生物炭施用下亞熱帶紅壤鐵還原及磷形態轉化關系研究

高倩倩，楊孜奕，潘芳瑩，黃彩鳳，周垂帆

(1. 福建農林大學林學院，福建 福州 350002；2. 人工林可持續經營福建省高校工程研究中心，福建 福州 350002；3. 南京林業大學林草學院 水土保持學院，江蘇 南京 210037)

杉 木 (Cunninghamia lanceolate(Lamb.)Hook.)是我國南方特有的優良速生用材樹種，據國家林業和草原局數據顯示，杉木人工林種植面積達990.20 萬hm2[1]。為滿足市場需求，多代連栽、大面積單一種植杉木人工林成為南方紅壤區的普遍現象，并且杉木種植區氣候屬于亞熱帶季風氣候，降雨豐沛，雨季土壤含水率高，土壤氧化還原反應劇烈。在各種因素影響下杉木種植區產生地力衰退、生產力下降等問題[2-3]。其中土壤有效磷素虧缺是杉木林地力衰退的重要因素[4]。

杉木種植區土壤以酸性紅壤為主，酸性紅壤中最穩定和最易被生物利用的正磷酸鹽和次級磷酸鹽離子會通過化學作用吸附在紅壤礦物表面，形成鐵磷酸鹽沉淀，或者被Fe2O3膠膜包被形成閉蓄態磷，無法直接供植物利用[5]。土壤磷素有多種形態，在不同的土壤環境下能夠相互轉化[6]。張虹等[7]研究發現，閉蓄態磷在杉木人工林紅壤中占比大于47.1%。土壤鐵磷轉化受環境影響較大，在好氧環境下Fe(III)通過吸附或沉淀對磷酸鹽陰離子有高親和力，但在嫌氣條件下鐵磷酸鹽與閉蓄態磷能夠隨Fe(III)礦物的還原而溶解[8-9]。鐵磷轉化同樣受微生物影響，有研究發現，土壤中存在一些電子穿梭體（腐殖酸、生物炭等）能不斷地把電子從微生物傳遞到Fe(III)氧化物[10]，加速微生物對Fe(III)氧化物的還原，從而提高土壤閉蓄態鐵磷的釋放[11-12]。但在降雨充沛條件下土壤微生物影響土壤鐵磷轉化的研究不夠深入，因此探究厭氧條件下微生物對有效磷素的轉化是有必要的。

生物炭具有儲存碳和改良土壤養分有效性的作用，其多孔特性能吸附土壤磷素，降低土壤磷素有效性[13]，然而生物炭又能使吸附在鐵鋁氧化物上的磷素溶解，提高土壤磷素有效性[14]。Zhou 等[15]發現，生物炭能明顯促進紅壤閉蓄態鐵磷向有效態磷轉化。令狐榮云等[16]發現，向土壤中添加鐵還原菌能夠促進土壤Fe（III）的還原，釋放閉蓄態磷和鐵鋁磷中的有效磷素。但目前對生物炭如何促進Fe-P 等難溶態磷向有效態磷轉化機制還不清楚，因此探究南方紅壤難溶性鐵磷有效化利用是有必要的。

鑒于此，本文以亞熱帶杉木人工林紅壤為對象，模擬研究在降雨豐沛、紅壤水分長期飽和條件下生物炭對紅壤鐵還原、磷形態轉化的影響，分析紅壤鐵還原菌、解磷菌群落結構變化規律，旨在明確生物炭對紅壤鐵還原的影響與磷形態轉化的關系。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

供試土壤采集于福建省南平市延平區（26°39′N，117°54′ E），屬于亞熱帶季風氣候，年平均氣溫19.3 ℃，年平均降水量1 669 mm，相對濕度83%。選擇由花崗巖發育而來的杉木二代人工林林下表層紅壤（0～20 cm）為供試土壤，土層厚度超過1.0 m[17]。除去采集土樣中的石塊、根系等雜物，過2 mm 尼龍篩后放入-80 ℃冰箱備用。

1.2 生物炭制備

葉片生物炭在調節土壤養分和微生物群落結構方面優于木屑炭[15]，所以本研究選擇杉木葉凋落物作為生物炭的原料。杉木葉洗凈濾干后于60 ℃烘箱中烘干至質量恒定，然后粉碎過100 目篩，得到制備生物炭的原材料。取過篩杉木葉裝入帶蓋陶瓷坩堝，在馬弗爐中以15 ℃·min-1的速率分別升溫至目標溫度（300 ℃和500 ℃），保持在高溫缺氧條件下炭化4 h，將生物炭按照熱解溫度不同得到300 ℃生物炭（B300）和500 ℃生物炭（B500）。所得生物炭B300 與B500 的灰分含量分別為12.03%、21.74%，pH 值分別為6.69、8.47，全碳含量分別為546.4、572.6 g·kg-1，全氮含量分別為19.75、15.77 g·kg-1，全磷含量分別為0.84、1.49 g·kg-1。

1.3 土壤培養

以紅壤為基礎均勻添加B300 和B500 生物炭，設置0、1%、3%3 種梯度。將混勻土樣放入聚丙烯塑料盆中，保持70%的田間持水量，設置淹水處理進行對照試驗，進行為期40 d 的室內培養。共10 個處理組，每組3 個重復，具體如下：（1）紅壤保持70%的田間持水量（N-CK）、（2）紅壤加1% 300 ℃生物炭，保持70%的田間持水量（N-1%B300）、（3）紅壤加3% 300 ℃生物炭，保持70%的田間持水量（N-3%B300）、（4）紅壤加1% 500 ℃生物炭，保持70%的田間持水量（N-1%B500）、（5）紅壤加3% 500 ℃裂解的生物炭，保持70%的田間持水量（N-3%B500）、（6）紅壤保持淹水狀態（D-CK）、（7）紅壤加1% 300 ℃裂解的生物炭，保持淹水狀態（D-1%B300）、（8）紅壤加3% 300 ℃裂解的生物炭，保持淹水狀態（D-3%B300）、（9）紅壤加1% 500 ℃裂解的生物炭，保持淹水狀態（D-1%B500）、（10）紅壤加3% 500 ℃裂解的生物炭，保持淹水狀態（D-3%B500）。

1.4 土壤化學性質檢測

土壤pH 值[18]使用pH 計（STARTER 2100，美國）測定、土壤全碳全氮采用全自動元素分析儀（Vario Macro Cube，Vario Macro Cubeelementar，德國）測定、土壤全鉀采用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES，ICAP6000 Radial，Thermo，英國）測定、土壤全磷采用鉬銻抗比色法測定、土壤亞鐵離子采用鄰啡啰啉比色法測定、分級磷采用修正后的Hedley[19]方法，其中H2O 表示水溶態、NaHCO3表示碳酸氫鈉態、NaOH 表示氫氧化鈉態、HCl 表示鹽酸態、Residual-P 表示殘渣態磷、TP 表示全磷、Po 表示有機磷、Pi 表示無機磷。土壤活性磷由水溶態磷和碳酸氫鈉態磷組成，土壤中等活性磷由與土壤鐵鋁化合物化學吸附及粘粒結合的無機磷（NaOH-Pi）、與土壤腐殖酸結合的有機磷(NaOH-Po)組成，土壤穩定態磷由鹽酸態磷和殘渣態磷組成。

1.5 土壤鐵還原菌與解磷菌測定

本研究選取處理組N-CK、N-3%B300、N-3%B500、D-CK、D-3%B300 和D-3%B500 檢測土壤鐵還原菌與解磷菌。用絕對定量方法檢測樣品中鐵還原菌基因拷貝數。利用高通量測序技術測定土壤解磷菌群落數量和組成。

1.6 數據處理

利用SPSS 25.0 對紅壤化學性質、解磷菌與鐵還原菌數據進行單因素（ANOVA）方差分析，選擇LSD 法顯著性檢驗；通過Alpha 多樣性分析反映解磷菌群落的豐富度和多樣性；基于Bray-Curtis 距離矩陣的非度量多維尺度分析（NMDS）確定解磷菌群落β 多樣性差異；使用R 語言“random Forest”包進行隨機森林模型分析，使用“plspm”包進行偏最小二乘法路徑模型（PLS-PM）分析。

2 結果與分析

2.1 土壤磷形態轉化

淹水條件下施用生物炭顯著影響了土壤磷形態（P＜0.05，圖1）。淹水處理后土壤活性磷即水溶態磷與碳酸氫鈉提取態磷含量增加，其中隨生物炭添加量的增加H2O-Pi 與NaHCO3-Pi 含量減少，H2O-Po 與NaHCO3-Po 含量增加；NaHCO3-Pi 含量隨生物炭制備溫度的升高而減少（圖1AB）。淹水處理后土壤NaOH-Pi 含量減少，NaOH-Po 含量整體上增加，非淹水條件下施加不同溫度制備的生物炭均增加了NaOH-Pi 含量，但NaOH-Po 含量卻隨B500 添加量的增加呈下降趨勢（圖1C）。淹水后鹽酸態磷含量上升，非淹水處理下添加生物炭提高了HCl-Pi 含量，但不同處理組之間無顯著差異，淹水處理的HCl-Po 含量顯著高于對照組（圖1D）。淹水處理后殘渣態磷含量隨生物炭的添加而下降（圖1E），但不顯著。添加生物炭后，土壤全磷含量隨生物炭制備溫度與使用量的升高而增加，但經過淹水處理后對照組與B300 處理組的全磷含量低于非淹水處理組。（圖1F）。

圖1 不同處理土壤有機磷、無機磷組分特征（平均值 ± 標準誤）Fig. 1 Soil organic and inorganic phosphorus fractions under different treatments（mean ± SE）

2.2 土壤pH、鐵形態與鐵還原菌變化

不同處理顯著影響土壤化學性質（P＜0.05，圖2A）。淹水厭氧處理組pH 值高于非淹水處理組，添加生物炭均顯著提高土壤pH 值。不同水分狀態下施加生物炭顯著影響土壤亞鐵離子含量與鐵還原菌群落結構（P＜0.05，圖2BCD）。淹水處理組土壤亞鐵離子含量高于非淹水處理組，土壤亞鐵離子含量在非淹水條件下，添加生物炭處理組高于對照組；在淹水條件下，隨生物炭添加的增加而降低，并在B300 與B500 處理下效果相似。淹水處理組的鐵還原菌數量高于非淹水處理，不同水分處理下隨生物炭的添加與制備溫度的升高土壤中鐵還原菌數量均增加，其中淹水處理有明顯的促進作用，而非淹水處理無顯著差異。

圖2 不同處理土壤pH、亞鐵離子含量和土壤鐵還原菌基因拷貝數（平均值 ± 標準誤）Fig. 2 Soil pH,ferrous ion content of soil under and the copy number of soil iron-reducing bacteria under different treatments（mean ± SE）

2.3 土壤解磷菌

添加生物炭能顯著影響土壤解磷菌群落結構。對97%相似水平下的OTUs 進行生物信息統計分析，共產生7 569 個OTUs，經過抽平處理剩余7 240 個。由表1 可以看出：OTUs 的數量淹水處理組高于非淹水處理組。土壤中解磷菌豐富度指數Chao1，在非淹水處理下對照組高于生物炭處理組，淹水處理下生物炭處理組高于對照組。淹水處理下的群落多樣性指數Shannon 顯著高于非淹水處理，D-B500 處理最高。基于OUTs 豐富度的非度量多維度分析得出解磷菌的Beta 多樣性指數NMDS1 與NMDS2，結果表明，淹水厭氧處理組和非淹水處理組分別位于NMDS1 的正負兩側，添加生物炭處理組與未添加生物炭處理組分別位于NMDS2 的正負兩側，說明淹水與非淹水下添加生物炭對解磷菌群落有顯著影響。

表1 不同處理下土壤解磷菌群落OTUs、α 多樣性和β 多樣性指數（平均值 ± 標準誤）Table 1 OTUs, α diversity and β diversity indices of soil phosphorus solubilizing bacteria communities under different treatments（mean ± SE）

模擬厭氧條件下添加生物炭顯著影響了土壤解磷菌的群落組成（P＞0.05）。在門分類水平下，解磷菌以變形菌門（Proteobacteria）（38.48%～59.07%）、浮霉菌門（Planctomycetes）（1.02%～8.76%）、 奇球菌-棲熱菌門（ Deinococcus-Thermus）（ 1.56%～4.69%） 和放線菌門（Actinobacteria）（0.49%～1.45%）為主。淹水處理后土壤中變形菌門、浮霉菌門與放線菌門的相對豐度增加，變形菌門在添加B300 后增高，添加B500 后降低；浮霉菌門與放線菌門添加生物炭后各處理組的相對豐度無顯著差異。奇球菌-棲熱菌門相對豐度隨制備溫度的升高有上升趨勢（圖3A）。

圖3 不同處理下土壤解磷菌在門、屬水平上的相對豐度變化（平均值 ± 標準誤、相對豐度>1%）Fig. 3 Changes in relative abundance of soil phosphorus solubilizing bacteria at the phylum and genus level under different treatments (mean ± SE，relative abundance>1%)

不同處理下土壤解磷菌優勢菌屬見圖3BCD。土壤添加生物炭增加了慢生根瘤菌屬（Bradyrhizobium）、奇球菌屬（Deinococcus）、 阿菲波菌屬（Afipia）和貪銅菌屬（Cupriavidus）的相對豐度。淹水處理增加了慢生根瘤菌屬、阿菲波菌屬和貪銅菌屬的相對豐度，降低里馬賽菌屬（Massilia）和浮霉狀菌屬（Planctomyces）的相對豐度，淹水處理下添加生物炭后降低了非甲烷氧化菌屬（Ramlibacter）、假單胞菌屬（Pseudomonas）和甲基桿菌屬（Methylobacterium）的相對豐度。

2.4 土壤化學性質與鐵還原菌、解磷菌的相關性分析

隨機森林模型展示出土壤化學因子、解磷菌Alpha、解磷菌Beta 和鐵還原菌對活性磷（A）、中等活性磷（B）和穩定態磷（C）活性的重要性程度（Increase in MSE%）。由圖4 可知：Beta MNDS1、Fe(II)和Shannon index 對活性磷和穩定態磷的重要性影響程度最大，而Beta MNDS2對中等活性磷的重要性影響程度最大，其次是pH、Shannon index、TC、Fe(II)、Chao1 index、Beta MNDS1，這說明解磷菌群落結構特征對各磷形態起到重要作用，其中Fe(II)、FRB 對穩定態磷與活性磷也起到重要作用，而對于中等活性磷來說環境因子pH、TC 所起作用大于Fe(II)、FRB 等。

圖4 隨機森林模型Fig. 4 Random forest model

偏最小二乘路徑模型（PLS-PM）（圖5）展示了非淹水（A）與淹水（B）處理下土壤化學性質、土壤解磷菌、鐵還原菌與土壤磷形態之間的關系，進而解釋各因子對活性磷、中等活性磷和穩定態磷的影響程度。圖中線條粗細代表路徑系數的直接效應絕對值大小，實線代表正效應，虛線代表負效應。非淹水與淹水模型的擬合度分別為0.654 4、0.707 5。非淹水狀態下，化學指標對穩定態磷、解磷菌Beta的直接影響均高于淹水狀態。鐵還原菌對各形態磷的直接效應低于0.2。淹水狀態下，土壤化學指標對活性磷、中等活性磷的直接效應大于非淹水狀態，淹水處理后對穩定態磷的直接效應由正效應轉變為負效應。化學指標對鐵還原菌的直接影響為-0.650，解磷菌Alpha 與Beta 對各形態磷的直接效應相比于非淹水狀態有減少，但解磷菌Alpha對穩定態磷的直接效應增加、鐵還原菌對中等活性磷與穩定態磷的直接效應增加，為0.521、-0.256。這說明淹水處理能改變土壤中解磷菌與鐵還原菌對磷形態的轉化。

圖5 偏最小二乘法路徑模型（PLS-PM）Fig. 5 Partial least squares path model

3 討論

3.1 土壤磷形態轉化影響

本研究通過添加生物炭增加了有效磷含量，可能是因為生物炭本身附帶的磷素溶解到土壤中[20]，也可能是生物炭的添加改變了土壤環境，使土壤磷素形態發生了變化[14]。不同溫度制備的生物炭對土壤磷素的影響不同，淹水條件下B500 處理組H2O-Pi 含量最低，H2O-Po 含量最高，說明500 ℃下制備的生物炭H2O-Po 向H2O-Pi 轉換的量與300 ℃下制備的生物炭相比更少，還可能是因為B500 生物炭在淹水條件下能吸附更多的水溶性無機磷，或者是因為更多的鐵被還原成氫氧化物，進而吸附土壤中更多的無機磷。在淹水條件下施加生物炭顯著增加NaHCO3-Po 占比，可能是因為生物炭的存在為自身提供了還原和配位體條件，鐵氧化物與生物炭所攜帶的有機質發生絡合作用，使得吸附在鐵氧化物表面的NaHCO3-Po 被解吸下來[21]。水溶態磷和碳酸氫鈉態磷是植物可直接利用或容易利用的活性磷，因此土壤中添加生物炭主要提高了土壤有機磷含量，提高了土壤磷素的有效性，這與Zhou 等人的研究結果一致[15]。由隨機森林模型發現解磷菌、Fe(II)和鐵還原菌對活性磷有重要影響，在厭氧條件下，Fe(III)可以還原為Fe(II)破壞閉蓄磷的氧化鐵膜，釋放出Fe(II)和水溶態無機磷[22]。也有研究發現隨pH 的升高，鐵氧化物對無機磷的吸附能力降低[23]，使得土壤活性磷含量上升。

非淹水狀態下，施加不同溫度制備的生物炭均增加了NaOH-Pi 的含量，淹水處理后，NaOHP 在B500 處的含量減少，這說明了不同溫度制備的生物炭在厭氧情況下對磷形態的轉化作用不同，B500 生物炭可以促進NaOH-P 轉化為植物可利用的活性磷。pH 和TC 顯著（P＜0.05）影響土壤中等活性磷，并且解磷菌群落對其也有重要作用，Olander 等[24]研究發現，土壤炭添加會刺激微生物對磷的需求，示蹤劑P 從吸附池移動到微生物池，可能因為土壤環境變化引起微生物群落結構改變，促進微生物對NaOH-P 的轉化[25]。HCI-Po 是僅次于NaHCO3-Po 為土壤供給有效磷的來源之一，本研究淹水條件下HCI-Po 含量顯著升高，為土壤提供大量磷源。殘渣態磷通過與Ca 和Fe 形成絡合物，具有高穩定特性，同一水分條件下各處理組之間的殘渣態磷無明顯差別，這和杜艷玲[26]等人研究結果一致，殘渣態磷在土壤中較穩定，對生物炭添加響應不敏感。王巖等[27]研究發現，堿性條件會促進HCl-P 和Residual-P 等難溶性有機磷向活性有機磷的轉化，本研究發現殘渣態磷在淹水條件下含量減少，并且pH 對穩定態磷的影響極顯著（P＜0.01），這說明，淹水條件下生物炭的添加使得土壤pH 升高，促進Residual-P 向其它形態磷轉化。

3.2 土壤亞鐵離子及鐵還原菌變化

非淹水處理下添加生物炭顯著提高了土壤中亞鐵離子的含量，這可能是生物炭的添加升高了土壤環境的pH 值，近中性pH 條件適宜鐵還原菌的生長，進而促進鐵氧化物的還原[28-29]，可能是生物炭本身富含的醌類物質充當電子穿梭體[30-31]，向Fe(III)轉移更多的電子，進而促進Fe(III)還原生成Fe(II)。Xu 等[32]研究發現，生物炭可提升赤鐵礦的還原速率，首先是生物炭表面的醌類官能團作為電子中介體促進赤鐵礦還原，其次是生物炭能夠作為吸附劑在其表面富集還原生成的Fe(II)使得赤鐵礦表面暴露更多的還原位點，進一步促進赤鐵礦還原，另一方面有研究發現土壤微生物具有還原作用，會促進鐵礦物還原溶解，釋放亞鐵離子[33]。在淹水條件下，Fe(II)含量大幅上升，但隨生物炭添加量的增多而降低，這可能是因為原本在淹水厭氧環境中低還原電位促使土壤中大量氧化鐵還原為Fe(II)，但添加生物炭后升高了土壤pH 值，水環境中OH-隨之增多，與部分Fe(II)結合產生Fe(OH)2白色沉淀，由于Fe(OH)2很不穩定，很快就被氧化成Fe(OH)3，故降低了土壤Fe(II)含量[34]。同時有研究表明，生物炭添加會影響鐵還原菌對土壤中鐵礦物的還原溶出，降低亞鐵離子含量[35]。

添加生物炭能夠改變鹽基離子、土壤有機質和微生物的聚集狀態[36]，而在淹水條件下，有機質的厭氧分解又影響著土壤的Eh 和pH[37]。此外，土壤環境的改變還影響著厭氧微生物的豐富度和多樣性，生物炭為異養型的鐵還原菌提供生長所需的碳源，同時有機質為其充當絡合劑并提供電子[38]，所以淹水厭氧處理的鐵還原菌拷貝數均大于非淹水處理組。

與非淹水條件相比，淹水條件下鐵還原菌對各磷形態的直接效應增加，對中等活性磷和穩定態磷的負效應值增大，對活性磷的直接效應由負轉為正。這說明淹水處理下，鐵還原菌開始起比較重要的作用，其含量與穩定態磷呈負相關性。有研究表明添加生物炭可以促進鐵還原菌對鐵的還原，進而促進磷素的活化[39]。生物炭作為土壤改良劑是一種可高效利用的再生資源，可以提高土壤碳、氮、磷、鉀等元素含量，改善土壤質量。夏麗丹等人研究發現相同水分條件下土壤pH 值和生物炭添加量顯著正相關[40]，與本研究結果相一致。

3.3 土壤解磷菌的變化

本研究表明在厭氧條件下，添加生物炭能顯著提高解磷菌的OTUs 豐度、多樣性指數和豐富度指數（P＜0.05），且根據NMDS 分析數據可以看出，土壤經過厭氧、添加生物炭處理后解磷菌的結構特征表現出明顯不同。Grossman 等[41]發現，生物炭改良過的土壤微生物群落組成更為豐度，與本研究結果一致。這可能是因為生物炭的施加改變了土壤化學性質，提高了pH 值和全碳含量，為解磷菌提供充足碳源和近中性的土壤環境，進而改變了解磷菌的群落結構[42-43]。放線菌是重要的降解菌，可降解多種有機物[44]，在碳源豐富的環境中能夠快速生長[45]，其相對豐度隨生物炭的添加而上升。有研究發現土壤中添加生物炭可以增加解磷菌黃桿菌屬和假單胞菌屬的相對豐度[46]，這與本實驗結果一致。變形菌門的分布范圍廣、種類多、適應性強，但土壤添加B500 生物炭后相對豐度下降，可能是由于500 ℃下制備的生物炭不利于變形菌門利用。朱啟林等[47]研究發現，隨制備溫度的升高，生物炭表面烷烴基、甲基等官能團減少，生物炭結構更加穩定。由偏最小二乘方差分析發現，淹水處理后解磷菌對磷素形態的直接效應減弱，可能是因為厭氧環境阻礙解磷菌對磷的轉化，解磷菌群落為適應厭氧環境而向r 對策發展，使得其多樣性和豐富度指數上升，群落結構多樣化。慢生根瘤菌屬屬于好氧或兼性厭氧革蘭氏陰性桿菌，在厭氧條件下能夠生長繁殖。浮霉菌門屬于小門水生細菌，故淹水處理組浮霉菌門的相對豐度顯著高于非淹水組，與禹桃兵[48]等對大豆品種根際微生物群落結構特征的研究結果不同，可能是植物的參與造成結果不同。解磷菌群落結構多樣性對土壤中等活性磷的重要性最大，且有顯著影響（P＜0.05），不同門屬的解磷菌群落可以分解產生酸性磷酸酶和堿性磷酸酶，進而促進中等活性磷的分解[49]。Esberg等[25]研究發現，微生物呼吸與NaOH 提取態磷的變化之間存在相關性，表明微生物對該組分的獲取更大，能促進NaOH 提取態磷向活性磷轉化。生物炭的添加使得土壤環境pH 升高，而奇球菌屬、阿菲波菌屬的最適生長pH 在7.1 左右[50]，有利于其生長繁殖。馬賽菌屬屬于好氧革蘭氏陰性菌，浮霉狀菌屬屬于專性好氧菌，在厭氧條件下二者均由于缺少氧氣而生長受限，導致其相對豐度下降。

4 結論

本研究表明，淹水厭氧條件下添加生物炭能在一定程度上提高活性磷和中等活性磷含量，降低穩定態磷含量，這是由于生物炭的添加改變了土壤的化學性質，土壤pH 升高使得鐵還原菌數量增加，使鐵氧化物結合的中等活性磷向活性磷轉化；植物葉片經燒制后含有磷元素，成為土壤磷素的直接來源，進而提高土壤全磷、有效磷含量；土壤環境變化改變了解磷菌群落結構和多樣性，促進閉蓄態磷向活性磷轉化；淹水厭氧處理提供的厭氧環境進一步促進土壤Fe(III)的還原，并有利于厭氧微生物的生長，促進穩定態磷素分解，提高土壤磷素有效性。因此，在南方降雨充沛地區，杉木人工林施加生物炭能夠改善土壤養分狀況，提高土壤有效磷素含量，解決土壤有效磷素缺乏的問題，從而促進林木生長發育，為杉木人工林的可持續經營管理提供參考。