中Cr(Ⅵ)与Cr(Ⅲ)的转化及机理。本研究结果可为利用Tessier连续提取法准确评估铬污染土壤修复效果提供参考。

1. 材料与方法

1.1. 实验原料

实验试剂。重铬酸钾(K₂Cr₂O₇)、七水硫酸亚铁(FeSO₄·7H₂O)、九水硫化钠(Na₂S·9H₂O)、六水合氯化镁(MgCl₂·6H₂O)、乙酸钠(NaCOOH)、乙酸(HCOOH)、盐酸羟胺(NH₂OH·HCl)、30%过氧化氢(H₂O₂)、乙酸铵(NH₄COOH)、硝酸(HNO₃)均为分析纯。

硫化物溶液。为模拟经硫化钠处理后的土壤中残留硫化物的状态，残留还原剂的影响实验中使用的硫化物溶液取自K₂Cr₂O₇与Na₂S溶液密闭反应7 d后的上清液，主要成分为硫离子、多硫化物、硫代硫酸钠等^[15]。

本研究采用4种土壤样品进行土壤相实验。

土样1。未污染土壤，取自重庆大学校园内挖出的未经污染的原生黏土。采集后风干、过1 mm孔径的筛网备用。

土样2。铬污染土壤，采自重庆某铬渣堆场。该渣场铬渣已被清理，土壤样品取自该渣场底部。

土样3。经硫酸亚铁稳定化处理后的Cr(Ⅵ)污染土壤。以硫酸亚铁为还原剂，对土样2进行稳定化处理，用量为与Cr(Ⅵ)按化学计量比反应所需剂量的5倍。期间密封保存，稳定化处理时间为7 d，然后对其进行Tessier连续提取分析。

土样4。经硫化钠稳定化处理后的Cr(Ⅵ)污染土壤。以硫化钠为还原剂，用量为与Cr(Ⅵ)按化学计量比反应所需剂量的5倍。稳定化处理方法同土样3，然后对其进行Tessier连续提取分析。

1.2. 实验方法

Tessier连续提取法引起的铬结合态分析误差主要来自于2个方面，一是其提取液自身组分在第3、4步提取过程中对Cr(Ⅵ)的还原；二是土壤中残留还原剂在第1、2步提取过程中对Cr(Ⅵ)的还原。

1)第3、4步中提取液组分的影响。本实验采用的Tessier连续提取法^[1]操作步骤详见表1，其在第3步和第4步分别使用了NH₂OH·HCl和H₂O₂。在酸性条件下，NH₂OH·HCl和H₂O₂均可能将释放到提取液中的Cr(Ⅵ)还原成Cr(Ⅲ)^[16-17]。为避免土壤中铬提取不完全的误差和土壤中其他离子的干扰，本实验不加入土壤基质，以Cr(Ⅵ)标准液替代铬污染土壤，进行溶液相反应机理研究。向150 mL锥形瓶中加入0.5 mL不同浓度的Cr(Ⅵ)标准液，具体加入量见表2中“Cr(Ⅵ)初始量”，实验编号分别L3-1、L3-2和L4-1、L4-2。再分别按照Tessier连续提取法第3步、第4步进行操作，测定溶液中残留的Cr(Ⅵ)量。

2)第1、2步中残留还原剂的影响。对于修复后的铬污染土壤，残留还原剂和剩余Cr(Ⅵ)都会释放到提取液中，2者可能在第1、2步的操作过程中发生反应，导致Cr(Ⅵ)的还原。在本实验中，首先向第1步和第2步的提取液中添加Cr(Ⅵ)标准液，再加入还原剂FeSO₄溶液或硫化物溶液，按表1中步骤操作完成后，检测溶液中剩余的Cr(Ⅵ)量。

3)土壤铬的Tessier连续提取实验。按照表1中步骤分析4种土壤样品中Cr(Ⅵ)和TCr结合态。每步提取完成后，使用离心机进行固液分离(4 000 r·min⁻¹，10 min)。上清液经0.45 µm滤膜过滤后测定Cr(Ⅵ)和TCr含量，离心管中的土壤继续用于下一步的提取分析。

以上所有液相和固相土壤实验均设置3个平行。

1.3. 分析方法

硫化物溶液浓度(以S^2-计)的测定采用碘量法(HJ/T 60-2000)^[18]。水溶液中Cr(Ⅵ)的测定采用二苯碳酰二肼分光光度法(EPA Method 7196a)^[19]，水溶液中TCr的测定采用高锰酸钾氧化-二苯碳酰二肼分光光度法(GB 7466-1987)^[20]。土壤Cr(Ⅵ)的测定采用碱消解(Method 3060a)^[21]联合二苯碳酰二肼分光光度法(Method 7196a)；土壤TCr的测定采用微波消解^[22]联合高锰酸钾氧化-二苯碳酰二肼分光光度法(GB 7466-1987)。以上检测采用空白样、实验室控制样和加标样作为质控措施。

在残留还原剂的影响实验中，为保证剩余Cr(Ⅵ)浓度测定的准确性，需采取一定方法减小检测误差：为避免残留Fe²⁺对Cr(Ⅵ)测定的干扰^[23]，实验完成后要先将溶液pH调至11以上，曝气50 min，放置1 d左右；然后，滤去Fe(OH)₃沉淀，测定滤液Cr(Ⅵ)浓度，在此操作下，Fe(OH)₃沉淀的吸附不影响Cr(Ⅵ)检测^[24]。为减小残留硫化物对Cr(Ⅵ)测定的干扰，实验完成后，对溶液中残留的Cr(Ⅵ)同时采用二苯碳酰二肼显色法(EPA Method 7196a)和UV-VIS扫描测定^[25]。如果发现残留硫化物导致显色法测定结果出现显著负偏差，而UV-VIS扫描测定的结果在其检出限以上，则采用UV-VIS扫描的测定结果；如果2种方法的检测结果均在其检出限以下，则认为残留Cr(Ⅵ)含量未检出，记为“ND”。

3. 结论

1)Tessier连续提取法的提取液自身还原性组分会在铁锰氧化物结合态和有机结合态的检测中导致Cr(Ⅵ)被还原为Cr(Ⅲ)，可还原的Cr(Ⅵ)最大量分别为50.88 mg、0.54 mg。经还原修复的铬污染土壤，土壤残留还原剂会在可交换态和碳酸盐结合态的检测中导致Cr(Ⅵ)的还原。

2)当用于了解未污染土壤中原生铬结合态分布时，使用Tessier连续提取法无不利影响。

3)当用于了解铬污染土壤中TCr和Cr(Ⅵ)的结合态分布时，Cr(Ⅵ)铁锰氧化物结合态和有机结合态的检测结果明显低于真实值，TCr结合态的检测结果重现性可能较差，但不一定出现不可接受的偏差。

4)当用于评价铬污染土壤修复前、后Cr(Ⅵ)结合态分布变化时，修复后土壤中Cr(Ⅵ)可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态和有机结合态的检测结果均可能明显低于真实值。

参考文献 (41)

Tessier连续提取法用于土壤铬分析的Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)转化及适用性

作者简介: 李东(1968—)，男，博士，副教授。研究方向：重金属污染土壤修复技术。E-mail：lidongbayan@cqu.edu.cn

通讯作者: ;

Transformation of Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ) and application suitability in Tessier sequential extraction of soil chromium

Corresponding author: LI Dong, lidongbayan@cqu.edu.cn ;

1. 实验部分（Experimental section）

1.1 实验试剂与仪器

1.2 实验方法

1.2.1 毒品标准储备液的配制

1.2.2 不同pH、氯离子浓度模拟水样配制

1.2.3 实际水样的采集

1.2.4 样品前处理

1.2.5 分析方法优化

2. 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 分析方法的评价

2.1.1 回收率

2.1.2 线性范围、检出限及定量限

2.2 河流水质参数与毒品目标物检出浓度的相关性评价

2.3 验证水质参数对模拟样品中毒品目标物的检出影响

2.3.1 pH对模拟样品中毒品目标物的检出影响

2.3.2 氯离子浓度对模拟样品中毒品目标物的检出影响

2.3.3 存储时间对模拟样品中毒品目标物的检出影响

3. 结论（Conclusion）

计量

出版历程

Tessier连续提取法用于土壤铬分析的Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ)转化及适用性

通讯作者: ;

作者简介: 李东(1968—)，男，博士，副教授。研究方向：重金属污染土壤修复技术。E-mail：lidongbayan@cqu.edu.cn 1. 重庆大学煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室，重庆 400044 2. 重庆大学环境与生态学院，重庆 400044

English Abstract

Transformation of Cr(Ⅵ)-Cr(Ⅲ) and application suitability in Tessier sequential extraction of soil chromium

Corresponding author: LI Dong, lidongbayan@cqu.edu.cn ;

全文HTML

1.1. 实验原料

1.2. 实验方法

1.3. 分析方法

2.1. 第3、4步中提取液组分的影响

2.2. 第1、2步提取操作中残留还原剂的影响

2.3. 土壤铬的Tessier连续提取实验

目录

全文HTML

1.1. 实验原料

1.2. 实验方法

1.3. 分析方法

2.1. 第3、4步中提取液组分的影响

2.2. 第1、2步提取操作中残留还原剂的影响

2.3. 土壤铬的Tessier连续提取实验

作者简介: 李东(1968—)，男，博士，副教授。研究方向：重金属污染土壤修复技术。E-mail：lidongbayan@cqu.edu.cn
1. 重庆大学煤矿灾害动力学与控制国家重点实验室，重庆 400044

2. 重庆大学环境与生态学院，重庆 400044