趙琬婧 李海興 焦健 王瑜 原卉 蔡體久 孫曉新*

(1 黑龍江三江國家級自然保護區(qū)管理局，黑龍江 撫遠 156500；2 東北林業(yè)大學林學院，黑龍江 哈爾濱 150040；3 黑龍江三江平原濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，黑龍江 撫遠 156500)

三江平原是中國最大的淡水沼澤濕地的集中分布區(qū)之一，也是我國中緯度冷濕( 季節(jié)性凍融) 低平原沼澤濕地的典型分布區(qū)。從20 世紀50 年代開始，三江平原進行了大規(guī)模的開發(fā)，至本世紀初，天然沼澤濕地由352.7 萬hm2下降到81 萬hm2，三江平原減少的沼澤濕地大部分被轉化為農田(Wang et al, 2011; Liu et al, 2018)，為國家糧食供應做出了貢獻，但同時也因為大片濕地遭到破壞而對生態(tài)環(huán)境產生了較大影響。

從上世紀90 年代開始，隨著濕地科學的發(fā)展以及國家生態(tài)環(huán)境保護政策的落實，人們逐漸認識到濕地生態(tài)系統(tǒng)服務功能的重要性，中國逐漸減少濕地的破壞，開始實施退耕還濕工程。1900—2010 年，中國對846 km2的農田進行了退耕還濕工程，其中，東北地區(qū)的濕地恢復工程效果最明顯，恢復濕地面積占全國濕地恢復工程總面積的61.1%(Mao et al, 2018)。三江平原地區(qū)是東北最重要的濕地分布區(qū)之一，近30 年來，該區(qū)已建立多個濕地類型的自然保護區(qū)，并分期逐步進行了退耕還濕工程。

退耕還濕等生態(tài)恢復工程是提高生態(tài)系統(tǒng)服務功能的重要手段(Barral et al, 2015)。農田在實施退耕還濕后，退耕地向天然沼澤方向演替，在此過程中，生態(tài)系統(tǒng)服務功能會產生較大變化，尤其是水土保持功能會大大提高( 熊遠清等, 2011)。三江平原地區(qū)的相關研究結果表明，自然沼澤水土保持功能是農田的6 倍(Liu et al, 2017)。土壤持水量是衡量濕地水土保持功能的最重要指標之一( 熊順貴, 2001)，如果土壤持水量增加，則可以直接反映出濕地水土保持功能的提高( 熊遠清等, 2011)。本文以黑龍江三江國家級自然保護區(qū)退耕還濕樣地為研究對象，通過對不同退耕年限恢復樣地以及鄰近的大豆田和天然臌囊苔草- 小葉章沼澤進行土壤持水量測定，揭示退耕還濕過程中恢復樣地土壤持水量變化，并為濕地恢復過程中水土保持功能變化的評估提供科學依據。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

黑龍江三江自然保護區(qū)位于黑龍江省東北部的撫遠和同江市境內，烏蘇里江和黑龍江交匯的三角地帶，地理坐標為47°26′00″～48°22′50″ N，133°43′20″～134°46′40″ E。 總面積19.81 萬hm2，其中核心區(qū)面積6.60 萬hm2，緩沖區(qū)面積2.80萬hm2，實驗區(qū)面積10.41 萬hm2。屬溫帶濕潤大陸性季風氣候區(qū)，年平均氣溫2.5℃，年均降水量558 mm。

本 研 究 選 取 退 耕 還 濕1 a、2 a、6 a、8 a、11 a、15 a 和25 a 的 恢 復 樣 地， 并 選 取 未 恢 復的農田和天然沼澤濕地作為對照地。大豆田以大豆(Glycine max) 為優(yōu)勢種， 零散分布些野莧(Amaranthus viridis) 和鴨跖草(Commelina communis) 等雜草；退耕還濕1 ～2 a，恢復地植被以雜草為主，可見濕地植物畫眉草(Eragrostis pilosa) 和藨草(Scirpus triqueter)；退耕還濕6 a后，植被以小葉章(Deyeuxia angustifolia) 和臌囊苔草(Carex schmidti) 為主 ；至恢復到15 ～25 a時，植被與天然沼澤濕地基本一致，以小葉章和臌囊苔草占絕對優(yōu)勢( 表1)。

表1 樣地植物種類Table 1 Plant species in sampling plots

1.2 研究方法

1.2.1 土樣采集在退耕還濕1 a、2 a、6 a、8 a、11 a、15 a 和25 a 的恢復樣地以及農田和原始沼澤濕地，用環(huán)刀直接取土壤樣品進行土壤持水量分析，每個樣地取3 個重復，每個重復取0 ～50 cm，每10 cm 分1 個層次，共5 個層次。樣品放進保溫箱后帶回實驗室分析。

1.2.2 實驗方法按照森林土壤水分- 物理性質的測定(LY/T 1215-1999) 方法進行土壤持水量測定，具體步驟如下：

(1) 將裝有濕土的環(huán)刀，揭去上、下底蓋，僅留一墊有濾紙的帶網眼的底蓋，放入平底盆( 或盤)中，注入并保持盆中水層的高度至環(huán)刀上沿為止，使其吸水達12 h(質地粘重的土壤放置時間可稍長)，此時環(huán)刀土壤中所有非毛管孔隙及毛管孔隙都充滿了水分，蓋上、下底蓋，水平取出，立即稱量(A)，即可算出最大持水量(g/kg)。

(2) 將上述稱量(A) 后的環(huán)刀，去掉底蓋，放置在鋪有干砂的平底盤中2 h，此時環(huán)刀中土壤的非毛管水分已全部流出，但環(huán)刀中土壤的毛細管仍充滿水分，蓋上底蓋，立即稱量(B)，即可計算出毛管持水量(g/kg)。

(3) 再將上述稱A(B) 后的環(huán)刀，揭去上、下底蓋，繼續(xù)放置在鋪有干砂的平底盤中，保持一定時間(3晝夜)，此時環(huán)刀中土壤的水分為毛管懸著水，蓋上、下底蓋，立即稱量(C)，即可算出最小持水量(g/kg)。

1.2.3 數(shù)據分析與處理使用Excel 記錄數(shù)據，SPSS 25 進行統(tǒng)計分析，其中每個樣地土層深度指標數(shù)值均為3 個重復的算術平均值，每個樣地指標均值為5 個土層( 每個土層3 個重復，共15 個數(shù)據) 的算術平均值，計算標準誤差(SE)。 用一元方差分析(one-way ANOVA, Duncan analysis) 對不同退耕年限恢復沼澤之間土壤持水量的差異進行分析；當P ＜0.05 時差異具有顯著性。使用Origin 2017作圖。

圖1 不同樣地土壤持水量垂直分布Fig.1 The vertical distribution of soil-water holding capacity in different sample plots

2 結果與討論

2.1 不同土壤深度土壤持水量變化

隨著土壤深度的增加，土壤最大持水量、毛管持水量和田間持水量均逐漸減小。各樣地土壤持水量在0 ～10 cm 土層最高，最大持水量、毛管持水量和田間持水量變幅分別為612.93 ～1 591.71 g/kg、480.88 ～1 411.82 g/kg、359.16 ～1 178.01 g/kg； 土 壤 持 水 量在40 ～50 cm 土層最低， 最大持水量、毛管持水量和田間持水量變幅分別為352.94 ～532.19 g/kg、308.76 ～440.42 g/kg、208.08 ～419.38 g/kg。大豆田0 ～20 cm 土層持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 要高于20 ～50 cm 土層，但其差異不顯著(P ＞0.05)，而其他樣地0 ～20 cm 土層持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 均顯著高于20 ～50 cm土層(P ＜0.05)。這是由于沼澤濕地土壤表層含有大量有機物、大量半分解狀態(tài)和分解狀態(tài)的草根，又因其容重小，土壤孔隙度大( 陳懷滿, 2010)，所以退耕樣地與天然濕地在0 ～20 cm 土層土壤持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 均顯著高于20 ～50 cm 土層(P ＜0.05)；而大豆田因農業(yè)活動導致容重較大且趨于均化，孔隙度較小(王世巖, 2004)，所以大豆田不同土層土壤持水量(最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 差異不顯著(P ＞0.05)。

圖2 不同樣地間土壤持水量Fig.2 Soil-water holding capacity in different sample plots

大豆田0 ～20 cm 土層最大持水量顯著低于其余樣地(P ＜0.05)， 而樣地間最大持水量在20 ～50 cm 土層差異不顯著(P ＞0.05)。這是因為退耕開始后，植被逐漸恢復，植物物種多樣性和生產力相較于大豆田顯著升高(P ＜0.05, Jin et al, 2020)，植被的變化會導致土壤表層有機質含量升高，土壤孔隙度增大( 田應兵, 2005; Dodds et al, 2008; 王國棟, 2012)，從而導致退耕土壤持水量較大豆田顯著提高(P ＜0.05)。與本研究結果相似，安慶菜子湖、云南大包山等不同退耕年限濕地土壤持水量自退耕后逐漸增大( 鄭真等, 2014; 王濤, 2015; Yang et al, 2019)。本研究不同樣地土壤持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 在20 ～50 cm 土層差異不顯著(P ＞0.05)，說明土壤底層受退耕恢復的影響較小( 圖1)。

2.2 不同退耕年限土壤持水量變化

各 樣 地 土 壤 持 水 量(0 ～50 cm 土 層) 隨退耕時間增加呈波動變化， 最大持水量變幅 為421.08 ～914.09 g/kg， 毛 管 持 水 量為355.59 ～815.42 g/kg， 田 間 持 水 量 為257.64 ～721.55 g/kg。退耕后，恢復樣地的土壤持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量)都高于大豆田，但土壤底層(20 ～50 cm 土層) 持水量受退耕恢復影響較小，導致大部分恢復樣地與大豆田的土壤持水量差異不顯著(P ＞0.05)，而退耕8 a 樣地和退耕11 a 樣地田間持水量均顯著高于大豆田(P ＜0.05)?；謴蜆拥嘏c天然臌囊苔草- 小葉章沼澤之間土壤持水量差異不顯著(P ＞0.05)( 圖2)。以前的相關研究表明，濕地土壤持水能力可能需要較長的時間才能恢復到天然濕地的水平，例如菜子湖區(qū)退耕濕地土壤持水量的結果表明，退耕濕地需要經過31 a 的恢復，土壤持水量才能恢復到與天然濕地相同的水平( 楊艷芳等, 2013)。這與本研究的結果差異較大，本研究結果顯示，農田退耕后，不同恢復年限的恢復濕地土壤持水量與天然濕地沒有顯著差異( 圖2)，可能與本研究恢復樣地的土壤有機質含量較高( 李海興, 2020)，且下層土壤受恢復影響較小有關。大包山和菜子湖濕地退耕后土壤持水量的研究結果表明，濕地下層土壤持水量增加趨勢小于上層土壤( 鄭真等, 2014; 王濤, 2015)，可見下層土壤持水量變化普遍較緩慢，并可能因此導致土壤剖面持水量整體差異不顯著。

3 結論

(1) 不同年限退耕還濕樣地以及對照樣地表層土壤(0 ～20 cm) 的保水能力顯著高于下層土壤(20 ～50 cm)；(2) 退耕還濕后，恢復樣地0 ～20 cm土層的土壤持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 顯著高于大豆田(P ＜0.05)，說明退耕還濕后，土壤表層水土保持能力顯著提升；(3) 樣地間土壤持水量( 最大持水量、毛管持水量和田間持水量) 在20 ～50 cm 土層差異不顯著(P ＞0.05)，說明土壤底層保水能力受農業(yè)墾殖和恢復活動的影響較小，并因此導致不同年限退耕還濕恢復樣地與天然沼澤濕地土壤持水量差異不顯著。