土壤有机碳作为土壤肥力及环境质量的重要特征，一直以来都是土壤学研究的热点^[1,2]. 同时，作为陆地生态系统目前已知的最大碳贮存库，土壤碳库变化近年来也逐渐成为碳循环以及全球变化研究重点关注的核心内容^{[3, 4, 5]}. 由于全球每年由土壤释放到大气的CO₂量最高可达化石燃料燃烧排放量的10倍以上^[6]，因此，加强土壤碳库变化的研究与管理，揭示其对环境变化的响应机制，对于科学增加土壤对大气碳素的固持，缓解全球温室效应至关重要. 其中，对于更易受到全球环境变化影响、 且与温室气体排放密切相关的土壤活性碳库的研究更加尤为重要^[7,8].

近年来，化石燃料的燃烧以及化肥的大量使用带来全球大气氮沉降量的日趋增加. 我国作为除欧洲，美国外的第三大氮沉降集中区^[9,10]，大气氮沉降量也在逐年上升. 据2013年Nature杂志的最新报道，从1980~2010年，中国总的氮沉降量平均每年以0.41 kg ·hm^-2的速率在增加，并且这种趋势在未来的数十年内还将持续下去，进而带来土壤外源氮输入状态的显著改变^[11]. Holland等^[12]的研究认为，几乎所有以CO₂形式丢失的碳汇都可以通过植物生长响应氮沉降的促进作用来调节. 虽然这个结论准确与否仍需进一步探讨，但氮对陆地生态系统碳固存能力存在显著影响是毋庸置疑的. 加强大气氮沉降水平变化对土壤有机碳库影响效应的定量研究不仅对于科学预测未来全球氮沉降变化情景下陆地生态系统土壤碳库的可能变化具有重要科学意义，也是人类进入以管理全球碳循环为目标的后京都时代的迫切需要^[13,14].

有关大气氮沉降增加对土壤碳库影响的试验研究虽然近些年来逐渐受到关注，但不同研究获得的结论存在较大的差异. 对于土壤总有机碳(TOC)库，Hagedorn等^[15]、 Huang 等^[16]以及Ochoa-Hueso等^[17]在森林生态系统，Jung等^[18]在农田生态系统的研究中均发现，氮沉降能促进碳固定，从而在一定程度上增加了土壤有机碳含量及碳储量; Mack等^[19]与Conant等^[20]的研究则发现氮沉降水平的增加将会导致森林与农田土壤有机碳含量的减少; 对于土壤活性碳库的影响效应也存在类似的研究结论. 以目前逐渐受到关注的土壤溶解性有机碳(DOC)为例，Aber^[21]认为增加氮肥会引起凋落物中氮的含量增加、 微生物活动加强而导致DOC的减少; 也有学者研究认为DOC的变化与氮输入的增加趋势相同^[22]; 而刘德燕等^[23]对中国三江平原沼泽湿地研究时则发现：好气条件下，净氮输入量为1 mg ·g^-1的氮处理水平对土壤DOC含量的影响不显著，而净氮输入量为2 mg ·g^-1和5 mg ·g^-1时，土壤DOC含量则显著增加. 由此可以看出，无论是土壤总有机碳还是土壤活性有机碳库，其对氮沉降水平变化的响应依然存在较大的不确定性，且缺乏相对较长期的试验研究. 并且，从研究对象来看，以往大量研究主要集中在森林、 农田以及部分湿地的研究上，对于草地生态系统的研究还十分薄弱，尤其是对草地土壤活性碳库影响的相关报道更为有限^{[24, 25, 26]}. 草地TOC以及土壤活性有机碳对大气氮沉降变化的响应仍然是陆地生态系统土壤碳循环研究的薄弱环节.

在中国，草地是分布面积最大的陆地生态系统，约占国土面积的40%左右^[27]. 由于长期过度放牧以及风蚀等的影响，土壤有效氮素供给存在严重不足，从而使得草地碳源、 汇对于氮沉降的变化更加敏感，是我国碳循环以及全球变化研究的重点区域之一^[28]. 因此，本研究基于我国草地相关长期试验数据缺乏的研究现状，选取了我国内蒙古温带典型草原中的羊草草原为研究对象，自2008~2011年开展了连续4 a的氮沉降野外模拟控制试验，探讨了草地土壤TOC以及DOC含量对外源氮输入水平变化的定量响应，并对其可能的影响机制进行了初步的分析与讨论，以期为科学评价与预测未来大气氮沉降水平变化对中国温带草地土壤有机碳库的可能影响提供数据基础，同时也为合理利用与管理草地，科学增加土壤碳固存以及减缓草地温室效应贡献提供一定的理论指导.

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于内蒙古的锡林河流域. 该流域地处国际地圈-生物圈计划(IGBP)全球变化研究中国东北陆地样带(NECT)之内，区域内草原原始面貌保存较好，在中国温带草原区乃至整个欧亚大陆草原区都具有典型性与代表性^[29,30]. 试验选取了典型草原中的羊草草原作为研究对象. 羊草草原是锡林河流域面积最大的草原类型，也是当地经济价值最高的天然草场，广泛分布于我国东北、 内蒙古东部、 蒙古共和国东部、 俄罗斯外贝加尔地区^[30]，总面积约为4.2×10⁵ km²，其中一半以上分布在中国. 本研究建立的控制试验小区位于北纬43°33′3″，东经116°40′31″，海拔约1265 m，建群种为根茎禾草羊草(Leymus chinensis)，优势种为大针茅(Stipa grandis)和冰草(Agropyron michnoi)等密丛禾草. 土壤为暗栗钙土，土层深度100~150 cm，其中，土壤有机层厚度约为20~30 cm. 年降水量350~450 mm，年均气温-0.3~1℃，≥10℃积温1800℃~2000℃. 该样地于2008年围封，围封前一直作为打草场，除自然大气氮沉降外，试验地块在本试验实施前未受到任何人为施氮的影响.

2008年生长季初，在选定的羊草草原内选取地势较平坦，植被群落密度、 盖度和种群结构具有代表性且植被土壤性质较为均一的地块划分控制试验小区. 围栏小区面积约为86 m× 64 m，样地中心区域面积为76 m× 54 m，围栏网四周与中心区域各留有5 m的缓冲区. 中心区域共划分为40个试验小区，每个小区面积均为10 m× 10 m，同时两两小区之间设有1 m宽的缓冲隔离带. 氮沉降处理水平的设置主要基于目前的自然氮沉降水平及其至本世纪末的可能变化，同时参考国际上同类研究以及国内已有施氮试验^{[9, 31, 32, 33]}. 据有长期数据的欧洲大气氮沉降监测结果表明，在过去的一个世纪，大气氮沉降量约增加了5~10倍^[34]，因此，在目前国内外许多相关模拟试验中，通常采用短期内高于当前氮沉降水平5~10倍的氮输入剂量来模拟未来氮沉降变化的可能情景^[35]. 基于Liu等^[11]对我国氮沉降水平变化的研究结果[2000年我国氮沉降平均水平约为21.1 kg ·(hm² ·a)^-1，其中，北方的氮沉降水平约为22.6 kg ·(hm² ·a)^-1]，本研究将模拟氮沉降水平的最大剂量设为200 kg ·(hm² ·a)^-1. 40个小区共设置4个净氮输入水平，分别为CK：0 kg ·(hm² ·a)^-1，LN：50 kg ·(hm² ·a)^-1，MN：100 kg ·(hm² ·a)^-1，HN：200 kg ·(hm² ·a)^-1，每个处理各设10个重复小区，不同处理的设置为完全随机区组设计.

模拟氮沉降试验自2008年生长季开始，进行了连续4 a的处理与采样. 2008~2011年，在每年当地多雨季节的7月初与8月初(研究表明，温带草原区氮沉降多为脉冲式输入，且多随降雨(雪)、 降雾形式输入^[36])将拟添加的氮量均匀施入控制试验小区，每次的氮添加量均为全年拟加氮量的一半. 氮肥类型为兼有铵态氮与硝态氮的高效复合中性氮肥硝酸铵钙(含氮量为26%)，具体施用方法是：将需要施入的氮量换算成每个小区所需的硝酸铵钙量，将硝酸铵钙充分溶于20 L水中，以喷壶于施氮日清晨在草地人工来回喷洒，对照小区不施肥，但喷施等量的水，以尽量减少因外加水分因素导致的小区间羊草生长及土壤特征变化的差异.

土壤样品利用土钻法进行采集. 分别在2008~2011年生长季，在各氮处理水平的10个重复小区中选取3个小区采集土壤样品. 在每个小区S形布点，9点采样，除2008年与2009年采集层次为0~40 cm(0~10 cm、 10~20 cm、 20~30 cm、 30~40 cm)外，其余年份均采集的是表层0~20 cm的土壤样品(0~10 cm、 10~20 cm). 采集频率为7、 8月每个月2次，其他月份每个月1次. 每次样品采集后，同小区同层次9钻样品混合，每个处理3个重复. 充分混合后的一部分样品挑除砾石与可见根系后，风干、 磨细、 过80目筛，用于分析土壤TOC含量. 另取混合后的一部分新鲜土样，经超纯水浸提后用于土壤DOC含量的测定.

土壤样品中TOC含量利用重铬酸钾-外加热法分析^[37]. DOC含量利用超纯水浸提-有机碳分析仪法测定. DOC测定的具体步骤为：取过2 mm筛的鲜土10 g放入100 mL的离心管中，加入50 mL超纯水振荡30 min后离心(5000 r ·min^-1)10 min(若浑浊则重新离心)，上清液通过循环水真空泵抽滤过0.45 μm的微孔滤膜，滤液中的有机碳浓度利用总有机碳分析仪(Elementar vario TOC cube，德国elementar元素分析系统公司)测定. 同时，每份土样用烘干法测质量含水量，用以换算成以烘干土为基准的DOC浓度. 土壤容重利用环刀法获得.

土壤有机碳密度利用以下公式计算^[38]：

对土壤不同形态有机碳组分的统计分析(Pearson 相关分析、 单向方差分析以及曲线估计等)主要利用SPSS 17.0软件包完成; 文中图件利用Excel 2007绘制. 2 结果与分析 2.1 氮沉降对草原土壤TOC含量的影响

图 1为不同年份、 不同氮处理水平下羊草草原土壤TOC分布特征. 从中可以看出，不同年份各处理土壤TOC含量均随土壤深度增加而降低，同一氮处理水平各土层TOC含量均以表层0~10 cm最高. 施氮前两年，不同氮处理0~10 cm土壤TOC含量均显著高于其下3个土层(P<0.01)，但20~30 cm与30~40 cm土层间TOC含量差异不显著(P>0.05). 其中，施氮第1 a，与0~10 cm土层相比，10~20 cm、 20~30 cm以及30~40 cm土层TOC含量的下降幅度分别约为19.0%~23.8%、 32.4%~35.3%以及39.6%~41.5%. 施氮第2 a，不同氮水平处理土壤TOC随深度增加的下降幅度与第1 a基本相近，0~10 cm以下各土层TOC的下降幅度分别约为16.9%~23.2%、 24.1%~33.5%与37.3%~43.6%. 施氮第3 a与第4 a，虽然0~10 cm土层TOC含量仍显著高于10~20 cm土层，但不同处理10~20 cm土壤TOC含量降低幅度约为9.5%~16.0%以及6.4%~18.6%，垂直分异较前两年明显降低. 此外，计算不同氮处理水平土壤TOC的垂直变异系数可知，除前两年的HN处理外，连续4个年份3个施氮处理土壤TOC的垂直变异系数均略小于CK，氮沉降增加降低了土壤TOC的垂直变异，但TOC垂直变异系数与氮输入水平变化无明显的线性关系，梯度效应不明显.

图 1

Fig. 1

图 1 典型草原不同氮处理土壤TOC分布特征 Fig. 1 Soil TOC with different depths at four nitrogen treatment levels in temperate typical steppe 图中数据为整个生长季平均含量，误差线为生长季多次测定值的标准偏差(n=8); 不同大写字母表示同一年份不同处理间差异达到 显著水平(P<0.05)，不同小写字母表示同一年份不同层次间差异达到显著水平(P<0.05)

比较同一年份不同氮处理水平间土壤TOC含量的差异(图 1)，无论是0~10 cm还是10~20 cm土层，4个处理水平的土壤TOC含量在不同年份互有高低，并没有表现出一致的对比关系，且除2010年0~10 cm土层MN处理土壤TOC含量显著低于其他处理水平(P<0.01)、 2010年与2011年10~20 cm土层LN处理显著高于CK(P<0.01)或MN处理(P<0.05)外，其他年份不同处理两两间的差异并不显著(P>0.05). 施氮4 a对于草地土壤表层0~20 cm的TOC含量变化并未表现出显著的影响，但LN水平处理在施氮后两年对于10~20 cm土层TOC含量的增加已呈现出一定的促进作用.

同时，分析同一处理土壤TOC含量的年际变化，对于0~10 cm土层，除MN处理年际差异规律较为特殊外，包含CK在内的不同处理均以控制试验开始后的第3 a(2010年)土壤TOC含量显著高于其他3个试验年份(P<0.01)，但其他年份间差异不显著(P>0.05)，MN处理2010年土壤TOC平均含量仅与2009年差异显著(P<0.05). 对于10~20 cm土层，除CK处理外，3个施氮处理在施氮后两年均显著高于前两年(P<0.01)，随着施氮的进行，土壤亚表层TOC含量有所增加.

此外，利用表层土壤TOC含量以及容重数据计算得到表层0~20 cm土壤总有机碳密度(图 2). 从整个0~20 cm土层来看，不同氮处理水平土壤有机碳密度在3.9~5.6 kg ·m^-2之间变动. 施氮前两年不同氮处理0~20 cm土壤总有机碳碳密度均低于CK或与CK接近，而施氮后两年，施氮对土壤总有机碳密度逐渐呈现出一定的促进作用，除施氮第3 a MN处理显著低于CK外(P<0.01)，其余施氮处理0~20 cm土壤总有机碳密度均大于CK，但同一年份不同处理间差异并未达到0.05的显著性水平. 对于同一氮处理总有机碳密度的年际差异，从图 2可以看出，不同氮处理土壤表层有机碳密度的年际变化动态基本一致，不同氮处理0~20 cm土层总有机碳密度均以施氮第3 a为最高，且与其他年份的差异达到了极显著(P<0.01)，其他年份间土壤有机碳密度虽有明显波动，但年际间差异不显著(P>0.05).

图 2

Fig. 2

图 2 不同氮水平处理0~20 cm土壤总有机碳密度及其年际变化 Fig. 2 Soil organic carbon density of 0-20 cm soil layer and its inter-annual variation in different nitrogen treatment plots

与土壤TOC的垂直分布格局有所差异，施氮后土壤DOC含量并未完全呈现出随土壤深度增加而降低(图 3)，尤其是施氮第4 a表层10~20 cm土壤DOC含量反而略高于0~10 cm土层. 但总的来说，除施氮第2 a不同氮处理30~40 cm土层DOC含量普遍显著低于0~10 cm土层外，4 a连续施氮后0~10 cm与10~20 cm土层DOC含量的差异并不显著. 与CK相比，施氮增加了表层0~40 cm土壤DOC的垂直变异，但随着施氮的进行，试验后两年土壤DOC垂直分异明显小于前两年. 此外，与TOC垂直变异相比，除施氮第2 a外，其他年份土壤DOC的垂直变异均小于TOC.

图 3

Fig. 3

图 3 典型草原不同氮处理土壤DOC分布特征 Fig. 3 Soil DOC with different soil depths at four nitrogen treatment levels in temperate typical steppe 图中数据为整个生长季平均含量，误差线为生长季多次测定值的标准偏差(n=8); 不同大写字母表示同一年份不同处理间差异达到 显著水平(P<0.05)，不同小写字母表示同一年份不同层次间差异达到显著水平(P<0.05)

与不同氮处理水平间土壤TOC含量的对比关系相类似，不同年份土壤DOC含量在4个处理间也并未表现出一致的对比关系(图 3). 同一土层各处理土壤DOC含量在不同年份互有高低，且无论是0~10 cm还是10~20 cm土层，除了施氮第2 a的0~10 cm以及10~20 cm土层HN处理显著高于CK处理外，其他年份施氮对土壤DOC含量的影响并不显著. 4 a连续施氮对于草地表层0~20 cm土壤DOC含量并未表现出显著的影响.

对比同一氮处理水平土壤DOC的年际变异(图 3)，对于0~10 cm土层，试验后两年土壤DOC含量均高于前两年，但除CK与LN处理在第2 a显著低于其他年份外，其他处理不同年份间差异并未达到0.05的显著性水平; 对于10~20 cm土层，后两年土壤DOC含量虽然也明显高于前两年，但不同处理的年际差异并不完全相同. 3个施氮处理主要表现为施氮第4 a显著高于第1 a(MN与HN)或第2 a(LN与HN)，而CK处理则表现为施氮第2 a显著低于其他年份(P<0.05)，与CK处理0~10 cm土层DOC年际对比关系相同.

土壤DOC占TOC的比率(DOC/TOC)被称为土壤DOC的分配比例^[39]. 通过求算DOC的分配比例可以消除不同研究地点TOC含量差异对DOC的影响，比DOC的绝对含量更能体现土壤碳库的状况并且可以更加真实地反映出土壤有机碳质量的差异. 研究表明，土壤中DOC所占比例越高，说明土壤碳的活性越大，稳定性越差^[40].

对于0~10 cm土层(表 1),DOC/TOC分别在0.34%~0.87%(CK)、 0.47%~0.83%(LN)、 0.41%~0.74%(MN)以及0.35%~0.76%(HN)范围内变动，且除施氮第1 a的LN处理以及施氮第2 a的3个施氮处理其DOC/TOC略高于CK外，其余年份施氮处理DOC/TOC的比例均小于CK; 而对于10~20 cm土层，不同处理DOC/TOC的变化范围分别为0.32%~1.09%(CK)、 0.32%~0.92%(LN)、 0.43%~0.93%(MN)以及0.42%~1.06%(HN). 与0~10 cm土层相类似，除施氮第1 a的LN处理以及施氮第2 a的3个施氮处理其DOC/TOC略高于CK外，其余年份施氮处理DOC/TOC的比例也均小于CK. 施氮处理普遍降低了表层土壤DOC在TOC中所占的比例. 此外，从不同层次的比较来看，除施氮第2 a的0~10 cm土层 DOC/TOC略高于10~20 cm外，其余年份10~20 cm土壤DOC在TOC所占比例均高于同一处理的0~10 cm土层.

表 1(Table 1)

表 1 不同氮处理水平土壤DOC占TOC的比例 1) Table 1 Proportions of soil DOC in TOC at different nitrogen treatment levels 年份 氮处理水平 DOC/TOC/% 0~10 cm 10~20 cm CK 0.50(0.13) 0.58(0.18) 2008 LN 0.60(0.18) 0.61(0.29) MN 0.41(0.21) 0.43(0.15) HN 0.35(0.13) 0.42(0.10) CK 0.34(0.12) 0.32(0.25) 2009 LN 0.47(0.21) 0.32(0.15) MN 0.57(0.16) 0.51(0.27) HN 0.65(0.34) 0.59(0.17) CK 0.77(0.41) 0.86(0.33) 2010 LN 0.74(0.13) 0.78(0.51) MN 0.72(0.43) 0.86(0.66) HN 0.71(0.51) 0.81(0.50) CK 0.87(0.92) 1.09(1.20) 2011 LN 0.83(0.75) 0.92(0.65) MN 0.74(0.32) 0.93(0.40) HN 0.76(0.80) 1.06(0.88) 1)表中数值为平均值(标准偏差)

表 1 不同氮处理水平土壤DOC占TOC的比例 1) Table 1 Proportions of soil DOC in TOC at different nitrogen treatment levels

此外，综合分析各年份不同处理土壤TOC与DOC变化之间的关系可以看出(图 4)，两者之间的变化表现出显著的正相关关系(P<0.01). 这表明,土壤TOC的变化在一定程度上制约着土壤DOC的变化. 同时，比较TOC与DOC的时间变异可知，不同氮处理土壤DOC含量随时间的变异均远大于TOC，与TOC的变化相比，土壤DOC的变化更为敏感和迅速.

图 4

Fig. 4

图 4 试验区土壤DOC与TOC的耦合变化关系 Fig. 4 Relationship between DOC and TOC in the experiment plots

本研究连续4 a的小区模拟试验发现，施氮对草地表层0~20 cm 土壤TOC与DOC含量并无显著影响. 与本研究的结果相类似，Unlu等^[41]在沙地农田、 Neff等^[42]在高山苔原带、 Zeng等^[43]在中国科尔沁沙地草地5 a的施氮试验中均未发现土壤TOC含量的显著变化. 对于土壤DOC，Sjberg等^[44]在瑞典挪威云杉林中以及Currie等^[45]在美国哈佛森林施氮试验中也未发现施氮对地表土壤DOC的显著影响. 分析原因可能与氮可利用性变化对土壤有机碳的不同来源影响存在差异甚至相反密切有关. 一般来说，枯落物、 死亡根系及其根系分泌物等是土壤TOC的主要来源. 本试验中，在施氮的第2 a与第3 a对不同氮处理的地上与根系生物量变化进行了同期测定，结果表明，LN，MN与HN处理生长季平均地上生物量在施氮第2 a分别比CK增加了13.5%、 11.7%以及18.5%，施氮第3 a这3个氮处理较CK分别增加了26.1%、 38.0%与36.8%(具体数据未列出，另文发表)，增加的地上生物量以枯枝落叶的形式为土壤提供了更多的有机碳来源. 但随着土壤氮有效性的逐步提高，生物量分配比例逐渐向地上部分转移以利于获取更多的光能进行光合作用，植被的根冠比逐渐减低，且均小于CK(表 2). 植物向根系分配比例的降低减少了根系残体及其分泌物向土壤的碳归还，在一定程度上抵消了地上部分的正效应; 与此同时，对同一草地凋落物分解过程的研究表明，在凋落物分解早期，不同氮添加水平对凋落物分解速率无显著影响，但是在分解的398 d之后，MN和HN处理对凋落物分解过程则逐渐表现出一定的抑制作用^[46]. 施氮在增加草地凋落物量的同时也降低了凋落物的分解速率. 因此，在上述相反效应的共同影响下，土壤TOC含量的变化并不显著. 由于有机碳不同来源对氮可利用性变化的响应存在一定差异，因此，利用同位素示踪技术等方法定量区分氮输入变化后草地土壤有机碳不同来源的相对贡献变化并开展长期的定位模拟试验研究对于准确预测未来氮沉降变化情景下草地土壤有机碳的可能响应至关重要.

表 2(Table 2)

表 2 不同氮处理草地植物根冠比比较 Table 2 Comparison of root-shoot ratios of grassland vegetation among different nitrogen treatments 氮处理水平 根冠比 2009年 2010年 CK 7.85 4.89 LN 7.62 3.97 MN 7.47 4.27 HN 6.33 4.18

表 2 不同氮处理草地植物根冠比比较 Table 2 Comparison of root-shoot ratios of grassland vegetation among different nitrogen treatments

对于土壤DOC，一般认为其成分主要是以富啡酸、 胡敏酸以及分子量较小的有机酸、 碳水化合物为主^[47,48]，由于其来源为枯枝落叶、 死亡根系及其分泌物、 微生物代谢产物以及土壤有机碳本身，因此同样受到上述变化的共同影响. 同时，由于其水溶性以及较容易被植物与微生物利用等特点，其含量变化对气候变化尤其是降水变化的响应较TOC更加敏感^[49]，与土壤质地、 pH、 矿质氮含量等土壤理化参数变化的关系也更密切^{[50, 51]}. 研究表明，施氮后NH⁺₄的增加由于其与胡敏酸和富里酸可结合形成类似“溶解盐”的物质，将会提高有机质的溶解性^[51]，而施肥后土壤pH的下降又会通过减少腐殖质胶体表面的负电荷数量而降低土壤有机物质的可溶性^[52]，施氮后微生物固氮增加对土壤有效碳的需求也会带来土壤DOC含量的下降^{[53, 54]}. 因此，相比TOC，土壤DOC时空变异对氮沉降变化的响应更加敏感而复杂. 与此同时，大量研究表明，长期单施化肥对土壤有机碳的影响主要是增加了非活性有机碳的含量^[55]，而对有机碳活性部分的影响较小，或是由于长期施氮后土壤团聚体受到破坏^[56]以及微生物可利用碳源的逐渐缺乏^[23]带来活性有机碳的减少，进而降低了施氮后土壤DOC等活性有机碳在整个有机碳中所占的比例. DOC比例的降低增加了土壤有机碳的稳定性.

本研究中，不同年份各处理土壤TOC含量均随土壤深度的增加而降低. 不同处理表层0~10 cm土壤有机碳含量均显著高于其下3个土层(P<0.01)，但20~30 cm与30~40 cm土层间TOC含量差异不显著(P>0.05). 与其他许多研究结果相类似^[57,58]，土壤TOC分布具有明显的表聚性. 在草地生态系统中，地表凋落物的分解和淋溶对土壤的影响主要集中在表层^[59]，研究区草地植被根系虽然发达，但也主要密集分布于表层. 其中，0~20 cm根系生物量约占0~130 cm总根系生物量的52.6%^[60]，表层0~10 cm生产力约为0~30 cm总生产力的77.8%^[27]. 外源氮输入水平的变化也并未改变草地植被根系的垂直分布格局. 本研究对施氮样地植物生物量的测定结果显示，施氮后生长季0~20 cm根系生物量最高约为20~40 cm根系生物量的5倍左右，平均约3倍左右. 由于植物有20%~50%左右的光合产物通过根系的分泌和死亡输入土壤^[61]，因此根系生物量以及凋落物的表聚现象也就在很大程度上决定了土壤TOC的垂直分布特征.

受表层TOC的高含量、 凋落物与根系等的表聚分布以及土壤表层适宜水热条件的影响，土壤DOC含量也呈现随深度增加而递减的总体变化趋势. 但在施氮条件下，随着氮素可利用性的增加，除植被地上、 地下分配格局发生变化外，还有另外一个重要的表现就是根系分布的变浅^[62]，这就进一步增强了土壤DOC的表聚趋势，导致施氮处理土壤表层与亚表层DOC垂直分异明显高于CK. 但由于DOC易溶于水，并可能随降水淋溶而下渗迁移至下层土壤，因此，在降水稍大年份，土壤个别层次DOC含量随土壤深度的增加反而出现递增的状况. 本研究中，施氮第4 a不同处理表层10~20 cm土壤DOC含量约比0~10 cm土层高4.3%~13.5%. 高俊琴等^[63]对若尔盖高寒湿地沼泽土和泥炭土DOC垂直变化的研究也发现，DOC含量的最高值不是出现在近地表，而是出现在8~10 cm土层，其原因可能是由于不同深度土壤DOC受到了微生物或降水淋溶作用的不同影响. 但需要指出的是，由于干旱、 半干旱草原区降水量低，强度小，因此，这种淋溶作用通常也只发生在近地表，使得10~20 cm土层DOC含量以及DOC/TOC略高于0~10 cm，而对于下层影响较小. 此外，氮输入水平的增加虽然在一定程度上增强了土壤DOC的垂直分异，但随着氮素可利用性的增加，根系生物量分配比例将逐渐降低. 同时，由于单施化学氮肥而缺乏有效的外加碳源补充，微生物的数量与活性也会因碳源的缺乏而受到影响，氮素对凋落物分解将逐渐呈现出抑制效应^[46]，凋落物、 根系对土壤DOC表聚效应的影响也会有所减小，因此，施氮后两年土壤DOC的垂直分异较前两年有所降低，但其长期分布特征的变化还有待于今后试验的进一步验证.

4 结论

(1) 施氮处理4 a对草地表层0~20 cm 土壤TOC含量变化并无显著影响. 不同氮处理0~20 cm土壤有机碳密度约为3.9~5.6 kg ·m^-2，施氮前两年不同氮处理0~20 cm土壤总有机碳密度均低于CK或与CK接近，但在施氮后两年，氮素增加对土壤总有机碳密度逐渐呈现一定的促进作用. 不同年份、 不同氮处理草地土壤TOC含量均随土壤深度的增加而递减，施氮降低了土壤TOC的垂直变异.

(2) 经过4 a的连续施氮处理，不同氮处理水平间以及0~10 cm与10~20 cm土层间土壤DOC均未表现出显著差异; 受淋溶作用等影响，个别年份10~20 cm土壤DOC含量略高于0~10 cm土层. 与CK相比，施氮没有改变土壤DOC的垂直分布特征，但增加了其垂直变异; 3个施氮处理除施氮第4 a的10~20 cm土层DOC含量显著高于第1 a(MN与HN)或第2 a(LN与HN)外，其余年份间土壤DOC的年际差异不显著，而CK处理0~10 cm与10~20 cm土层均表现为施氮第2 a显著低于其他年份.

(3)不同处理0~20 cm土层DOC/TOC在0.32~1.89范围内变动，施氮处理普遍降低了DOC在整个TOC中所占的比例; 除施氮第2 a的0~10 cm土层 DOC占TOC的比例略高于10~20 cm外，其余年份10~20 cm的DOC/TOC均高于同一处理的0~10 cm土层.

(4)草地土壤TOC与DOC的变化显著正相关; 不同氮处理土壤DOC含量随时间的变异均远大于TOC，草地土壤DOC较TOC对氮沉降水平的变化更为敏感.