光伏園區建設對青藏高原高寒荒漠草地土壤原核微生物群落的影響

丁成翔，劉 禹

(1.青海大學畜牧獸醫科學院，青海 西寧 810016；2.北京林業大學，北京 100083)

當今世界不斷增長的能源需求以及低碳能源對生態環境的友好性促進了可再生能源的發展[1]。在所有可再生能源中太陽能光伏發電具有最大的發展潛力[2-3]，2017年全球光伏裝機容量為404.5 GW，相比2000年(1.8 GW)高出近225倍，而中國的太陽能裝機容量占據全球總量的53.3%[4]。隨著光伏產業的迅速發展，其對陸地生態系統的影響也日益增大。光伏園區的建設可能會對地域微氣候、生態系統碳循環、生物多樣性、土壤風化以及生態系統的能量流動產生影響[5]。例如，射向地面的太陽輻射通量被光伏板吸收、導致光伏板下大氣溫度以及土壤溫度的降低，同時降低了土壤水分的蒸散發；此外，光伏板的放置還改變了地區生態系統中大氣降水的分布，導致了大氣降水不均勻的聚集于光伏板下沿的土壤區域[6]。考慮到氣候變化對生態系統過程的影響[7-8]，探究光伏陣列建設對植被、土壤和近地表氣候的影響至關重要。

土壤微生物是有機物質分解、養分礦化和土壤結構的關鍵參與者[9]，其對外源物質的分解及再合成是C，N，P和S等元素循環的決定因素和限速因素[10-12]，極大的影響著土壤肥力和植物生產力[13]。土壤微生物對生態系統變化具有相對較高的敏感性[14]，微氣候的改變直接和間接的影響著土壤微生物圈和養分循環[15-16]。一方面，地區氣溫和降水變化導致的土壤溫度和水分的變化會直接改變土壤微生物群落的多樣性和組成[8,17]。Yang等人[18]發現，沿著青藏高原海拔梯度的變化，微氣候出現顯著變化，細菌功能基因多樣性和自養微生物豐度均發生顯著變化；Barnard和Maestre等人[10,19]發現，干旱加劇顯著降低了微生物的生長速率和對凋落物的分解速率；Delgado和Evans等[11,20]發現，微生物分解凋落物的速率降低導致了土壤中C，N，P元素的解耦合，化學計量比失衡。另一方面，微氣候的變化會間接影響土壤微生物群落結構和功能。Bardgett[21]發現大氣溫度和降水改變了植被凋落物的數量和成分，進而導致微生物利用的碳源改變，最終影響土壤微生物群落；Bragazza[22]發現，土壤溫度升高和土壤水分的減少導致植被蓋度的降低，進而造成了土壤微生物群落結構的改變。微氣候的變化從多個方面影響著土壤微生物圈的改變，然而當前關于光伏園區對生態系統的研究大多僅關注微氣候和植被因子的變化，沒有進一步研究微氣候和植被因子的變化對地下最敏感的生態指標——土壤微生物群落的影響。因此本試驗將從微氣候、植被特征、土壤理化性質以及土壤微生物群落等多個維度綜合分析光伏園區建設對生態系統的具體影響。

由于光伏園區的建設需要大量廉價的可利用土地及較強的太陽輻射總量，因此大部分光伏園區建設于半干旱和干旱地區，如美國的內華達州、墨西哥的下加利福尼亞州、中國和俄羅斯的戈壁灘、非洲的撒哈拉等[23-25]。塔拉灘地處青藏高原共和盆地的中東部，太陽能資源豐富，是我國太陽能光伏裝機容量最大的地區，極大地促進了當地社會經濟發展，但是其對當地高寒荒漠草原生態系統的影響機制還不清楚。本研究對位于青藏高原共和塔拉灘高寒荒漠草地不同建立年限光伏園區進行了隨機采樣調查，結合實驗室分析和高通量測序技術，試圖從時間尺度的角度探究光伏園區建設對地區微氣候、植被-土壤特征以及地下微生物群落結構，從生態系統角度為今后光伏園區的建設管理提供實例參考。

1 材料和方法

1.1 研究地點

研究地點位于青藏高原共和盆地塔拉灘(36°9′47″ N，100°35′14″ E)，所選光伏園區分別建設于2013年和2018年，占地585 hm2。光伏板尺寸為16.5 m×9.91 m，板間隙為5.4 m，南向，傾斜角為39°。該地生態類型為高寒荒漠，土壤類型主要為風沙土，年平均降水量為278～523 mm，年際差異較大，年平均氣溫為4.8～6.0℃，干旱指數為0.15～0.27。園區優勢植物為醉馬草(Achnatheruminebrians(Hance)Keng)、冷蒿(ArtemisiafrigidaWilld.)和針茅(StipacapillataL.)。

1.2 試驗設計

為了確定光伏園區對植物-土壤特性和土壤微生物群落的影響，在2019年8月中旬，根據不同建設年限光伏園區內的面積大小選取了46個樣點進行植被和土壤數據的采集，其中9個樣點位于未建設光伏園區的對照區(CK)，25個樣點位為2018年建設的光伏園區(建設1年)，12個樣點位于2013年建設的光伏園區(建設6年)(圖1)。每個采樣點為0.5 m× 0.5 m，采集土壤前測量植被豐富度和物種蓋度等，齊地面刈割后的植物樣在65℃烘干后稱重，以確定地上總生物量。在采集植物樣的同一地點使用直徑5 cm的土鉆采集0～10 cm的土壤樣品。將采集的土壤樣品分為3部分，第一部分土壤樣品在-20℃保存，用于高通量16S測序；第二部分土壤風干，并通過0.1 mm篩子供土壤養分測定；第三部分土壤樣品取樣后馬上進行土壤速效養分的測定。植物和土壤樣品的采集均在2019年8月進行。

圖1 采樣點示意圖

1.3 樣品測定

土壤pH值采用pH計(UB-10 PH meter,Denver Instrument,America)測定。土壤有機質(Soil organic matter，SOM)含量采用重鉻酸鉀外加熱法測定[26]；土壤全氮(Total nitrogen，TN)含量采用凱氏定氮法測定[27]；土壤總磷(Total phosphorus，TP)含量采用鉬銻抗比色法測定[28]；土壤有效磷(Available phosphorus，AP)含量用Olsen法測定[26]；銨態氮含量用浸提-靛酚藍比色法測量[26]；硝態氮含量用紫外分光光度法測量[26]；全鉀(Total potassium，TK)采用酸熔火焰光法測定[29]；土壤水分含量(Soil water content，SWC)采用烘干法測定；土壤蒸散量(Evaporation，Evap)取從早晨6∶00時至傍晚18∶00時0～10 cm深度土壤含水量的差值為日蒸散量[30]。

1.4 DNA提取與PCR擴增

樣品按照MOBIO PowerSoil?DNA Isolation Kit試劑盒提取樣品基因組DNA[31]。以提取的樣品基因組DNA為模板針對微生物 16S rRNA基因V4區(515F與806R)進行PCR擴增[32]。Illumina MiSeq平臺進行高通量測序。

1.5 統計分析

通過QIIME平臺去除原始序列中的低質量序列[33]，根據標簽序列分開來自不同樣品的序列。利用Uchime軟件去除在PCR過程中形成的嵌合體[34]，獲得的高質量序列用Usearch方法進行聚類[35]，以16S rRNA基因序列97%相似度作為分類操作單元(Operational taxonomic units,OTUs)的劃分標準。通過RDP分類鑒定OTU代表性序列的微生物分類相對豐度[36]。方差分析(ANOVA)用SPSS Statistics 19.0完成。α和β多樣性采用Microeco包(R3.5.1)計算，相關性分析及繪圖采用corrplot包(R3.5.1)進行分析，α多樣性指數為香農指數、系統發育多樣性指數、物種豐富度指數和均勻度指數[37-38]。網絡分析采用MENA平臺[39]構建，相關性計算方法為“Spearman”，相關性閾值見表3。

2 結果與分析

2.1 不同建設年限下土壤微生物α多樣性的變化

由表1可知，光伏園區建設6年后土壤原核微生物的系統發育多樣性、物種豐富度、香農指數均顯著低于CK和建設1年的處理(P<0.05)，而均勻度無顯著差異。

表1 不同建設年限下土壤原核微生物多樣性指數

2.2 不同建設年限下土壤原核微生物的類群分布

根據OTU物種注釋的結果，在門水平上挑選相對豐度前10的菌門用于展示不同建設年限間原核微生物物種組成差異。如圖2所示，在門分類水平上，高寒荒漠原核微生物豐度最高的物種分別是放線菌門、變形菌門、酸桿菌門、奇古菌門、芽單胞桿菌門、綠彎菌門、浮霉菌門、厚壁菌門、疣微菌門和己科河菌門。其中，總豐度最高的3個菌門[放線菌門(29.5%)、變形菌門(24.1%)和酸桿菌門(11.1%)]在不同建設年限下相對豐度沒有顯著差異。而奇古菌門、芽單胞桿菌門、綠彎菌門、浮霉菌門、疣微菌門呈現相似的變化趨勢，即隨著建設年限增加，相對豐度降低，且在對照和建設6年處理之間差異顯著(P<0.05)。

圖2 不同建設年限下土壤原核微生物群落門水平物種組成

2.3 不同建設年限下土壤原核微生物群落結構差異

如圖3所示，不同建設年限土壤微生物β多樣性存在顯著差異，建設6年后的樣點與對照樣點明顯分離。PERMANOVA和ANOSIM的分析結果同樣表明，3種樣地原核微生物群落結構差異顯著(圖3)。

圖3 基于Bray-Curtis距離的PCoA分析

2.4 不同建設年限下環境因子的變化

土壤有機質、全氮、水分含量,地上總生物量,植被總蓋度隨著建設年限增加而增加(表2)，CK和建設6年處理的土壤有機質和土壤全氮含量顯著差異(P<0.05)，各處理之間的土壤水分含量、地上總生物量及植被總蓋度均存在顯著差異(P<0.05)。土壤蒸發量在建設1年后即顯著下降(P<0.05)，建設6年后的蒸發量與建設1年的無顯著差異。土壤酸堿度在建設1年后有顯著升高(P<0.05)，在建設6年后下降至與CK相同的水平。

表2 不同建設年限下土壤和植被性質的差異

2.5 原核微生物與環境因子的關系

將環境因子與土壤原核微生物門水平豐度進行相關性分析發現(圖4)，變形菌門、酸桿菌門、浮霉菌門、疣微菌門以及奇古菌門與土壤有機質呈顯著負相關關系(P<0.05)，芽單胞菌門、綠彎菌門、浮霉菌門以及疣微菌門與土壤水分及地上總生物量呈顯著負相關關系(P<0.05)，表明隨著土壤養分含量及水分增加，土壤原核微生物主要菌門豐度降低。

圖4 原核微生物豐度及與環境因子的相關性分析

環境因子與土壤原核微生物門水平豐度、土壤原核微生物α多樣性的RDA結果如圖5所示。由于植物地上總生物量和總蓋度與土壤水分存在顯著的共線性，故只用土壤水分表征。主坐標1(RDA1)解釋了原核微生物門水平總變異的18.73%，主坐標2(RDA2)解釋了總變異的3.07%，二者總計解釋總變異的21.80%。原核微生物門水平豐度與土壤有機質、全氮、全磷、全鉀等總養分呈負相關關系，與土壤水分呈極顯著負相關關系(P<0.01)。RDA分析總計解釋土壤原核微生物α多樣性21.11%的變異程度，解釋比例最大的變量為土壤水分和有機質含量。

圖5 原核微生物豐度及α多樣性與環境因子的RDA排序圖

2.6 土壤原核微生物共發生網絡分析

對不同建設年限下共發生網絡的拓撲參數分析發現(表3)，3個處理下的冪律系數均較高，表明3個處理土壤原核微生物共發生網絡均具有明顯的冪律分布特征；實例網絡的平均路徑長度、平均聚類系數和模塊化指數均高于隨機生成的網絡，表明生成的實例網絡具有反映真實土壤原核微生物網絡的可靠性。共發生網絡的節點數在CK最高(531)，遠大于建設1年(267)和6年(283)的節點度；網絡連接度呈現U型趨勢，未建設時連接度最高(2217)，在建設1年后大幅降低至533，建設6年之后回升至2 003；平均連接數與連接度呈現相同的趨勢；模塊化指數隨著建設年限增加而降低，建設6年后模塊化指數降低了45%。這些結果說明，在受到光伏園區建設的干擾下，土壤原核微生物之間的交互性出現先降低后增加的現象，而且由節點數和模塊化指數的大幅下降可以發現，這種原核微生物交互性的增加并不是回到建設前的網絡，而是演替出另一種模式的共發生網絡——參與網絡中的原核微生物種群更少，但連接更為緊密。

表3 不同建設年限下土壤原核微生物共發生網絡拓撲參數

3 討論

光伏園區主要建設在人類較少居住的地區，如戈壁、沙漠和草原[40]。這些地區的共同特點是生態系統穩定性低，對環境變化敏感。本試驗所在研究地共和塔拉灘常年遭受風沙侵蝕，由于光伏陣列能吸收太陽輻射、增加風阻以及固定土壤，光伏園區建設一定程度上將會改變當地生態系統微氣候。殷代英等[41]對光伏園區內外的氣候進行監測后發現，園區內風況顯著改善，相比荒漠區風速減小了53.92%；10 cm，20 cm，40 cm層的土壤溫度分別降低了2.97℃，2.90℃和2.73℃；10 cm層土壤濕度增加了71.61%。本研究中光伏園區建設后土壤蒸散值降低，土壤水分含量隨著建設年限增加顯著增加，這與前人的研究結果一致[6,42-43]，表明光伏園區的建設可以有效的提高土壤的含水量、減少土壤蒸散量，一定程度上提高了生態系統防風固沙、水土保持的能力。氣候改變通常影響著地上植被的變化[44-47]，本研究地上總生物量和地上總蓋度均與土壤含水量顯著正相關，并且出現了共線性現象，這與青藏高原其他地區的結果相似[44-45,47]，也證明了干旱半干旱地區土壤水分含量對植被特征的決定性作用[46]，同時也說明，隨著光伏園區建設年限的增加，土壤水分含量增加，植物生產力和覆蓋度均增加。地上生物量的增加導致植被凋落物的增加，地上部分向土壤的輸入增加，土壤有機質含量顯著增加，由于碳氮的高度耦合性[48-49]，土壤總氮含量也呈現增加的趨勢，土壤總肥力明顯提升。土壤銨態氮含量在光伏園區建設后同樣顯著增加，這可能是由于地上總生物量和土壤有機質含量增加導致的，Ma等[50]的研究發現，植被恢復過程中，土壤中氨化形成的銨態氮含量對總氮礦化量(凈氮礦化量)貢獻率為57.1%～76.2%，而氨化作用的底物大部分來自地上凋落物輸入地下形成的有機物，本研究中銨態氮含量同樣與植被地上總生物量成正相關。

本研究中土壤原核微生物3種多樣性指數(系統發育多樣性、香農多樣性以及物種豐富度)均在建設6年后顯著降低，冗余分析(RDA)的結果表明，影響原核微生物多樣性指數的主要因子為土壤水分，土壤水分與3種多樣性指數均呈負相關關系，表明水分增加引起了土壤原核微生物多樣性的降低，這與Li[51]在青藏高原的研究結果一致，土壤水分和氮含量增加會顯著降低土壤原核微生物的多樣性。總豐度前10的門中，奇古菌門、芽單胞桿菌門、綠彎菌門、浮霉菌門、疣微菌門豐度均在建設后顯著降低，相關性分析和冗余分析均表明這一門水平豐度降低現象是因為其與土壤水分呈負相關，這一結果與前人研究相似，Bastida[52]在半干旱森林生態系統的研究發現水分變化顯著影響了芽單胞菌門和浮霉菌門的豐度。

由于原核微生物不同類群之間聯系緊密，對原核微生物群落的分類群分析無法反映群落中不同類群之間交互關系的變化，因此有必要深入分析由原核微生物相互關系構建的共發生網絡。對原核微生物網絡的分析發現，不同處理之間網絡屬性差異較大，隨著建設年限增加，參與網絡的節點數(微生物類群)減少，但是網絡連接數(微生物相互關系)呈現先減少后增加的趨勢，這與先前的研究報道一致[53]，脆弱生態系統(如荒漠)的彈性較低，在外部干擾來臨時，原有網絡坍塌，新生網絡各節點之間的聯系較松散，在應對長期干擾的過程中，無法適應新環境條件的原核微生物類群被逐漸篩選出去，而能夠適應改變后環境的原核微生物彼此之間的關聯則變得更為緊密。網絡中平均連接數的先減后增也證明了這一結論。光伏建設6年后網絡模塊化指數的減少與微生物群落多樣性的顯著降低相匹配，原有網絡中多模塊化的原核微生物交互關系在外部干擾的長期過濾下趨向單一性，建設6年后微生物網絡中交互關系中正相關性增加，負相關減少也證明群落中種間關系競爭減少、合作增加，競爭關系的減少意味著生態系統更脆弱，這一結果與微生物群落多樣性降低一致，表明在光伏園區建設后地下原核微生物群落關聯性增加，種間競爭減少，生態系統穩定性降低。

4 結論

高寒荒漠草地的氣候條件在光伏園區建設后顯著改善，土壤蒸散量減少，土壤水分含量增加。隨著光伏園區建設年限增加，地上生物量、蓋度和土壤肥力增加，原核微生物α多樣性顯著降低，群落結構顯著改變，芽單胞菌門等類群豐度顯著降低，主要原因是土壤水分含量、地上生物量和有機質含量增加。光伏園區建設6年后高寒荒漠草地土壤原核微生物網絡交互關系更為密切且多為正相關關系，但參與網絡的原核微生物類群減少，模塊化程度降低，原核微生物群落穩定性降低。