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红壤不同利用方式下的剖面酸度特征

唐贤 蔡泽江 徐明岗 梁丰 文石林 高强

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红壤不同利用方式下的剖面酸度特征

    作者简介: 唐贤 E-mail: 18910711250@163.com;
    通讯作者: 徐明岗, E-mail:xuminggang@caas.cn ; 高强, E-mail:gyt199962@163.com

Acidity characteristics of red soil profile under different land use patterns

    Corresponding author: XU Ming-gang, E-mail:xuminggang@caas.cn ;GAO Qiang, E-mail:gyt199962@163.com
  • 摘要: 【目的】 作物类型及其管理模式是影响红壤酸化的主要因素之一,研究不同利用方式下红壤剖面酸度的变化特征,对红壤酸化防治具有重要指导意义。 【方法】 选取由红砂岩母质发育红壤的4种主要利用方式 (水田、旱地、果园和林地),通过分层 (0—20、20—40、40—60、60—80 cm和80—100 cm) 测定pH、交换性酸、交换性盐基总量和盐基饱和度,定量比较不同利用方式下各酸度指标在剖面上的变化特征及程度。 【结果】 在不同利用方式下,红壤剖面pH为水田 (5.69) > 旱地 (4.71) ≈ 果园 (4.74) > 林地 (4.49);交换性酸含量为林地 (6.54 cmol/kg) ≈ 旱地 (6.52 cmol/kg) > 果园 (3.51 cmol/kg) > 水田 (0.79 cmol/kg);交换性盐基总量为水田 (4.47 cmol/kg) > 旱地 (1.97 cmol/kg) > 果园 (1.26 cmol/kg) > 林地 (0.48 cmol/kg);盐基饱和度为水田 (53.14%) > 旱地 (20.87%) > 果园 (15.41%) > 林地 (4.67%)。随着土层深度的增加,红壤剖面pH值逐渐升高;不同层次间交换性酸含量无显著差异;交换性盐基总量随土壤深度增加逐渐升高,为60—100 cm (2.34 cmol/kg) > 40—60 cm (2.05 cmol/kg) > 0—40 cm (1.75 cmol/kg);水田利用方式下红壤盐基饱和度随土壤深度增加逐渐升高,为80—100 cm (33.95%) > 60—80 cm (32.27%) > 40—60 cm (31.31%) > 20—40 cm (25.47%) > 0—20 cm (21.08%)。水田、果园利用方式下红壤pH与交换性酸含量呈显著负相关,与交换性盐基总量和盐基饱和度呈显著正相关;旱地利用方式下红壤pH与交换性盐基总量呈显著正相关;林地利用方式下pH与交换性酸含量呈显著负相关。 【结论】 4种利用方式下,在0—40 cm土层,林地红壤酸度最高,其次是果园和旱地,水田红壤酸度最低,在40—100 cm土层酸度变异较小。通过改变土地利用方式,降低红壤交换性酸含量、增加交换性盐基总量和盐基饱和度可以有效降低红壤酸度。
  • 图 1  不同利用方式红壤剖面pH

    Figure 1.  pH of red soil profiles under different land use

    图 2  不同利用方式下红壤剖面交换性酸

    Figure 2.  Exchangeable acid of red soil profiles under different land use patterns

    图 3  不同利用方式下红壤剖面交换性盐基总量

    Figure 3.  Total exchangeable base of red soil profiles under different land use patterns

    图 4  不同利用方式下红壤剖面盐基饱和度

    Figure 4.  Base saturation of red soil profiles under different land use patterns

    图 5  不同利用方式下红壤剖面有机质和全氮含量

    Figure 5.  Organic matter and total nitrogen of red soil profiles under different land use patterns

    表 1  样品采集点土地基本状况

    Table 1.  General information of lands for soil sampling

    利用方式
    Land use
    海拔高度(m)
    Altitude
    耕作年限
    Planting year
    样品数
    Sampling number
    养分管理措施
    Nutrient management
    水田Paddy 39.1 > 30 11 化肥,少量猪粪;双季稻秸秆机打全部还田Chemical fertilizers, small amount of pig manure; Double rice straws returning to field
    旱地Dry land 42.0 5~10 3 施用化肥,不施有机肥;秸秆自然堆沤还田Chemical fertilizers, without manure; Rice straw returning
    果园Orchard 55.5 10~20 4 施用化肥和菜籽饼等有机肥;落叶焚烧或者不管理Chemical fertilizers, rapeseed cakes; Fallen leaves burned or not regarded
    林地Woodland 62.5 > 30 8 不施肥; 落叶不管理No fertilization; Fallen leaves not regarded
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    表 2  1985年不同利用方式下红壤基本化学性质

    Table 2.  Basic chemical properties of red soil under different land use patterns in 1985

    利用方式
    Land use
    pH 有机质(g/kg)
    Organic matter
    全氮(g/kg)
    Total N
    碱解氮(mg/kg)
    Available N
    有效磷(mg/kg)
    Available P
    速效钾(mg/kg)
    Available K
    水田Paddy 5.67 ± 0.28 a 24.74 ± 4.51 a 1.37 ± 0.31 a 120.50 ± 17.96 a 7.97 ± 1.90 a 73.87 ± 17.14 a
    旱地Dry land 5.44 ± 0.35 b 22.85 ± 6.73 a 1.24 ± 0.34 a 100.18 ± 22.51 b 6.91 ± 1.38 a 65.55 ± 24.89 ab
    林地Woodland 5.42 ± 0.17 b 23.52 ± 6.81 a 1.32 ± 0.31 a 107.45 ± 22.97 b 5.46 ± 1.49 b 59.70 ± 22.76 b
    注(Note):1985 年没有采集果园利用方式下的土壤样品,缺少相关数据 In 1985, no soil samples were collected under orchard utilization mode, so the data were not available. 同列数值后不同字母表示在不同利用方式下差异显著 (P < 0.05) Different letters mean significant differences among land uses for the same index ( P < 0.05).
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    表 3  不同利用方式下红壤剖面酸度指标之间的相关性

    Table 3.  Correlation coefficients among acid indexes of red soil profiles under different land use patterns

    利用方式
    Land use
    酸度指标
    Acidity index
    pH EA EB BS TN OM
    水田Paddy pH 1.000
    EA −0.781** 1.000
    EB 0.873** −0.750** 1.000
    BS 0.732** −0.779** 0.772** 1.000
    TN −0.613** 0.678** −0.406** −0.606** 1.000
    OM −0.589** 0.660** −0.421** −0.616** 0.986** 1.000
    旱地Dry land pH 1.000
    EA −0.466* 1.000
    EB 0.610** −0.788** 1.000
    BS 0.401* −0.906** 0.862** 1.000
    TN 0.596** −0.834** 0.747** 0.666** 1.000
    OM 0.606** −0.693** 0.749** 0.660** 0.821** 1.000
    果园Orchard pH 1.000
    EA −0.416** 1.000
    EB 0.897** −0.555** 1.000
    BS 0.871** −0.677** 0.964** 1.000
    TN −0.064 −0.350* 0.039 0.123 1.000
    OM 0.023 −0.382* 0.036 0.156 0.892** 1.000
    林地Woodland pH 1.000
    EA −0.429** 1.000
    EB 0.157 0.267* 1.000
    BS 0.304** −0.005 0.902** 1.000
    TN −0.307** −0.444** −0.131 0.016 1.000
    OM −0.487** −0.115 −0.058 −0.141 0.739** 1.000
    注 (Note):EA—交换性酸 Exchangeable acid;EB—交换性盐基总量 Total exchangeable base;BS—盐基饱和度 Base saturation;TN—土壤全氮 Total N in soil;OM—土壤有机质Organic matter in soil;*—P < 0.05 (双侧two-tailed) ;**— P < 0.01 (双侧two-tailed).
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  • [1] 李庆逵. 中国红壤[M]. 北京: 科学出版社, 1983.
    Li Q K. Red soil in China[M]. Beijing: Science Press, 1983.
    [2] 于天一, 孙秀山, 石程仁, 等. 土壤酸化危害及防治技术研究进展[J]. 生态学杂志, 2014, 33(11): 3137–3143
    Yu T Y, Sun X S, Shi C R, et al. Advances in soil acidification hazards and control techniques[J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(11): 3137–3143
    [3] 盛祝梅, 张华, 黄守营, 等. 农田酸化土壤改良研究[J]. 现代农业科技, 2015, (2): 223–236 doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2015.02.141
    Sheng Z M, Zhang H, Huang S Y, et al. Farmland acidification soil improvement research[J]. Modern Agricultural Science and Technology, 2015, (2): 223–236 doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2015.02.141
    [4] Cregan P D, Scott B J. Soil acidification an agricultural and environmental problem [A]. Pratley J E, Robertson A. Agricultural and the environmental imperative[M]. Melbourne: CSIRO Publishing, 1998. 98–128.
    [5] 吕焕哲, 王凯荣, 谢小立. 土地利用方式与坡位土壤活性铝形态特征分析[J]. 水土保持学报, 2007, 21(1): 172–175 doi: 10.3321/j.issn:1009-2242.2007.01.042
    Lü H Z, Wang K R, Xie X L, et al. Character of soil aluminum forms under different land use and slope position[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2007, 21(1): 172–175 doi: 10.3321/j.issn:1009-2242.2007.01.042
    [6] Ritchie G P S. The chemical behavior of aluminum, hydrogen and manganese in acid soils [A]. Robson A D. Soil acidity and plant growth[M]. Sydney: Academic Press, 1989. 1–60.
    [7] 鲁艳红, 廖育林, 聂军, 等. 我国南方红壤酸化问题及改良修复技术研究进展[J]. 湖南农业科学, 2015, (3): 148–151
    Lu Y H, Liao Y L, Nie J, et al. Research progress of red soil acidification in south China and improvement of restoration techniques[J]. Hunan Agricultural Science, 2015, (3): 148–151
    [8] 张桃林, 潘剑君, 刘绍贵, 等. 集约农业利用下红壤地区土壤肥力与环境质量变化及调控[J]. 土壤学报, 2007, 44(4): 584–591 doi: 10.3321/j.issn:0564-3929.2007.04.002
    Zhang T L, Pan J J, Liu S G, et al. Change and regulation of soil fertility and environmental quality in red soil area under intensive agriculture[J]. Acta Pedologica Sinica, 2007, 44(4): 584–591 doi: 10.3321/j.issn:0564-3929.2007.04.002
    [9] 姬钢. 不同土地利用方式下红壤酸化特征及趋势[D]. 北京: 中国农业科学院硕士学位论文, 2015.
    Ji G. Characteristics and trends of red soil acidification under different land use methods [D]. Beijing: MS Thesis of Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2015.
    [10] 王效举. 红壤丘陵区不同土地利用方式下土壤变化特征的研究[J]. 资源科学, 1998, 20: 24–31
    Wang X J. Study on the characteristics of soil changes under different land use methods in red soil hilly areas[J]. Resource Science, 1998, 20: 24–31
    [11] Jackson R B, Jobbágy E G, Avissar R, et al. Trading water for carbon with biological carbon sequestration[J]. Science, 2005, 310: 1944–1947 doi: 10.1126/science.1119282
    [12] Renberg I, Korsman T, Birks H J B. Prehistoric increases in the pH of acid-sensitive Swedish lakes caused by land-use changes[J]. Nature, 1993, 362: 824–827 doi: 10.1038/362824a0
    [13] 鲍士旦. 土壤农化分析 (第三版) [M]. 北京: 中国农业出版社, 2000.
    Bao S D. Soil and agricultural chemistry analysis (Third edition) [M]. Beijing: China Agriculture Press, 2000.
    [14] 张玉革, 肖敏, 董怡华, 姜勇. 乙酸铵浸提原子吸收光谱法同时测定土壤交换性盐基离子组成[J]. 光谱学与光谱分析, 2012, 32(8): 2242–2245 doi: 10.3964/j.issn.1000-0593(2012)08-2242-04
    Zhang Y G, Xiao M, Dong Y H, Jiang Y. Determination of soil exchangeable base cations by using atomic absorption spectrophotometer and extraction with ammonium acetate[J]. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2012, 32(8): 2242–2245 doi: 10.3964/j.issn.1000-0593(2012)08-2242-04
    [15] 李民义, 张建军, 王春香, 等. 晋西黄土区不同土地利用方式对土壤物理性质的影响[J]. 水土保持学报, 2013, 27(3): 125–130, 137
    Li M Y, Zhang J J, Wang C X, et al. The effect of different land use methods on soil physical properties[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2013, 27(3): 125–130, 137
    [16] 朱利. 坡地利用方式和改造措施对紫色土理化性质的影响[D]. 山东泰安: 山东农业大学硕士学位论文, 2012.
    Zhu L. Study on the effect of slope land use and reconstruction measures on the physical and chemical properties of purple soil[D]. Tai'an, Shandong: MS Thesis of Shandong Agricultural University, 2012.
    [17] Turner B L II, Meyer W B. Global land-use and land-cover change: An overview[A]. Williamb M, Turner B L II. Changes in land use and land cover: A global perspective [M]. Cambridge: Cambrige University Press, 1994.
    [18] 孔祥斌, 张凤荣, 齐伟, 等. 集约化农区土地利用变化对土壤养分的影响[J]. 地理学报, 2003, 58(3): 333–342 doi: 10.3321/j.issn:0375-5444.2003.03.002
    Kong X B, Zhang F R, Qi W, et al. The influence of land use change on soil fertility in intensive agricultural region[J]. Acta Geographica Sinica, 2003, 58(3): 333–342 doi: 10.3321/j.issn:0375-5444.2003.03.002
    [19] 龙健, 黄昌勇, 李娟. 喀斯特山区土地利用方式对土壤质量演变的影响[J]. 水土保持学报, 2002, 16(1): 76–79 doi: 10.3321/j.issn:1009-2242.2002.01.019
    Long J, Huang C Y, Li J. Effects of land use on soil quality in karsthilly area[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2002, 16(1): 76–79 doi: 10.3321/j.issn:1009-2242.2002.01.019
    [20] 张燕, 张洪, 彭补拙, 等. 不同土地利用方式下农地土壤侵蚀与养分流失[J]. 水土保持通报, 2002, 23(1): 23–31
    Zhang Y, Zhang H, Peng B Z, et al. Soil erosion and nutrient loss of various land use patterns[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2002, 23(1): 23–31
    [21] 刘菊秀, 余清发, 褚国伟, 等. 鼎湖山主要森林类型土壤pH值动态变化[J]. 土壤与环境, 2001, 10(1): 39–41 doi: 10.3969/j.issn.1674-5906.2001.01.011
    Liu J X, Yu Q F, Chu G W, et al. Dynamic changes of pH value of main forest types in Dinghu Mountain[J]. Soil and Environment, 2001, 10(1): 39–41 doi: 10.3969/j.issn.1674-5906.2001.01.011
    [22] 温福群, 余斌, 周富忠. 利川市耕地酸化的成因研究[J]. 农业科技通讯, 2017, (10): 179–182 doi: 10.3969/j.issn.1000-6400.2017.10.064
    Wen F Q, Yu B, Zhou F Z. Research on the cause of arable land acidification in Lichuan city[J]. Agricultural Science and Technology Communication, 2017, (10): 179–182 doi: 10.3969/j.issn.1000-6400.2017.10.064
    [23] Pallant E, Riha S J. Surface soil acidification under red pine and Norway spruce[J]. Soil Science Society of America Journal, 1990, 54: 1124–1130 doi: 10.2136/sssaj1990.03615995005400040034x
    [24] Jobbágy E G, Jackson R B. Patterns and mechanisms of soil acidification in the conversion of grasslands to forests[J]. Biogeochemistry, 2003, 64: 205–229 doi: 10.1023/A:1024985629259
    [25] Chaer G M, Myrold D D, Bottomley P J. A soil quality index based on the equilibrium between soil organic matter and biochemical properties of undisturbed coniferous forest soils of the Pacific Northwest[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41: 822–830 doi: 10.1016/j.soilbio.2009.02.005
    [26] 周富忠, 熊建成. 利川市耕地酸化成因分析及治理措施[J]. 中国农技推广, 2014, 30(3): 41–43 doi: 10.3969/j.issn.1002-381X.2014.03.022
    Zhou F Z, Xiong J C. Analysis of the causes of acidification of cultivated land in Lichuan city[J]. China Agricultural Technology Promotion, 2014, 30(3): 41–43 doi: 10.3969/j.issn.1002-381X.2014.03.022
    [27] Schroder J L, Zhang H L, Girma K, et al. Soil acidification from long-term use of nitrogen fertilizers on winter wheat[J]. Soil Science Society of America Journal, 2011, 75: 957–964 doi: 10.2136/sssaj2010.0187
    [28] 方日尧. 不同豆科牧草对低缓冲土壤的酸化能力[J]. 北京农学院学报, 1999, (3): 3–8
    Fang R Y. The acidification capacity of different leguminous forage for low buffer soil[J]. Journal of Beijing Agricultural College, 1999, (3): 3–8
    [29] 姬 钢, 徐明岗, 文石林, 等. 不同植被类型下红壤pH和交换性酸的剖面特征[J]. 应用生态学报, 2015, 26(9): 2639–2645
    Ji G, Xu M G, Wen S L, et al. Profile characteristics of red soil pH and exchangeable acid in different vegetation types[J]. Journal of Applied Ecology, 2015, 26(9): 2639–2645
    [30] 张永春, 汪吉东, 沈明星, 等. 长期不同施肥对太湖地区典型土壤酸化的影响[J]. 土壤学报, 2010, 47(3): 465–472
    Zhang Y C, Wang J D, Shen M X, et al. Effects of long-term fertilization on soil acidification in Taihu Lake region, China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2010, 47(3): 465–472
    [31] 周晓阳, 周世伟, 徐明岗, 等. 中国南方水稻土酸化演变特征及影响因素[J]. 中国农业科学, 2015, 48(23): 4811–4817 doi: 10.3864/j.issn.0578-1752.2015.23.022
    Zhou X Y, Zhou S W, Xu M G, et al. Evolution characteristics and influence factors of acidification in paddy soil of southern China[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2015, 48(23): 4811–4817 doi: 10.3864/j.issn.0578-1752.2015.23.022
    [32] 叶文培, 谢小立, 王凯荣, 李志国. 不同时期秸秆还田对水稻生长发育及产量的影响[J]. 中国水稻科学, 2008, 22(1): 65–70 doi: 10.3321/j.issn:1001-7216.2008.01.011
    Ye W P, Xie X L, Wang K R, Li Z G. Effects of rice straw manuring in different periods on growth and yield of rice[J]. Chinese Journal of Rice Science, 2008, 22(1): 65–70 doi: 10.3321/j.issn:1001-7216.2008.01.011
    [33] 周领. 秸秆类型和土壤性质对 CO2-C 释放速率和土壤 pH 影响的研究[D]. 杭州: 浙江大学硕士学位论文, 2010.
    Zhou L. Effect of different crop residues and soil properties on CO2-C evolved rate and pH in red soil [D]. Hangzhou: MS Thesis of Zhejiang University, 2010.
    [34] 蒲玉琳, 张宗锦, 刘世全, 等. 西藏土壤钙、镁、钾、钠的迁移和聚集特征[J]. 水土保持学报, 2010, 24(1): 86–90
    Pu Y L, Zhang Z J, Liu S Q, et al. Transplant and accumulation characteristics of Ca, Mg, K and Na in Tibet soils[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2010, 24(1): 86–90
    [35] 李艾芬, 麻万诸, 章明奎. 水稻土的酸化特征及其起因[J]. 江西农业学报, 2014, 26(1): 72–76 doi: 10.3969/j.issn.1001-8581.2014.01.020
    Li A F, Ma W Z, Zhang M K. Characteristics and causes of acidification of paddy soils[J]. Acta Agriculturae Jiangxi, 2014, 26(1): 72–76 doi: 10.3969/j.issn.1001-8581.2014.01.020
    [36] 姜 林, 耿增超, 李珊珊, 等. 祁连山西水林区土壤阳离子交换量及盐基离子的剖面分布[J]. 生态学报, 2012, 32(11): 3368–3377
    Jiang L, Geng Z C, Li S S, et al. Soil cation exchange capacity and exchangeable base cation content in the profiles of four typical soils in the Xi-Shui Forest Zone of the Qilian Mountains[J]. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(11): 3368–3377
    [37] Jiang Y, Zhang Y G, Liang W J. Land use effect on the profile distribution of sulfur in an aquic brown soil[J]. Agricultural Journal, 2007, 2(1): 49–54
    [38] 凌大炯, 章家恩, 黄倩春, 等. 模拟酸雨对砖红壤盐基离子迁移和释放的影响[J]. 土壤学报, 2007, 44(3): 444–450 doi: 10.3321/j.issn:0564-3929.2007.03.010
    Ling D J, Zhang J E, Huang Q C, et al. The influence of acid rain on the migration and release of the base ions in lateritic soil[J]. Acta Pedologica Sinica, 2007, 44(3): 444–450 doi: 10.3321/j.issn:0564-3929.2007.03.010
    [39] 黄尚书, 叶川, 钟义军, 等. 不同土地利用方式对红壤坡地土壤阳离子交换量及交换性盐基离子的影响[J]. 土壤与作物, 2016, 5(2): 72–77
    Huang S S, Ye C, Zhong Y J, et al. Effects of different land use methods on the cation exchange capacity and exchangeable base ions of red soil slopes[J]. Soil and Crops, 2016, 5(2): 72–77
  • [1] 梅旭阳高菊生杨学云黄晶蔡泽江李冬初王伯仁柳开楼徐明岗张会民 . 红壤酸化及石灰改良影响冬小麦根际土壤钾的有效性. 植物营养与肥料学报, 2016, 24(6): 1568-1577. doi: 10.11674/zwyf.16093
    [2] 刘梦云常庆瑞杨香云 . 黄土台塬不同土地利用方式下土壤碳组分的差异. 植物营养与肥料学报, 2010, 18(6): 1418-1425. doi: 10.11674/zwyf.2010.0617
    [3] 王树起韩晓增乔云发王守宇李晓慧 . 不同土地利用和施肥方式对土壤酶活性及相关肥力因子的影响 . 植物营养与肥料学报, 2009, 17(6): 1311-1316. doi: 10.11674/zwyf.2009.0610
    [4] 高宇樊军米美霞王力彭小平 . 水蚀风蚀交错区土壤呼吸影响因素及其对土地利用方式变化的响应. 植物营养与肥料学报, 2013, 21(5): 1207-1217. doi: 10.11674/zwyf.2013.0521
    [5] 孙瑞孙本华高明霞杨学云张树兰 . 长期不同土地利用方式下土土壤微生物特性的变化. 植物营养与肥料学报, 2015, 23(3): 655-663. doi: 10.11674/zwyf.2015.0312
    [6] 李雄张旭博孙楠张崇玉徐明岗冯龙 . 不同土地利用方式对土壤有机无机碳比例的影响. 植物营养与肥料学报, 2018, 24(6): 1508-1519. doi: 10.11674/zwyf.18200
    [7] 徐华勤章家恩冯丽芳全国明胡蓉蓉毛丹鹃 . 广东省典型土壤类型和土地利用方式对土壤酶活性的影响. 植物营养与肥料学报, 2010, 18(6): 1464-1471. doi: 10.11674/zwyf.2010.0623
    [8] 段英华徐明岗*王伯仁黄晶 . 红壤长期不同施肥对玉米氮肥回收率的影响. 植物营养与肥料学报, 2010, 18(5): 1108-1113. doi: 10.11674/zwyf.2010.0510
    [9] 仇少君赵士诚侯云鹏徐新朋王娜何萍周卫 . 东北三省典型春玉米种植区土壤剖面碳库变化特征. 植物营养与肥料学报, 2018, 24(6): 1528-1538. doi: 10.11674/zwyf.18134
    [10] 孟赐福傅庆林水建国吴益伟 . 浙江中部红壤施用石灰对土壤交换性钙、镁及土壤酸度的影响. 植物营养与肥料学报, 1999, 7(2): 129-136. doi: 10.11674/zwyf.1999.0205
    [11] 黄晶李冬初刘淑军刘宏斌王伯仁 . 长期施肥下红壤旱地土壤CO2排放及碳平衡特征. 植物营养与肥料学报, 2012, 20(3): 602-610. doi: 10.11674/zwyf.2012.11327
    [12] 于寒青孙楠吕家珑高菊生徐明岗王伯仁 . 红壤地区三种母质土壤熟化过程中有机质的变化特征. 植物营养与肥料学报, 2010, 18(1): 92-98. doi: 10.11674/zwyf.2010.0113
    [13] 周晓阳徐明岗周世伟 , . 长期施肥下我国南方典型农田土壤的酸化特征. 植物营养与肥料学报, 2015, 23(6): 1615-1621. doi: 10.11674/zwyf.2015.0629
    [14] 樊军邵明安郝明德王全九 . 黄土旱塬塬面生态系统土壤硝酸盐累积分布特征. 植物营养与肥料学报, 2005, 13(1): 8-12. doi: 10.11674/zwyf.2005.0102
    [15] 佟德利徐仁扣 . 三种氮肥对红壤硝化作用及酸化过程影响的研究. 植物营养与肥料学报, 2012, 20(4): 853-859. doi: 10.11674/zwyf.2012.11461
    [16] 焦永鸽李天福张云贵李志宏刘宏斌谷海红 . 有机质对红壤烤烟氮素累积分配特征的影响. 植物营养与肥料学报, 2009, 17(4): 923-929. doi: 10.11674/zwyf.2009.0428
    [17] 杨蕊李裕元魏红安高茹石辉吴金水 . 畜禽有机肥氮、磷在红壤中的矿化特征研究. 植物营养与肥料学报, 2011, 19(3): 600-607. doi: 10.11674/zwyf.2011.0433
    [18] 刘震徐明岗段英华张丽娟张毅功 . 长期不同施肥下黑土和红壤团聚体氮库分布特征. 植物营养与肥料学报, 2013, 21(6): 1386-1392. doi: 10.11674/zwyf.2013.0612
    [19] 黄锦法曹志洪李艾芬张蚕生 . 稻麦轮作田改为保护地菜田土壤肥力质量的演变. 植物营养与肥料学报, 2003, 11(1): 19-25. doi: 10.11674/zwyf.2003.0104
    [20] 汪新月张仕颖岳献荣谷林静夏运生张乃明岳志权 . 隔根与接种FM对红壤上玉米/大豆植株生长及氮素利用的影响. 植物营养与肥料学报, 2017, 25(4): 1022-1029. doi: 10.11674/zwyf.16258
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出版历程
  • 收稿日期:  2018-05-13
  • 刊出日期:  2018-11-01

红壤不同利用方式下的剖面酸度特征

    作者简介:唐贤 E-mail: 18910711250@163.com
    通讯作者: 徐明岗, xuminggang@caas.cn
    通讯作者: 高强, gyt199962@163.com
  • 1. 中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/耕地培育技术国家工程实验室,北京 100081
  • 2. 吉林农业大学资源与环境学院,长春 130118
  • 3. 中国农业科学院衡阳红壤实验站/祁阳农田生态系统国家野外试验站,湖南祁阳 426182

摘要:  目的 作物类型及其管理模式是影响红壤酸化的主要因素之一,研究不同利用方式下红壤剖面酸度的变化特征,对红壤酸化防治具有重要指导意义。 方法 选取由红砂岩母质发育红壤的4种主要利用方式 (水田、旱地、果园和林地),通过分层 (0—20、20—40、40—60、60—80 cm和80—100 cm) 测定pH、交换性酸、交换性盐基总量和盐基饱和度,定量比较不同利用方式下各酸度指标在剖面上的变化特征及程度。 结果 在不同利用方式下,红壤剖面pH为水田 (5.69) > 旱地 (4.71) ≈ 果园 (4.74) > 林地 (4.49);交换性酸含量为林地 (6.54 cmol/kg) ≈ 旱地 (6.52 cmol/kg) > 果园 (3.51 cmol/kg) > 水田 (0.79 cmol/kg);交换性盐基总量为水田 (4.47 cmol/kg) > 旱地 (1.97 cmol/kg) > 果园 (1.26 cmol/kg) > 林地 (0.48 cmol/kg);盐基饱和度为水田 (53.14%) > 旱地 (20.87%) > 果园 (15.41%) > 林地 (4.67%)。随着土层深度的增加,红壤剖面pH值逐渐升高;不同层次间交换性酸含量无显著差异;交换性盐基总量随土壤深度增加逐渐升高,为60—100 cm (2.34 cmol/kg) > 40—60 cm (2.05 cmol/kg) > 0—40 cm (1.75 cmol/kg);水田利用方式下红壤盐基饱和度随土壤深度增加逐渐升高,为80—100 cm (33.95%) > 60—80 cm (32.27%) > 40—60 cm (31.31%) > 20—40 cm (25.47%) > 0—20 cm (21.08%)。水田、果园利用方式下红壤pH与交换性酸含量呈显著负相关,与交换性盐基总量和盐基饱和度呈显著正相关;旱地利用方式下红壤pH与交换性盐基总量呈显著正相关;林地利用方式下pH与交换性酸含量呈显著负相关。 结论 4种利用方式下,在0—40 cm土层,林地红壤酸度最高,其次是果园和旱地,水田红壤酸度最低,在40—100 cm土层酸度变异较小。通过改变土地利用方式,降低红壤交换性酸含量、增加交换性盐基总量和盐基饱和度可以有效降低红壤酸度。

English Abstract

  • 红壤是我国南方丘陵区主要的土壤类型,具有酸性强、盐基高度不饱和、肥力水平低的特点[1]。在高强度的人为活动下,大量外源质子会进入土壤,引起红壤酸化,使土壤物理、化学和生物学性质发生一系列变化,进而导致生产力及生态系统的演变和退化[23]。同时,红壤酸化会引起铝、锰和氢对植物的毒害及红壤中营养元素磷、钾、钙、镁的缺乏,从而使作物减产[45]。由于其本身物理化学特性及受热带亚热带气候的影响,土壤对人为土地利用导致酸性物质的输入特别敏感,加快了土壤的进一步酸化[3]。因此,红壤酸化对农业和生态环境保护产生了严重威胁[6],明确不同土地利用方式下红壤酸化现状,可采取有效措施减缓酸化进程,减少因土壤酸化造成的经济损失及生态环境的恶化。

    有研究表明[7],不仅粮田土壤存在酸化现象,果园和菜园的土壤酸化问题也很突出。张桃林等[8]在江西省余江县进行的研究表明,不同土地利用方式对红壤pH的影响程度为旱地 > 菜地 > 水田。姬钢等 [9]研究表明,在人工林中0—40cm土层红壤pH大小顺序为茶园 > 湿地松林 > 板栗 > 柑橘园。由此可见,不同土地利用方式影响土壤pH变化 [10]。因此,可以通过不同土地利用方式的调控,稳定土壤pH值,减缓酸化,进而保持土壤的持续生产力。

    土地利用方式可以直接影响土壤的酸化状况,前人的研究大多集中在表层或耕层土壤pH的变化特征[1112],关于土壤酸度特征在剖面上分布差异性的研究尚较缺乏。因此,本研究对红砂岩母质发育的红壤在4种利用方式 (水田、旱地、果园、林地) 下,土壤pH、交换性酸、交换性盐基总量以及盐基饱和度等酸性相关指标在不同土层 (0—20、20—40、40—60、60—80和80—100 cm) 的变化特征进行了分析,为我国南方丘陵区红壤酸化特性和改良提供理论依据。

    • 研究区位于江西省鹰潭市余江县 (28°04′~28°37′N、116°41′~117°09′E),该地区年平均温度17.6 ℃,年降水量1757.9 mm,年平均日照1777.6 h,年日照百分率为41%,无霜期270天左右,属于亚热带湿润季风气候,主要种植制度是双季稻,土壤类型为红砂岩母质发育的红壤。

    • 于2016年1月采用网格布点法 (2 km × 2 km) 在余江县均匀采集了4种不同利用类型 (水田、旱地、果园、林地) 共26个土壤剖面样品,在每一点位所在的样地随机选取3个点位,用土钻进行样品采集,取样层次分别为0—20、20—40、40—60、60—80和80—100 cm共5个土层,同一土层深度3个样品混合均匀后,按照四分法分取1 kg土样,分拣出石砾、根系等杂物,磨细分别依次过2 mm、1 mm和0.25 mm筛备用。不同利用类型的红壤剖面基本状况见表1

      利用方式
      Land use
      海拔高度(m)
      Altitude
      耕作年限
      Planting year
      样品数
      Sampling number
      养分管理措施
      Nutrient management
      水田Paddy 39.1 > 30 11 化肥,少量猪粪;双季稻秸秆机打全部还田Chemical fertilizers, small amount of pig manure; Double rice straws returning to field
      旱地Dry land 42.0 5~10 3 施用化肥,不施有机肥;秸秆自然堆沤还田Chemical fertilizers, without manure; Rice straw returning
      果园Orchard 55.5 10~20 4 施用化肥和菜籽饼等有机肥;落叶焚烧或者不管理Chemical fertilizers, rapeseed cakes; Fallen leaves burned or not regarded
      林地Woodland 62.5 > 30 8 不施肥; 落叶不管理No fertilization; Fallen leaves not regarded

      表 1  样品采集点土地基本状况

      Table 1.  General information of lands for soil sampling

      根据采样期间的农户调查,截至2016年,水田和林地利用年限超过30年,由于1997—2000年土地利用方式发生变化,旱地利用年限为5~10年,由于1985年没有采集果园利用方式下的土壤样品,因此数据缺省。1985年不同利用方式下红壤基本化学性质见表2

      利用方式
      Land use
      pH 有机质(g/kg)
      Organic matter
      全氮(g/kg)
      Total N
      碱解氮(mg/kg)
      Available N
      有效磷(mg/kg)
      Available P
      速效钾(mg/kg)
      Available K
      水田Paddy 5.67 ± 0.28 a 24.74 ± 4.51 a 1.37 ± 0.31 a 120.50 ± 17.96 a 7.97 ± 1.90 a 73.87 ± 17.14 a
      旱地Dry land 5.44 ± 0.35 b 22.85 ± 6.73 a 1.24 ± 0.34 a 100.18 ± 22.51 b 6.91 ± 1.38 a 65.55 ± 24.89 ab
      林地Woodland 5.42 ± 0.17 b 23.52 ± 6.81 a 1.32 ± 0.31 a 107.45 ± 22.97 b 5.46 ± 1.49 b 59.70 ± 22.76 b
      注(Note):1985 年没有采集果园利用方式下的土壤样品,缺少相关数据 In 1985, no soil samples were collected under orchard utilization mode, so the data were not available. 同列数值后不同字母表示在不同利用方式下差异显著 (P < 0.05) Different letters mean significant differences among land uses for the same index ( P < 0.05).

      表 2  1985年不同利用方式下红壤基本化学性质

      Table 2.  Basic chemical properties of red soil under different land use patterns in 1985

    • 土壤pH值采用电极电位法测定 (水土比2.5∶1);有机质用重铬酸钾外加热法;全氮采用凯氏定氮法;土壤交换性酸(EA)采用 1 mol/L氯化钾交换—中和滴定法测定;阳离子交换量(CEC)采用乙酸铵交换法[13];交换性盐基离子(EB)用乙酸铵震荡浸提法[14];盐基饱和度(BC= EB/CEC * 100%)通过计算获得[13]

    • 采用SPSS 19软件进行数据统计分析,用 Duncan 法检验不同利用方式和不同土壤层次间酸度指标的差异显著性 (P < 0.05) ;采用Excel 2016软件作图。

    • 图1可以看出,红壤pH随着利用方式和土层深度呈现不同程度的变化趋势,变化范围在4.27~6.27之间。在不同利用方式下,红壤剖面pH大小依次为水田 (5.69) > 旱地 (4.71)和果园 (4.74) > 林地 (4.49);在不同土层上,随着土层的增加,红壤剖面pH逐渐升高[80—100 cm (5.39) > 60—80 cm (5.27) > 40—60 cm (5.11) > 20—40 cm (4.81) > 0—20 cm (4.68)];在水田利用方式下,随着土层深度的增加,红壤pH逐渐升高,为60—100 cm (6.17) > 40—60 cm (5.84) > 20—40 cm (5.29) > 0—20 cm (4.94);在旱地利用方式下,不同土层红壤pH无显著差异 ( P > 0.05);在果园利用方式下,红壤pH在80—100cm土层最高,为4.92;在林地利用方式下,红壤pH在20—80 cm随着土层的增加而逐渐升高,其大小顺序为 60—100 cm (4.67) > 40—60 cm (4.49) > 0—40 cm (4.30)。

      图  1  不同利用方式红壤剖面pH

      Figure 1.  pH of red soil profiles under different land use

    • 图2可以看出,在不同利用方式下,红壤剖面交换性酸含量大小顺序为林地 (6.54 cmol/kg) > 旱地(6.52 cmol/kg) > 果园 (3.51 cmol/kg) > (0.79 cmol/kg)。在水田利用方式下,红壤交换性酸含量在0—60 cm随着土层深度的增加而逐渐降低,其大小顺序为0—20 cm (2.00 cmol/kg) > 20—40 cm (0.86 cmol/kg) > 40—60 cm (0.23 cmol/kg),80—100 cm土层与40—60 cm土层间无显著差异;在旱地利用方式下,红壤交换性酸含量随着土层深度的增加而逐渐升高,其大小顺序为60—100 cm (8.57 cmol/kg) > 20—60 cm (6.12 cmol/kg) > 0—20 cm (2.57 cmol/kg);在果园和林地利用方式下,红壤交换性酸含量在不同土层间无显著差异。

      图  2  不同利用方式下红壤剖面交换性酸

      Figure 2.  Exchangeable acid of red soil profiles under different land use patterns

    • 图3可以看出,在不同利用方式下,红壤剖面交换性盐基总量大小顺序为水田 (4.47 cmol/kg) > 旱地 (1.97 cmol/kg) > 果园 (1.26 cmol/kg) > 林地 (0.48 cmol/kg)。在不同土层上,随着土层深度的增加,红壤交换性盐基总量逐渐升高,其大小顺序为60—100 cm (2.34 cmol/kg) > 40—60 cm (2.05 cmol/kg) > 0—40 cm (1.75 cmol/kg)。在水田利用方式下,红壤交换性盐基总量在20—60 cm随着土层深度的增加而显著升高,不同土层交换性盐基总量顺序为60—100 cm (5.86 cmol/kg) > 40—60 cm (4.74 cmol/kg) > 0—40 cm (2.95 cmol/kg);在旱地利用方式下,红壤交换性盐基总量在0—100 cm随着土层深度的增加而逐渐降低,不同土层交换性盐基总量顺序为0—20 cm (3.00 cmol/kg) > 20—60 cm (2.14 cmol/kg) > 60—80 cm (1.30 cmol/kg);在果园利用方式下,红壤交换性盐基总量在40—100 cm随着土层深度的增加而逐渐升高,其中80—100 cm土层比40—60 cm土层显著升高了0.60 cmol/kg,不同土层交换性盐基总量顺序为60—100 cm (1.64 cmol/kg) > 0—60 cm (1.00 cmol/kg);在林地利用方式下,红壤交换性盐基总量在40—100 cm随着土层深度的增加而逐渐升高,其中80—100 cm土层比40—60 cm土层显著升高了0.25 cmol/kg,不同土层交换性盐基总量大小顺序为60—100 cm (0.55 cmol/kg) > 0—60 cm (0.43 cmol/kg)。

      图  3  不同利用方式下红壤剖面交换性盐基总量

      Figure 3.  Total exchangeable base of red soil profiles under different land use patterns

    • 图4可以看出,在不同利用方式下,红壤剖面盐基饱和度大小顺序为水田 (53.14%) > 旱地 (20.87%) > 果园 (15.41%) > 林地 (4.67%)。在不同土层上,随着土层深度的增加,红壤盐基饱和度逐渐升高,其大小顺序为80—100 cm (33.95%) > 60—80 cm (32.27%) > 40—60 cm (31.31%) > 20—40 cm (25.47%) > 0—20 cm (21.08%)。在水田利用方式下,红壤盐基饱和度在0—60cm随着土层深度的增加而逐渐升高,其大小顺序为40—100 cm (64.20%) > 20—40 cm (45.19%) > 0—20 cm (28.90%);在旱地利用方式下,红壤盐基饱和度在0—80 cm随着土层深度的增加而逐渐降低,不同土层盐基饱和度的大小顺序为0—20 cm (38.68%) > 20—40 cm (23.64%) > 40—60 cm (19.03%) > 60—100 cm (11.51%);在果园利用方式下,红壤盐基饱和度在不同土层间无显著差异;在林地利用方式下,红壤盐基饱和度在60—100 cm随土层深度的增加而显著升高了1.98%,不同土层盐基饱和度80—100 cm 为6.53%,0—80 cm为4.17%。

      图  4  不同利用方式下红壤剖面盐基饱和度

      Figure 4.  Base saturation of red soil profiles under different land use patterns

    • 在不同利用方式下红壤pH与酸度指标间具有显著的相关关系 (表3)。在水田、旱地和果园利用方式下,红壤pH与交换性酸呈显著负相关,与交换性盐基总量和盐基饱和度呈显著正相关 (P < 0.01);在林地利用方式下,红壤pH与交换性酸、全氮和有机质呈显著负相关,与盐基饱和度呈显著正相关 ( P < 0.05),与交换性盐基总量无相关性。

      利用方式
      Land use
      酸度指标
      Acidity index
      pH EA EB BS TN OM
      水田Paddy pH 1.000
      EA −0.781** 1.000
      EB 0.873** −0.750** 1.000
      BS 0.732** −0.779** 0.772** 1.000
      TN −0.613** 0.678** −0.406** −0.606** 1.000
      OM −0.589** 0.660** −0.421** −0.616** 0.986** 1.000
      旱地Dry land pH 1.000
      EA −0.466* 1.000
      EB 0.610** −0.788** 1.000
      BS 0.401* −0.906** 0.862** 1.000
      TN 0.596** −0.834** 0.747** 0.666** 1.000
      OM 0.606** −0.693** 0.749** 0.660** 0.821** 1.000
      果园Orchard pH 1.000
      EA −0.416** 1.000
      EB 0.897** −0.555** 1.000
      BS 0.871** −0.677** 0.964** 1.000
      TN −0.064 −0.350* 0.039 0.123 1.000
      OM 0.023 −0.382* 0.036 0.156 0.892** 1.000
      林地Woodland pH 1.000
      EA −0.429** 1.000
      EB 0.157 0.267* 1.000
      BS 0.304** −0.005 0.902** 1.000
      TN −0.307** −0.444** −0.131 0.016 1.000
      OM −0.487** −0.115 −0.058 −0.141 0.739** 1.000
      注 (Note):EA—交换性酸 Exchangeable acid;EB—交换性盐基总量 Total exchangeable base;BS—盐基饱和度 Base saturation;TN—土壤全氮 Total N in soil;OM—土壤有机质Organic matter in soil;*—P < 0.05 (双侧two-tailed) ;**— P < 0.01 (双侧two-tailed).

      表 3  不同利用方式下红壤剖面酸度指标之间的相关性

      Table 3.  Correlation coefficients among acid indexes of red soil profiles under different land use patterns

    • 土地利用是人类在自然、经济、社会等条件综合作用下的长期过程,反映了人类与大自然之间的相互关系[1516],受人类活动的直接影响[17]。土地利用作为人类干预土壤质量最直接和最重要的活动,深刻影响着土壤的理化性状及其生态环境,合理的土地利用方式可有效地改善土壤结构,提高土壤质量,而不合理的土地利用则会加重土壤侵蚀,降低土壤对外界环境的抵抗力[1820]。本研究表明,林地、果园和水田土壤pH在0—60 cm土层随土层深度增加而升高,这与刘菊秀等的研究结果一致[21]。可能是因为在在多雨和施肥条件下,红壤中的盐基离子向下淋溶,氢离子代替盐基离子被土壤吸附,并进一步转化为铝质土壤[22],使得土壤剖面底层盐基离子含量增加,pH升高。

      本研究表明,4种利用方式下0—100 cm土层的pH大小为水田 > 果园 ≈ 旱地 > 林地,且水田、果园和林地红壤表层pH显著低于底层,主要有以下几个原因:1) 林地中含有丰富的根系群和微生物群,其在土壤中的呼吸作用会引起硅酸盐的溶解,导致碱性离子流失,加剧土壤酸化 [2324],另外,森林凋落物含有大量的单宁、树脂和木质素等,其分解可产生酸性物质,进入土壤后引起林地土壤pH降低、交换性酸含量增加[25]。2) 果园由于果实收获会带走部分碱基[26],抵消了部分由于施肥和降雨产生的质子[27],在一定条件下,其pH比林地高。3) 旱地种植的是花生和大豆,都属豆科作物,在生长过程中通过根瘤菌的固氮作用从土壤中吸收的阳离子量大于阴离子量,引起花生地红壤中质子增加而加剧红壤酸化,花生固定的氮被硝化和淋溶以及施肥等措施也会导致土壤酸化[28],这与姬纲等[29]研究结果一致。4) 水田pH显著高于其他土地利用方式,其表层pH低于底层,主要由于:①化学氮肥施用可以在土壤中产生大量的酸,如NH4+的硝化作用、NO3的积累和淋失等,其都能够产生大量的H+[30],使水稻土表层pH降低;②水稻收获后,秸秆和籽粒会带走大量的盐基离子,导致水稻土中阴阳离子的不平衡[31],从而使水稻土表层pH降低;③研究区域的水田都是全量秸秆还田,水稻秸秆短期还田主要通过淹水作用产生有机酸等酸性物质影响水稻土酸度[32],同时,水稻秸秆分解过程中铵态氮的硝化作用引起水稻土表层pH降低[33];④由于长期淹水,水稻土中形成了特殊的酸碱缓冲体系,耕层士壤Eh值显著下降,亚铁、亚锰等还原物质明显增加,导致还原淋溶和络合淋移作用的加强[34],特别是土壤中的铁、锰氧化物被还原消耗质子可使溶液中的氢离子浓度下降,中和了施肥、收获和秸秆还田等原因产生的氢离子,因此,水田pH显著高于其他利用方式,长期种植水稻后土壤酸碱度一般是向中性方向发展[35]

      交换性离子分布的差别是成土母质、生物物质循环及淋溶作用等综合作用的结果,与母质类型、利用方式以及土壤养分等条件密切相关[36]。本研究表明,在成土母质、地形以及气候条件一致的情况下,不同土地利用方式下红壤剖面交换性酸变化特征与pH相反,而交换性盐基总量和盐基饱和度变化特征与pH一致,主要由于不同利用方式下的红壤剖面有机质和全氮含量均随土层深度的增加而降低 (图5),且在水田利用方式下,红壤交换性酸含量随全氮和有机质含量的增加而显著增加;交换性盐基总量和盐基饱和度随全氮和有机质含量的增加而显著降低 (P < 0.01);在旱地和果园利用方式下,红壤交换性酸含量随全氮和有机质含量的增加而显著降低;在旱地利用方式下,交换性盐基总量和盐基饱和度随全氮和有机质含量的增加而显著增加 ( P < 0.01);在果园和林地利用方式下,全氮和有机质含量对交换性盐基总量和盐基饱和度无显著影响;在林地利用方式下,红壤交换性酸含量随全氮含量的增加显著降低,与有机质含量无相关性 ( 表2)。因此,不同的土地利用方式下交换性离子的差异是由于土壤全氮和有机质含量剖面分布的差异引起的[37]。从整体来看,林地红壤交换性离子相对较低,这是因为林地酸化而造成土壤交换性盐基离子流失较快[38]。不同利用方式下的红壤pH均与交换性酸呈显著 (P < 0.05) 负相关,与交换性盐基总量和盐基饱和度呈显著 ( P < 0.05) 正相关,说明不同利用方式下红壤交换性离子和盐基饱和度的变化会引起土壤pH的变化,与黄尚书等 [39]研究结果一致。

      图  5  不同利用方式下红壤剖面有机质和全氮含量

      Figure 5.  Organic matter and total nitrogen of red soil profiles under different land use patterns

    • 4种利用方式下,0—40 cm土层,林地红壤酸度最高,其次是果园和旱地,水田红壤酸度最低,在40—100 cm土层酸度变异较小。通过改变土地利用方式,降低红壤交换性酸含量、增加交换性盐基总量和盐基饱和度,可以有效降低红壤酸度。

参考文献 (39)

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