摘要
还原碱解扩散法是测定旱地土壤有效氮的常规方法，建立和选择合适的还原碱解体系可提高测定结果的可靠性。通过土样实际测定和加标回收实验，比较了当前普遍应用的 3 种 FeSO4 还原碱解体系对土壤 NO3- -N 的还原能力，并探讨了其在土壤有效氮测定中的适用性，旨在为土壤农化分析工作中有效氮测定方法的研究和应用提供参考。结果表明：供试土样的还原碱解氮测定值均以 0.2 g-Fe 体系（0.20 g FeSO4·7H2O + 1.14 mol/L NaOH）最低，1 g-Fe 体系（1.00 g FeSO4·7H2O + 1.68 mol/L NaOH）居中，1 g-ZnFe 体系（0.17 g Zn + 0.83 g FeSO4·7H2O + 1.55 mol/L NaOH）最高。与对照（CK，无还原剂 +1.00 mol/L NaOH）相比，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 分别使测定值增加了 6.9 ～ 14.0、8.9 ～ 77.6 和 10.2 ～ 169.5 mg/kg。3 种还原碱解体系的 NO3- -N 还原率随加标量的增加而降低，且呈较好的幂函数关系。以回收率 90% 计，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 在空白加标实验中可分别还原 26.6、57.8 和 203.5 μg NO3- -N，在样品加标实验中则分别为 29.0、50.3 和 153.2 μg。由于有土样时的 NO3- -N 还原率低于无土样时，在进行土样实际测定时很可能会低于此估算值。相较于其他两种还原碱解体系，1 g-ZnFe 具有更强的 NO3- -N 还原能力，更适用于当前的一般旱地农田土壤。在土壤 NO3- -N 丰富时，不建议采用还原碱解法测定土壤有效氮。鉴于碱解氮和 NO3- -N 具有不同的土壤肥料学意义，建议分别测定两者以从不同角度综合反映土壤供氮能力。
Abstract
As a conventional method to determine available nitrogen in dryland soils，the modified Conway’s diffusion method should establish and optimize the conditions of alkali hydrolysis and reduction to ensure reliability of determination results. Nitrate reducing capacity and practical applicability of three common-used FeSO4 reduction systems were compared through soil sample tests and recovery tests，aimed to provide reference for available nitrogen determination methods in the of soil agrochemical analysis. The measured results of available nitrogen in 11 soil samples indicated that 0.2 g-Fe system （0.20 g FeSO4·7H2O and 1.14 mol/L NaOH）was the lowest，1 g-Fe system（1.00 g FeSO4·7H2O and 1.68 mol/L NaOH） was middle and 1 g-ZnFe system（0.17 g Zn，0.83 g FeSO4·7H2O and 1.55 mol/L NaOH）was the highest. Compared with CK（no reductant and with 1.00 mol/L NaOH），0.2 g-Fe，1 g-Fe and 1 g-ZnFe systems increased the measured results by 6.9-14.0，8.9-77.6 and 10.2-169.5 mg/kg，respectively. The reduction rate of nitrate nitrogen declined with the increase of spiked level and gave a good power function relationship. Based on a recovery rate of 90%，0.2 g-Fe，1 g-Fe and 1 g-ZnFe systems respectively reduced 26.6，57.8 and 203.5μg NO3- -N in the blank spike test，while 29.0，50.3 and 153.2μg in the matrix spike test，respectively. For lower reduction rate in the actual soil sample measurement，these values were likely to be overestimating. With higher efficiency of NO3- -N reduction and wider range of application than 0.2 g-Fe and 1 g-Fe，1 g-ZnFe was more suitable for current farmland soils. Nevertheless，when a large amount of nitrate accumulated in soils，all of the three FeSO4 reduction systems were not applicable. For alkaline-hydrolyzed nitrogen has a different significance from NO3- -N in soil and fertilizer science，it was recommended to separately measure alkaline-hydrolyzed nitrogen and NO3- -N in soil and further to integrate both as indicators of soil nitrogen supply capacity.
Keywords
土壤供氮能力是限制作物生产的重要因素之一。能被当季作物吸收利用的那部分土壤氮，即土壤有效氮，是反映土壤供氮能力的重要指标[1]。土壤有效氮包括起始矿质氮和可矿化氮两部分：前者是作物播种前土壤中已存在的能被根系直接吸收的无机氮，主要以硝酸盐和铵盐的形式存在；后者在作物生长期间可通过矿化作用释放出无机氮，以酰胺、氨基酸、易水解的蛋白质等有机氮存在[2-3]。由于土壤有效氮的化学形态、转化过程和影响因素较为复杂，植物有效性与化学提取性之间并无明确联系，因而建立或选择土壤有效氮的化学测定方法往往是经验性的[4]。如何准确定量土壤有效氮是科学评价土壤供氮能力和合理施用氮肥的基础，一直受到土壤肥料学工作者的重视[5-7]。
土壤有效氮的化学测定方法主要有酸性水解法、碱性水解法、浸提法等，其中碱解扩散法是我国测定土壤有效氮的常规方法。该方法是 Conway 于 20 世纪 30 年代提出微扩散法的基本原理后[8-9]，由 Bremner[10]、Cornfield[11] 将其应用于土壤氮测定而逐渐建立起来的。我国自 20 世纪 60 年代初开始对该方法进行研究[12]，因其简便易行，测定结果的再现性好，且与作物吸氮量存在一定的相关性，从而得到了广泛的接受和应用[5]。该方法测得的氮主要来自土壤交换性铵和易水解的含氮有机物，也包括部分固定态铵[13]，但并不包括硝态氮（NO3--N）在内。水稻土 NO3--N 含量较低，测定有效氮时一般忽略不计。NO3--N 是旱地土壤矿质氮的主要形态，对有效氮的贡献不应忽略[6-7]。为解决这一问题并尽量简化操作，研究者们在常规碱解扩散法的基础上，通过添加还原剂将 NO3--N 还原为铵态氮（NH4 +-N），从而与碱解氮一并测出。这种改进了的碱解扩散法（即还原碱解扩散法）提高了测定结果与作物吸氮量或产量的相关性[14-15]，已成为目前我国旱地土壤有效氮的常规分析方法[2-3，16]。
还原碱解扩散法的测定结果不仅受到水土比、碱度、培养温度和时间等常规碱解扩散法测定条件的影响，还受到还原剂种类和用量的影响。目前推荐采用的还原剂主要有 FeSO4 [2-3，17-19]、Zn-FeSO4 混合物[16，20-22]、Zn 粉[23-24]、戴氏合金[25-26]等，其中以 FeSO4 单一或混合还原剂最为常见。由于 FeSO4 会消耗碱，因此，需要根据其添加量调整碱的用量，以保证土壤中的含氮有机物能在相当的碱度条件下发生水解。不同来源的方法所使用的还原剂种类、用量和碱度存在差异，对 NO3--N 的还原能力也就不同，因而测定结果往往会出现较大差别[20-21，23-27]，这就给旱地土壤有效氮的分析测定和实践应用造成了一定的困扰。因此，建立合适的还原碱解体系对于提高土壤有效氮测定结果的可靠性具有重要意义。另外，近几十年来由于大量施用氮肥造成 NO3--N 在农田土壤中逐渐累积[28]，如何选择合适的还原碱解体系应用于旱地土壤有效氮的测定也就成为了一个亟须探讨的问题。
本研究中的 3 种 FeSO4 还原碱解体系在当前的土壤肥料工作中都有普遍的应用。其中两种采用的是单一还原剂 FeSO4，是多部土壤农化分析教材和实验工具书所采用的常规方法，自全国第二次土壤普查便得到了普及[2-3，17-19]；另一种采用的是混合还原剂 Zn-FeSO4，为林业部门制定的行业标准方法[16]，近年来在农田土壤上也得到了较多推荐[20-22]。本研究比较了这 3 种 FeSO4 还原碱解体系对土壤有效氮测定结果的影响，通过加标回收实验和回归分析探讨了不同还原碱解体系的适用性，旨在为旱地土壤有效氮的化学分析方法研究和应用提供有益的参考。
1 材料与方法
1.1 供试土壤
供试土壤采集自江苏省扬州市、太仓市和东台市的小麦田（D）和蔬菜地（S）（表1）。采回的土样按照 HJ/T166—2004 进行风干、粉碎、过筛、混匀和保存。为了解供试土壤的基本性状，采用水浸提-pH 计法、外加热重铬酸钾容量法、半微量开氏法、氯化钾浸提-紫外分光光度法、碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法、中性乙酸铵浸提-火焰光度法分别测定土壤的 pH 值、有机质、全氮、硝态氮、有效磷和速效钾[2，29]。
表1供试土壤的基本性状
1.2 实验方法
1.2.1 土壤有效氮的测定方法
参考目前普遍应用的方法[2-3，16]统一土壤有效氮的测定条件。风干土样磨碎并过 1 mm 孔径筛后充分混匀，称取 2.00 g（D1～D6）或 1.00 g （S1～S5）均匀平铺于扩散皿外室，加入还原剂并与土样混匀，加入 3.00 mL 20 g/L 硼酸-定氮指示剂混合溶液于内室，在外壁的上边缘均匀涂抹一薄层碱性胶液，盖上毛玻璃片并检查气密性，稍推开毛玻璃片后从缺口处向外室加入 10.0 mLNaOH 溶液，迅速盖严扩散皿并用橡皮筋固定毛玻璃片，在 40℃恒温箱中放置 24 h。取出扩散皿冷却至室温后，用 0.005012 mol/L（1/2 H2SO4）标准溶液滴定内室溶液，由蓝色变为浅红色即为滴定终点。
1.2.2 还原剂和 NaOH 浓度设置
由于 FeSO4 会降低测定体系的碱度，而 Zn 基本无影响[23，30]，为使不同还原碱解体系的碱度相当，参照文献[14，25，27]方法根据 FeSO4 用量确定 NaOH 溶液的浓度（体积保持 10.0 mL）。对照（CK）不添加还原剂，NaOH 浓度为 1.00 mol/L。 3 种还原碱解体系分别为：（1）0.2 g-Fe 体系[2-3，19]，以 0.20 g FeSO4·7H2O 为还原剂，添加 0.10 mL Ag2SO4 饱和溶液作催化剂，NaOH 浓度 1.14 mol/L；（2）1 g-Fe 体系[17-18]，以 1.00 g FeSO4·7H2O 为还原剂，NaOH 浓度 1.68 mol/L；（3）1 g-ZnFe 体系[16，21-22]，以 0.17 g Zn 粉和 0.83 g FeSO4·7H2O 为还原剂，NaOH 浓度 1.55 mol/L。FeSO4·7H2O（沪试， Cat. No.10012118）经研磨后过 0.25 mm 孔径筛，直接用于 0.2 g-Fe 和 1 g-Fe 体系中，与 Zn 粉（沪试， Cat. No.10023760）按质量比 5∶1 充分混匀后用于 1 g-ZnFe 体系中。制备好的还原剂密封保存，并在一周内使用[17]。
1.2.3 空白加标回收实验
在扩散皿外室加入 2.00 mL 浓度为 0～800 mg/L NO3--N 的 KNO3 标准溶液（CK 加入 2.00 mL 去离子水）。考虑到标准溶液加入体积对体系碱度的影响，将 CK 和还原碱解体系中的 NaOH 溶液体积调整为 8.00 mL，同时将浓度设置为 1.2.2 中的 1.25 倍，即 1.25 mol/L（CK）、1.42 mol/L（0.2 g-Fe）、2.10 mol/L （1 g-Fe）和 1.94 mol/L（1 g-ZnFe）。其余实验条件同 1.2.2，每个处理设置 3 个平行。
1.2.4 样品加标回收实验
以 D1 和 S1 为供试土样，在扩散皿外室加入 2.00 mL KNO3 标准溶液，加标液的 NO3--N 浓度设置为 50、100 和 250 mg/L，CK 和还原碱解体系设置同 1.2.3，并在相同的实验条件下进行操作，每个处理进行 4 个平行。
1.2.5 NO3--N 回收率和还原率的计算
1.3 数据分析方法
试验数据采用 Excel 2016 进行基础分析与制图，采用 SPSS 25.0 进行单因素方差分析和差异显著性检验（LSD 法）。图表中的数据以平均值 ± 标准差表示，处理间的差异显著性（P<0.05）用小写字母标注。
2 结果与分析
2.1 不同还原碱解体系对土壤有效氮测定结果的影响
常规碱解扩散法是通过化学水解来模拟土壤有机氮的矿化，其测定值的高低与土壤有机质的种类、含量和熟化程度相关。在不添加还原剂时 （CK），11 种供试土样的有效氮测定值（碱解氮） 与有机质含量之间存在较好的相关性（r2 =0.7161） （表1、表2）。麦田（D1～D6）的碱解氮含量相对较低（52.1～155.8 mg/kg，平均 109.5±39.3 mg/kg），而蔬菜地（S1～S5）相对较高（116.0～392.6 mg/kg，平均 224.5±119.0 mg/kg）（ 表2）。加入还原剂后，土壤有效氮测定值（还原碱解氮）显著高于 CK，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 分别比 CK 高 6.9～14.0、8.9～77.6、10.2～169.5 mg/kg（表2）。在相同的实验条件和 NO3--N 水平下，不同还原碱解体系的测定值反映了其对土壤 NO3--N 的还原能力。供试土样的还原碱解氮均以 0.2 g-Fe 最低，1 g-Fe 居中，1 g-ZnFe 最高，分别比 CK 高 3.2%～13.3%、12.1%～48.3%、14.4%～143.5%。可见，1 g-ZnFe 对土壤 NO3--N 的还原能力最强， 1 g-Fe 居中，而 0.2 g-Fe 最低。
还原碱解氮与碱解氮之差即为被还原的 NO3--N 量，在理想情况下应等于土壤 NO3--N 含量。然而，土壤 NO3--N 的实际还原程度受还原剂、体系碱度、土壤 NO3--N 含量等因素的影响而存在差异[14，20-22]。由表2可见，3 个还原碱解体系对土壤 NO3--N 的还原程度大体随土壤 NO3--N 含量的增加而降低，最高可达 101.3%，最低仅 3.0%。麦田土壤 NO3--N 水平相对较低，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 对 NO3--N 的还原率分别为（41.8±12.0）%、（75.2±6.7）% 和 （90.3±8.1）%；而蔬菜地的 NO3--N 水平相对较高，还原率分别为（6.3±4.1）%、（27.6±11.7）% 和 （58.3±15.7）%。有研究认为，通过还原碱解氮与碱解氮之差获得的土壤 NO3--N 量与紫外分光光度法测定值不一致，是由于后者与经典方法（酚二磺酸比色法）的测定值相比偏高[20]。从本实验和其他相关资料[21，31-32]中两类方法的差异程度来看，这一现象还可能是由于土壤 NO3--N 未能充分转变为 NH3-N 所致。也就是说，在常规测定条件下 （土液比 1∶5、40℃恒温培养 24 h），1 g-ZnFe 能够使相当数量的土壤 NO3--N 还原为 NH3-N 进而被测出，但采用 0.2 g-Fe 时土壤中绝大部分的 NO3--N 仍未能得到还原。
表2不同还原碱解体系对土壤有效氮测定值和 NO3--N 还原程度的影响
注：同一行的不同小写字母表示同一土样的有效氮测定值之间差异显著（P＜5%）。下同。
2.2 空白加标实验中不同还原碱解体系对 NO3--N 的还原
在空白加标实验中，NO3--N 回收率（y）随着加标量（x）的增加而降低，且呈幂函数关系，相关性系数（r 2） 达 0.8940～0.9885（ 图1）。根据 DZ/T 0130.3—2006，当被测组分含量为 1～100 mg/kg 时，加标回收率的允许限为 90%～110%[33]。以回收率 90% 计，由回归方程得到 0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 可还原的 NO3--N 量分别为 26.6、57.8 和 203.5 μg，若以土样称取量 2 g 计，则分别相当于土壤 NO3--N 含量 13.3、28.9 和 101.7 mg/kg。然而，此估算值与进行土样实际测定时的情况有较大偏离。以 1 g-ZnFe 为例，NO3--N 含量低于 101.7 mg/kg 的供试土样有 7 个（D1～D6和 S3），但仅有 3 个土样的 NO3--N 还原率达到了 90% 以上，最低的仅为 77.5%（S3）（表1、表2）。
图1空白加标实验中不同还原碱解体系的 NO3--N 加标回收率
2.3 样品加标实验中不同还原碱解体系对 NO3--N 的还原
对土样 D1 和 S1 进行加标实验发现，还原碱解氮测定值和 NO3--N 回收率都表现为 0.2 g-Fe ＜ 1 g-Fe ＜ 1 g-ZnFe（表3）。以 S1 和加标 200μgNO3--N 为例，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 的测定值分别比不加标时高-2.4、62.4 和 145.3 μg，即 NO3--N 回收率分别为-1.2%、31.2% 和 72.6%。1 g-ZnFe 的 NO3--N 回收率保持在 68.5%～91.2%，而 0.2 g-Fe 甚至不及 1.5%，与盛海君等[21]的研究结果接近。
与空白加标实验不同，样品加标实验还涉及了土壤中原有 NO3--N 的还原，因而相同加标水平下的 NO3--N 还原率与回收率并不一致。有土样存在时，NO3--N 还原率（y）和加标后的总 NO3--N 量（x）仍可用幂函数进行描述（图2）。以还原率 90% 计，由回归方程得到 0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 可还原的 NO3--N 量分别为 29.0、50.3 和 153.2μg，是空白加标实验相应估算值的 108.9%、 87.1% 和 75.4%。对比表2中的土样测定情况可以发现，样品加标实验与空白加标实验一样，也过高估计了 1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 适用的土壤 NO3--N 范围。有研究也发现，还原一定量 NO3--N 所需的还原剂（戴氏合金）用量在有无土样存在时相差较大[26]。
表3样品加标实验中不同还原碱解体系的测定值和 NO3--N 加标回收率
图2样品加标实验中不同还原碱解体系的 NO3--N 还原率
3 讨论
3.1 3 种 FeSO4 还原碱解体系的适用性
还原碱解扩散法自 20 世纪 70 年代起在我国得到广泛的应用，当时土壤 NO3--N 含量一般为 0.5～50 mg/kg[17]，春播前肥力较低的田块大多在 5～10 mg/kg，肥力较高的田块可达 20 mg/kg 以上[2]。在此情况下，0.2 g-Fe[19]和 1 g-Fe[17-18]得到了较多推荐，并作为土壤有效氮的常规分析方法沿用至今。近 30 年来 NO3--N 在农田土壤中逐渐累积[28]，且受施肥、降水、秸秆还田、耕作方式等因素的影响在不同田块、剖面不同深度、作物不同生育期呈现出明显的差异性[34-37]。以小麦和玉米种植为例，在常规施肥水平下 0～20 cm 耕层土壤 NO3--N 含量，一些田块不足 10 mg/kg[34]，大多数为十几到几十 mg/kg[35-36]，少数甚至高达 100 mg/kg 以上[37]。随着土壤 NO3--N 含量的增加，还原碱解扩散体系对 NO3--N 的还原程度逐渐降低（表2、表3、图1、图2）。因此，根据土壤 NO3--N 含量建立和选择合适的还原碱解体系，对准确量化土壤有效氮和指导氮肥合理施用具有重要的现实意义。
(1)
(2)
(3)
(4)
(5)
(6)
在采用 FeSO4 单一还原剂时，NO3--N 的还原主要通过反应（2）进行。经计算，若反应完全进行，1.0 g FeSO4·7H2O 可还原 6.29 mg NO3--N。在空白加标实验中，0.2 g-Fe 和 1 g-Fe 仅分别最多还原了 34.8 和 390.8μg NO3--N，对应的 NO3--N 回收率也仅为 11.6% 和 24.4%（图2）。研究发现，NO3--N 还原程度受 FeSO4 添加量、粒径等因素的影响， 0.2～1.8 g FeSO4·7H2O 对 1 mg NO3--N 的还原回收率仅为 10.85%～43.87%，粉剂的还原效果比粒剂好[27]。0.2 g-Fe 尽管有 Ag2SO4 作催化剂，但由于 FeSO4 添加量小，对 NO3--N 的还原能力较为有限，本实验中仅在 NO3--N 加标量最低（20μg）时的回收率达到了 90% 以上。1 g-Fe 由于 FeSO4 用量增加，对 NO3--N 的还原能力明显得到了提高（表2、表3、图1）。然而，由于 Fe2+ 还原能力有限，且碱性介质不利于反应（2）的进行，因此，NO3--N 的还原往往并不彻底。在加标量高于 50μg 时，1 g-Fe 的 NO3--N 回收率已不及 90%（图2）。可见，以 FeSO4 作为单一还原剂的还原碱解体系只适用于土壤 NO3--N 含量相对较低的情况。从空白加标实验结果来看，若要使 NO3--N 回收率达到 90% 以上， 0.2 g-Fe 和 1 g-Fe 适宜的 NO3--N 量应分别低于 26.6 和 57.8μg（图1）。基于该估算值并以常规称样量 2.00 g 计，0.2 g-Fe 目前仅适用于少部分土壤 NO3--N 含量较低（≤ 13.3 mg/kg）的农田；1 g-Fe 适宜的土壤 NO3--N 含量应低于 28.9 mg/kg，适用于大多数农田。然而，在采用土样进行实际测定时，适宜的土壤 NO3--N 最高含量要低于本实验的估算值：尽管 D6 的土壤 NO3--N 含量低于 13.3 mg/ kg，但 0.2 g-Fe 的还原率仅为 64.6%；除 D3 外的 5 个麦田土壤 NO3--N 含量低于 28.9 mg/kg，但 1 g-Fe 的还原率都未达到 90%（表2）。
采用混合还原剂 Zn-FeSO4 时，NO3--N 的还原主要通过反应 4 和 5 进行，H2 使绝大部分 NO3- 还原为 NO2-，Fe2+ 则将 NO3- 继续还原为 NH3。值得注意的是，在反应（5）和（6）中 Fe2+ 和 Fe3+ 的反复循环，可有效保证 Fe2+ 的还原能力，使 NO3--N 能够在碱性条件下得到持续还原[14，17]。在本实验中，1 g-ZnFe 对 NO3--N 的还原能力显著高于 1 g-Fe（表2、表3、图1、图2）。这与已有的研究结果一致[14-15，20]。采用 Zn-FeSO4 混合还原剂时，尽管 NO3--N 的还原机理较为复杂，但 Zn 的加入无疑大大促进了 NO3--N 的还原。Zn 粉、戴氏合金等具有比 Zn-FeSO4 更强的 NO3--N 还原能力，并得到了一些研究者的推荐[23-25]，但由于反应剧烈且生成的大量 H2 会影响扩散皿的气密性，且容易使碱液溅入内室的硼酸溶液中造成测定结果异常，因此，应用此类还原剂必须严格控制用量[25]。可见，无论从 NO3--N 的还原机理还是从实验结果来看， Zn-FeSO4 都是还原碱解扩散法测定旱地土壤有效氮的良好还原剂，适用于土壤 NO3--N 含量较高的农田。从加标实验结果来看，若要使 NO3--N 还原率达到 90% 以上，1 g-ZnFe 适宜的 NO3--N 量应低于 203.5μg（图1）或 153.2μg（图2）。为保险起见，取较低的预测值以估算其适宜的土壤 NO3--N 最高含量，即 76.6 mg/kg（以常规称样量 2.00 g 计）。通过适当减少称样量还可使其能够用于土壤 NO3--N 含量更高的情况（≤ 153 mg/kg，以称样量 1.00 g 计）。然而，采用土样进行实际测定时发现，在 NO3--N 含量低于此估算值的 7 个土样中，仅 D1、D5、D6 的 NO3--N 还原率达到了 90%，其余 3 个麦田土样都在 82% 以上，而蔬菜地土样 S3 则不及 78% （表2）。相较而言，1 g-ZnFe 适宜的土壤 NO3--N 范围较宽，适用于当前的一般农田土壤。
然而，将 1 g-ZnFe 应用于施肥水平较高的蔬菜地土壤有效氮测定时应谨慎。据调查，我国菜田土壤 NO3--N 含量为 0.5～689.8 mg/kg（n=1201），温室、大棚和露地菜田分别为 144.4±127.0、 138.5±147.0、56.6±71.4 mg/kg[38]。宁夏引黄灌区日光温室 0～20 cm 土层的 NO3--N 含量平均为 100～300 mg/kg，最高达 500 mg/kg[39]。本实验中的 3 个大棚蔬菜地 NO3--N 含量较高（285.3、 345.1、418.1 mg/kg），在称样量 1.00 g 的情况下， 1 g-ZnFe 的 NO3--N 还原率仅分别为 58.3%、45.5%、 40.5%（表2）。盛海君等[21]发现，1 g Zn-FeSO4 对两种设施土壤的 NO3--N 还原率分别为 63.5% 和 64.8%，略高于本实验结果，这可能是由于土样来源和实验条件不同所致。可以推测，在土壤 NO3--N 极为丰富，甚至引起次生盐渍化障碍时，本实验中的 3 种还原碱解体系都不能使 NO3--N 得到充分还原，仍有相当数量的 NO3--N 未能包含在测定结果中。
3.2 旱地土壤有效氮测定的两个建议
3.2.1 不可忽视体系碱度对还原碱解氮测定的影响
一般认为，体系碱度越高，土壤碱解氮测定值越高[22，40]。碱浓度较高时，既有利于土壤有机氮的分解释放，也有利于土壤矿化氮的快速扩散。但有研究发现，NaOH 溶液以 1 mol/L 为宜，浓度过高过低都会使 NH4 +-N 回收率降低[24]。由化学方法测得的土壤有效氮仅仅是衡量土壤氮素化学有效性的相对数值，从化学形态和数量上都不等同于植物从土壤中获取的那部分氮，因此，只有在相同条件下测得的结果才能用于比较。在常规碱解扩散法 （不加还原剂）中，NaOH 溶液的加入体积基本一致（10 mL），而普遍使用的浓度有 1.0[2-3，11，19]和 1.2 mol/L 两种[16-17，20-21]。研究者们在表述实验方法时，常仅以碱解扩散法这一方法名称而概之，忽略了所采用的体系碱度。因此，建议研究者们在发表学术论文时能够明确所使用的 NaOH 浓度和用量，今后最好使用统一的体系碱度以提高实验结果的可比性。
在还原碱解扩散法中，还应考虑还原剂种类和用量对体系碱度的影响。由于 FeSO4 消耗 NaOH，因此，需要根据 FeSO4 用量来调整 NaOH 浓度，以使反应体系能够维持相当的碱度，保证土壤含氮有机物质的水解和氨的快速扩散。虽然 Zn 也与 NaOH 反应，但生成的 Na2[Zn（OH）4]（ 或 Na2ZnO2） 呈碱性，因而一般不考虑 Zn 对体系碱度的影响。据研究，1.0 g FeSO4·7H2O可使还原碱解体系的碱度由 1.2 mol/L 降至 0.4 mol/L，而 0.2～1.0 g Zn 基本没有影响[23，30]。在还原碱解扩散法中，过高或过低的体系碱度都是不利的，甚至会出现截然相反的实验结果。陆迁树等[22]以 1 g Zn-FeSO4 作还原剂发现，1.8 mol/L NaOH 的加入体积应在 8 mL 以上，15 mL 时是否添加还原剂对测定结果无影响，而当 NaOH 浓度降至 1.2 mol/L 以下时加还原剂的测定结果低于不加还原剂（该实验以 1 g 水稻土作为加标实验的基质，其推荐的 NaOH 用量是否适用于旱地土壤尚需确认）。在一些研究中，相同还原剂对相同加标量的 NO3--N 回收率不同，其原因很可能就在于体系的初始碱度的不同。例如，同样是 1.0 g FeSO4·7H2O 作还原剂，本实验对 1 mg NO3--N 的回收率为 33.5%（图1），略高于周祖澄等[27]的 26.6%，而两者的 NaOH 浓度分别为 1.72 和 1.35 mol/L。由反应（1）和（3）可以计算出，FeSO4·7H2O 添加量为 1.0 g 时，需要将 NaOH 浓度分别提高 0.14 和 0.68 mol/L（保持体积 10 mL 不变）。本实验及文献[2-3，25，27]正是采用此方法来设置不同还原碱解体系的碱度。一些研究则在相同的 NaOH 用量下比较不同用量 FeSO4 的还原效果，或在加标实验中未考虑标准溶液体积对体系碱度的影响[30，41]。此外，在根据还原剂调整体系碱度时还需要考虑碱度变化对土壤有机氮水解的影响，但这一情况较为复杂，在有机质含量丰富的森林土壤中表现明显[42]，对一般农田土壤尚有待研究。
3.2.2 分别测定土壤碱解氮和 NO3--N
从本实验结果来看，当蔬菜地土壤 NO3--N 含量较高时，目前应用最为普遍的 3 种还原碱解体系均不能将土壤中的绝大部分 NO3--N 还原并测出 （表2、表3）。有研究者建议分别测定设施蔬菜地的土壤碱解氮和 NO3--N，并将两者之和作为有效氮[21]，这不失为一个较好的解决方案。判定土壤有效氮的测定方法是否合适，应首先取决于测定结果与作物生长效应是否具有相关性。虽然土壤碱解氮与作物吸氮量或产量相关性的报道不尽一致，但计入土壤 NO3--N 可以提高它们的相关性已成为研究者们的共识[4，43-45]。将土壤碱解氮和起始矿质氮作为两个相对独立的因子，综合分析其与作物生长效应的关系，可以更好地指导氮肥施用和作物生产。
鉴于以下原因，笔者建议对于一般的旱地农田也分别测定土壤碱解氮和 NO3--N，从而更好地反映土壤供氮状况和指导氮肥施用。一是碱解氮和 NO3--N 具有不同的土壤肥料学意义。除了少量氨基酸和酰胺外，土壤有机氮必需通过矿化作用转变为无机氮后才能被植物吸收，因而对正在生长的植物而言，土壤易矿化有机氮实际上是潜在有效氮，反映了近期内的土壤供氮状况。NO3--N 不易被土壤胶体吸附，可随质流到达根系被植物直接吸收，是旱地土壤速效氮的主要形态，反映了当前的土壤供氮状况。一些研究发现，用一定深度土壤的起始 NO3--N 可作为当季作物的供氮指标[6-7]。尽管土壤易矿化有机氮和 NO3--N 存在一定的联系，但两者的供氮规律和生物有效性相差较大，分别进行测定有利于从不同角度了解土壤的供氮特征。在施肥水平较高的情况下，NO3- 是土壤可溶性盐的重要组成，往往也需要单独进行测定以满足次生盐渍化、农业面源污染等科学问题的需要[38-39]。二是在当前的土壤肥料工作中，将碱解氮和 NO3--N 分别进行测定并不会增加过多的工作量。由常规碱解扩散法到还原碱解扩散法的改进，除使测定结果能够包括土壤 NO3--N 外，还有操作简便和设备简单的原因[17，25]。测定土壤 NO3--N 的传统方法是酚二磺酸比色法和还原蒸馏法，但这两种方法操作繁琐且耗时颇多，不适合大批量样品的分析[2，16]。随着土壤农化分析技术的发展，流动注射分析仪、紫外分光光度计等仪器方法测定土壤 NO3--N 简便快捷且准确可靠，已逐渐成为常规分析方法[16，28-29]。
4 结论
（1）采用还原碱解扩散法测定了来自小麦田和蔬菜地的 11 种供试土样，有效氮测定值均以 0.2 g-Fe 最低，1 g-Fe 居中，1 g-ZnFe 最高。与 CK 相比，0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 分别使测定值增加了 6.9～14.0、8.9～77.6 和 10.2～169.5 mg/kg。
（2）空白加标实验和样品加标实验表明，3 种还原碱解体系的 NO3--N 还原率随加标量的增加而降低，且呈较好的幂函数关系。以回收率 90% 计， 0.2 g-Fe、1 g-Fe 和 1 g-ZnFe 在空白加标实验中可分别还原 26.6、57.8 和 203.5 μg NO3--N，在样品加标实验中则分别为 29.0、50.3 和 153.2 μg。为保险起见，各体系取较低的预测值以估算其适宜的土壤 NO3--N 最高含量（以常规称样量 2 g 计），即 13.3 mg/kg（0.2 g-Fe）、25.2 mg/kg（1 g-Fe）和 76.6 mg/kg（1 g-ZnFe）。然而，在实际的土样测定时很可能会低于此估算值，因为有土样时的 NO3--N 还原率低于无土样时。
（3） 相较于 0.2 g-Fe 和 1 g-Fe，1 g-ZnFe 具有更强的土壤 NO3--N 还原能力，能将土壤中的绝大部分 NO3--N 还原并测出，更适用于当前的一般旱地农田。然而，将 1 g-ZnFe 应用于施肥水平较高的蔬菜地土壤有效氮测定时应谨慎。在称样量 1 g 的情况下，1 g-ZnFe 对两个露天蔬菜地土样中 NO3--N 的还原率不及 80%，而对 3 个大棚蔬菜地土样则不及 60%。不建议在土壤 NO3--N 含量丰富 （＞ 153 mg/kg，以称样量 1 g 计）时仍采用还原碱解扩散法测定土样有效氮。
（4）建议研究者们在试验方法中明确碱解扩散法所使用的体系碱度、是否使用还原剂以及还原剂的种类和用量，并应考虑还原剂种类和用量对体系碱度的影响，以及今后最好使用统一的体系碱度以提高试验结果的可比性。
（5）碱解氮和 NO3--N 具有不同的土壤肥料学意义，分别反映了土壤潜在的和当前的供氮状况。建议在旱地土壤上分别测定两者，以从不同角度来综合反映土壤供氮特性，进而指导氮肥的合理施用。