2024, Vol. 61
2. 南京农业大学资源与环境科学学院, 南京 210095;
3. 云南省农业科学院农业环境资源研究所, 昆明 650205
2. College of Resources and Environmental Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China;
3. Institute of Agricultural Environment and Resources, Yunnan Academy of Agricultural Sciences, Kunming 650205, China
土壤镉（Cd）污染是长期以来公众关注的热点问题，受采矿与冶金、污水灌溉、长期大量施肥等人类活动的影响，土壤Cd污染风险不断加大[1-2]。Cd作为一种常见的重金属污染物，其移动性强，不易被降解，易在土壤中累积[3]，被水稻等农作物吸收后经食物链传递至人体，危害人体健康[4]。物理吸附、化学钝化及生物修复等手段被广泛应用于农田Cd污染治理中，添加改良剂被认为是成本低且高效的修复方法[5]。
生物质炭是近年来较为热门的改良和修复土壤材料，不仅可以提升土壤肥力，同时对土壤重金属有较好的钝化效果，被广泛用于重金属污染土壤治理[6-7]。相关研究表明，添加生物质炭将土壤有效Cd含量降低45%~62%[8]，并且大幅降低Cd在植物体内的含量。主要原因是生物质炭可提高土壤pH[9]，提高土壤可溶性有机碳含量[10]，同时生物质炭具有高度多孔结构、丰富的化学官能团和较高的阳离子交换量[11]，上述性质决定了生物质炭有较强的降Cd能力。生物质炭有着广泛的来源，如小麦、玉米、水稻、花生等农作物收获后产生大量的秸秆均可用作生物质炭的原料，不同原料生物质炭本身的理化性状不同，因此对Cd的吸附能力存在差异[12-13]。
生物质炭对Cd的修复已有大量报道，但是对不同植物源生物质炭修复效果对比的研究相对较少。云南东川地区大力发展蔬菜产业[14]，但土壤全Cd含量较高[15]，叶菜类蔬菜Cd超标风险大[16]，因此需要重视当地叶菜类蔬菜安全问题，修复该地区土壤Cd污染十分必要。鉴于上述背景，考虑到生物质炭的来源，选取了稻秆炭、麦秆炭、玉米秆炭、麻秆炭、田菁炭、花生壳炭等6种常见生物质炭，研究其降Cd机制，并通过盆栽试验评价6种生物质炭修复Cd污染土壤的效果，筛选降Cd效果较好的生物质炭种类，研究结果将为东川地区Cd污染土壤治理提供参考。
1 材料与方法 1.1 供试材料各生物质炭理化性质如表 1所示。
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表 1 生物质炭基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of biochar |
供试土壤取自云南省昆明市东川区蔬菜种植基地（25°57′N~26°32′N，102°47′E~103°18′E）耕作层，该地海拔695 m，土壤类型为沉积土，质地为砂土。全Cd含量1.1 mg·kg–1，属于中度Cd污染土壤。土壤样品经风干、混匀后过2 mm筛备用，其基本理化性状：土壤有机质18.1 g·kg–1，全氮1.1 g·kg–1，全磷2.8 g·kg–1，全钾7.9 g·kg–1，有效磷200.1 mg·kg–1，速效钾180.2 mg·kg–1，pH 7.5，Fe 0.6 g·kg–1，Pb 0.0 g·kg–1，Cu 0.2 g·kg–1。
1.2 试验设计生物质炭吸附等温试验：称取0.050 g生物质炭材料于50 mL离心管中，分别加入25 mL不同浓度Cd2+溶液（0、5、10、20、50、100、200 mg·L–1，供试药品为Cd（NO3）2·4H2O，以0.01 mol·L–1 NaNO3为背景电解质），置于恒温振荡器中以25℃、180 r·min–1振荡24 h，8 000 r·min–1离心，上清液经0.45 μm滤膜过滤后测定滤液Cd浓度，计算吸附量。每个处理设置3个重复。
生物质炭解吸试验：吸附试验后，在离心管中加入25 mL 0.01 mol·L–1 NaNO3溶液，置于恒温振荡器中以25℃、180 r·min–1振荡24 h，8 000 r·min–1离心，上清液经0.45 μm滤膜过滤后测定滤液Cd浓度，计算解吸率。
生物质炭吸附动力学试验：称取0.050 g生物质炭材料于50 mL离心管中，加入25 mL100 mg·L–1的Cd2+溶液（供试药品为Cd（NO3）2·4H2O，以0.01 mol·L–1 NaNO3为背景电解质），在25℃恒温摇床中振荡，分别于1 min、5 min、10 min、30 min、60 min、2 h、4 h、8 h、12 h、24 h、48 h取样，8 000 r·min–1离心后上清液经0.45 μm滤膜过滤，测定滤液Cd浓度，计算吸附量。每个处理设置3个重复。
盆栽试验：设不添加生物质炭的对照（CK）、添加稻秆炭（RBC）、添加麦秆炭（WBC）、添加玉米秆炭（MBC）、添加麻秆炭（HBC）、添加田菁炭（TBC）、添加花生壳炭（PBC）7个处理，每处理重复4次，共28盆，完全随机排列。试验于2020年11月12日至2021年1月10日，在中国农业科学院玻璃温室进行。供试叶菜为油麦菜（Lactuca sativa L.），品种为美利剑。
将1.5 kg过筛后的土壤样品与生物质炭混匀后装盆（生物质炭用量均为10 g·kg–1）。于2020年11月14日播种，每盆均匀播种15粒种子，待苗稳定后，间苗至3棵，生育期内各盆的管理保持一致，采用称重法使土壤含水量保持田间持水量的60%。基础土壤养分含量已满足作物生长需求，因此不再施肥。
1.3 样品采集及指标测定于2021年1月10日收获，油麦菜生育期共57 d。植株样品分为地上部、地下部，称鲜物质量后于105℃下杀青30 min，70℃烘至恒重，粉碎备用。土壤样品整盆混匀，四分法取样，一部分鲜土于–20℃下保存，另一部分风干后过20目和100目尼龙网筛备用。
土壤DOC采用超纯水按5︰1水土比振荡、离心，上清液过0.45 μm滤膜后，用TOC分析仪（Multi N/C2100，德国）测定；土壤pH采用5︰1水土比，电位法测定；有机碳采用重铬酸钾外加热法测定；土壤全氮采用凯氏定氮法测定；无机氮采用2 mol·L–1氯化钾浸提—连续流动分析仪（AA3，SEAL，德国）测定；土壤有效磷采用钼锑抗比色法测定；土壤速效钾采用火焰光度法测定[17]；土壤有效Cd含量采用0.11 mol·L–1醋酸提取、ICP-MS电感耦合等离子体光谱仪（Optima 8300，Perkin Elmer，美国）测定[18]，采用BCR（Community Bureau of Reference）连续提取法分析土壤中的Cd形态[19]；植株Cd含量采用HClO4-HNO3消煮，ICP-MS测定；生物质炭及土壤Cd、Pb、Cu含量采用HClO4-HNO3-HCl消煮，ICP-OES（PE Optima 5300DV ICP-OES，美国）测定。采用纳米粒度及Zeta电位分析仪（Malvern Zetasizer Nano ZS90，英国）测定生物质炭Zeta电位；采用全自动比表面及孔隙分析仪BET（ASAP 2460和2425，美国）测定生物质炭比表面积；利用傅里叶变换红外光谱仪（VERTEX 70，德国）KBr混合压片法扫描生物质炭，分析生物质炭表面官能团，扫描范围为4 500~400 cm–1。采用X射线衍射仪（XRD，Empyrea，荷兰）进行生物质炭成分分析。
1.4 计算公式Langmuir吸附等温方程：
| $ Q_{\text{e}}=Q_{\text{m}} K_{\text{L}}C_{\text{e}}/（1+K_{1}C_{\text{e}}） $ | (1) |
Freundlich吸附等温方程：
| $ Q_{\text{e}}=K_{\text{F}} C_{\text{e}}^{1/{\text{n}} } $ | (2) |
式中，Qe表示平衡吸附量，mg·g–1；Ce表示平衡后溶液中吸附质质量浓度，mg·L–1；Qm表示Langmuir吸附等温线下的理论最大吸附容量，mg·g–1；KL为Langmuir常数；KF和n分别为Freundlich常数。
| $ 解吸率=CV/Q_{e} $ | (3) |
式中，C表示解吸溶液中Cd浓度，mg·L–1；V表示解吸溶液体积，L。
准一级动力学方程：
| $ Q_{e}=Q_{t}（1–\text{exp}（–K_{1}\text{t}）） $ | (4) |
准二级动力学方程：
| $ t/Q_{t}=（K_{2}Q_{e}^{2}）^{–1}+t/Q $ | (5) |
式中，Qt为t时刻的平衡浓度，mg·L–1；t为吸附时间，min；K1为准一级吸附速率常数，min–1，K2为准二级吸附速率常数，g·mg–1·min–1。
转运系数（TF）=植株地上部Cd含量（mg·kg–1）/ 植株地下部Cd含量（mg·kg–1）
1.5 数据处理及统计分析采用SPSS26.0软件进行方差分析和多重比较（最小显著差异法），使用R 2.5.1中的“gbmplus”包进行聚合增强树（ABT）分析。采用Excel 2019和Origin2019b软件进行数据处理和绘图。
2 结果 2.1 不同生物质炭对溶液中Cd2+吸附-解吸特性的影响生物质炭对Cd2+的吸附等温线如图 1a所示。随着平衡浓度的升高，6种生物质炭对Cd2+的吸附量逐渐增加，一定浓度后吸附达到饱和。6种材料对溶液中Cd2+的吸附能力排序为：TBC > WBC > HBC > PBC > RBC > MBC，TBC吸附能力最强，MBC吸附能力最弱。吸附等温模型拟合分析结果（表 2）可以看出，除MBC、HBC外，Langmuir吸附等温模型对其他4种材料的实验数据拟合度高于Freundlich吸附等温模型，表明生物质炭对Cd2+的吸附以化学吸附为主。根据最大吸附量Qm（表 2）进行吸附能力大小排序为：TBC > WBC > HBC > PBC > RBC > MBC，TBC最大吸附量最高，为37.1 mg·g–1，MBC最大吸附量最低，为9.8 mg·g–1。
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注：L：Langmuir吸附等温线，F：Freundlich吸附等温线。 Note: L: Langmuir adsorption isotherms, F: Freundlich adsorption isotherms. 图 1 不同生物质炭的吸附等温线（a）及解吸率（b） Fig. 1 Adsorption isotherms(a)and desorption rate(b)of different biochar |
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表 2 吸附等温线模型拟合参数 Table 2 Fitting parameters of adsorption isotherms |
不同初始溶液浓度下生物质炭对Cd2+的解吸率如图 1b所示。随着初始浓度升高，各生物质炭处理解吸率均升高，初始浓度为200 mg·L–1时解吸率达到最大，从高到低分别为：MBC > HBC > PBC > TBC > RBC > WBC，其中RBC、WBC、TBC解吸率均不足10%，说明这三种炭对Cd2+的固持能力更强。
2.2 不同生物质炭对溶液中Cd2+吸附动力学特性的影响不同生物质炭对溶液中Cd2+的吸附量随时间的变化如图 2所示，相关参数见表 3。由图 2可知，几种生物质炭对Cd2+吸附量随时间先快速增加后趋于稳定，在12 h或24 h后达到吸附平衡，TBC饱和吸附量最大为29.9 mg·g–1。由表 3可知，六种生物质炭的准二级动力学拟合系数高于准一级动力学拟合系数，说明准二级动力学方程能更好地描述生物质炭对溶液中Cd2+的吸附过程，生物质炭对Cd2+的吸附过程主要以化学吸附为主。饱和吸附量排序为TBC > WBC > HBC > PBC > RBC > MBC，TBC吸附能力最强。
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注：F：准一级动力学模型，S：准二级动力学模型。 Note: F: The pseudo-first-order model, S: The pseudo-second-order model. 图 2 不同生物质炭的吸附动力学曲线 Fig. 2 Adsorption kinetic curves of different biochar |
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表 3 吸附动力学拟合参数 Table 3 Fitting parameters of adsorption kinetics |
生物质炭的FTIR特征如图 3a所示。在波长为3 200~3 650 cm–1的羟基（–OH）伸缩振动区域内，WBC、MBC、TBC有较宽的吸收峰；WBC、TBC、HBC在1 589 cm–1附近有强烈的吸收峰，该峰由芳香环C=C、C=O的伸缩振动产生。
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图 3 不同生物质炭的傅里叶变换红外光谱（FTIR）（a）和X射线衍射（XRD）（b） Fig. 3 Fourier transform infrared spectroscopy(FTIR)(a)and X-ray diffraction(XRD)(b)of different biochar |
生物质炭的XRD衍射图谱如图 3b所示。各生物质炭在C、Si衍射峰出现峰值，说明生物质炭主要由C、Si化合物组成。此外，各生物质炭在28.3°和32.3°附近出现Na2C6O6和K2CO3衍射峰，RBC、WBC、MBC、TBC、PBC在36.0°出现MnO2衍射峰，MBC在24.2°出现Fe2O3衍射峰。
2.4 不同生物质炭对土壤Cd赋存形态的影响土壤有效Cd是表征Cd有效性的重要指标之一，生物质炭处理对土壤有效Cd的影响如图 4a所示。与不添加生物质炭处理（CK）相比，施用生物质炭降低土壤有效Cd含量，以TBC处理降幅最大，显著降低24.3%。此外，WBC、MBC、HBC、PBC处理有效Cd含量分别显著降低17.6%、13.7%、18.2%、23.7%。
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注：CK：对照；Aci-Cd：酸溶态Cd，Red-Cd：可还原态Cd，Org-Cd：可氧化态Cd，Res-Cd：残渣态Cd。不同小写字母表示处理间差异显著（P < 0.05）。下同。 Note: CK: control, Aci-Cd: acid soluble Cd, Red-Cd: reducible Cd, Org-Cd: oxidizable Cd, Res-Cd: residual Cd. The different lowercase letters indicate significant differences among treatments(P < 0.05). The same as below. 图 4 不同生物质炭处理下土壤有效Cd（a）及Cd形态的变化（b） Fig. 4 Changes in soil Cd availability(a)and Cd fraction(b)under different biochar treatments |
生物质炭的施用不仅降低土壤有效Cd含量，同时也影响土壤Cd的赋存形态。如图 4b所示，本研究中土壤Cd赋存形态主要以酸溶态和可氧化态为主，其次是可还原态和残渣态。与CK相比，施用生物质炭后酸溶态Cd占比下降，降幅为4.7%~24.3%。同时，RBC、TBC处理可还原态Cd含量提升但差异不显著，WBC、MBC、HBC、PBC处理残渣态Cd含量显著提升13.0%~23.0%。由此说明，施用生物质炭后土壤中活性态Cd向稳定态转化，使土壤中Cd的迁移性降低。
2.5 不同生物质炭对油麦菜Cd含量的影响生物质炭处理对油麦菜Cd含量的影响如图 5所示。与CK相比，除PBC处理外，施用生物质炭后，各处理油麦菜地上部Cd含量均降低（图 5a），WBC、MBC、HBC、TBC处理显著降低10.7%~27.6%，其中HBC处理降幅最大，达27.6%；地下部Cd含量无显著降低（图 5b）。
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图 5 不同生物质炭处理下植物体内Cd含量的变化（a.地上部，b.地下部） Fig. 5 Changes in Cd content of plants under different biochar treatments(a. aboveground, b. underground) |
转运系数可表示植物体内Cd从地下部至地上部的转运状况。不同生物质炭处理下Cd在油麦菜体内的转运系数如表 4所示，各处理转运系数均小于1，说明Cd主要集中于地下部。与CK相比，施用生物质炭后转运系数降低，降幅为0.4%~28.6%，其中WBC、HBC处理显著降低28.6%、25.3%，转运系数分别为0.662 0和0.692 8，说明生物质炭能够在不同程度上减少Cd从地下部向地上部的转运，从而降低油麦菜可食部分Cd污染的风险。
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表 4 不同生物质炭处理下Cd转运系数（TF） Table 4 Cd translocation factors(TF)under different biochar treatments |
生物质炭处理对土壤DOC和pH的影响如图 6所示。与CK相比，各处理土壤DOC（图 6a）与pH（图 6b）均升高，WBC、MBC、HBC、TBC、PBC处理土壤DOC显著提高，增幅为22.1%~117.6%；HBC、TBC、PBC处理土壤pH分别提高0.2、0.1、0.1个单位，且均达显著水平。
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图 6 不同生物质炭处理下土壤可溶性有机碳（DOC）（a）及pH（b）的变化 Fig. 6 Changes in soil dissolved organic carbon(DOC)(a)and pH(b)under different biochar treatments |
将土壤理化指标定义为解释变量，通过ABT分析，评估土壤理化指标对土壤有效Cd的重要性。ABT分析结果如图 7所示，DOC、pH、TN、IN、SOC、AK、AP对土壤有效Cd的贡献率分别为33.0%、21.9%、16.7%、16.5%、4.7%、4.4%、2.9%，由此可知土壤DOC及pH是土壤有效Cd的主要影响因素。
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注：DOC：可溶性有机碳，TN：全氮，IN：无机氮，SOC：土壤有机碳，AK：速效钾，AP：有效磷。 Note: DOC: dissolved organic carbon, TN: total nitrogen, IN: inorganic nitrogen, SOC: soil organic carbon, AK: available potassium, AP: available phosphorus. 图 7 土壤理化指标对有效Cd的贡献率 Fig. 7 Contribution rate of soil physical and chemical indexes to available Cd |
将土壤有效Cd分别与土壤DOC、土壤pH线性拟合，结果如图 8所示，土壤有效Cd与土壤DOC、pH呈极显著的负相关关系（P < 0.01）。
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注Note：**P < 0.01. 图 8 土壤有效Cd与土壤DOC（a）、土壤pH（b）的相关性 Fig. 8 Correlation analysis of soil available Cd with soil DOC(a)and soil pH(b) |
生物质炭表面存在羟基、酚羟基、羧基等多种含氧官能团[20]，并附着大量的负电荷，对阳离子有较强的吸附能力，可通过离子交换、静电吸附、络合等多种机制与Cd发生吸附作用[9]。吸附等温试验结果表明生物质炭可吸附溶液中的Cd2+（图 1a），除玉米秆炭、麻秆炭外，Langmuir吸附等温模型对其他4种生物质炭拟合度更高（表 2），说明生物质炭对Cd2+的吸附反应是以化学吸附为主导的非均匀多表面的吸附过程，并且不同植物源生物质炭吸附能力不同，田菁炭表现出较强的吸附能力（图 1a）。肖光莉等[21]通过吸附等温试验对比了四种生物质炭对溶液Cd2+的吸附能力，采用Langmuir和Freundlich吸附等温模型进行拟合，结果发现Langmuir吸附等温模型能较好拟合生物质炭对溶液中Cd2+的吸附，与本研究结果（表 2）一致。解吸率可以表示生物质炭对Cd2+的固持能力[22]，不同生物质炭对Cd2+固持能力不同，这可能与生物质炭比表面积、表面电荷等理化性质有关[23]，本研究中麦秆炭、田菁炭、稻杆炭表现出对Cd较强的固持能力（图 1b）。吸附动力学曲线可以表示生物质炭对Cd2+的吸附随时间的变化[24]，本研究中试验结果表明，准二级动力学方程拟合度高于准一级动力学方程（表 3），表明生物质炭对Cd2+的吸收以化学吸附为主，这与前人[24]研究结果一致。田菁炭的饱和吸附量最大，说明田菁炭对Cd有较强的吸附能力（图 2，表 3），此结果与上述吸附等温试验结果（图 1a）一致。FTIR分析表明本研究中生物质炭在羟基、羰基等伸缩振动区域[25]附近产生较广泛或尖锐的吸收峰，说明生物质炭含有大量的含氧官能团[20]，几种生物质炭相比，田菁炭有最广泛的羟基伸缩振动区域及尖锐的羰基伸缩振动峰，推测其含氧官能团含量较高；同时田菁炭Zeta电位（表 1）绝对值最高，说明其含有较多的负电荷，这可能是田菁炭对Cd2+吸附效果最好的原因。此外，XRD图谱表明，生物质炭组成中含有CO32–、MnO2、Fe2O3等（图 3b），推测这可能是生物质炭高效吸Cd的原因[26]。
3.2 生物质炭对土壤理化性状及Cd有效性的影响生物质炭影响土壤理化性状。前人研究表明添加生物质炭可提高土壤有机质含量和pH，主要原因是生物质炭含有较多的有机碳，可以提高土壤DOC含量[27]，并且生物质炭有较高的pH和CEC（阳离子交换量），可以释放大量K+、Na+、Ca2+等碱性阳离子进而提高土壤pH[28]，在本研究中，添加生物质炭后，土壤DOC含量与pH提高（图 6），该结果与前人[27-28]研究一致。
土壤Cd有效性受生物质炭的吸附能力及土壤理化性状的影响[29]，众多土壤理化性状中，有机质和pH是Cd有效性的主要影响因素[30]。本研究通过ABT分析（图 7）及相关性分析（图 8）发现，在多种土壤理化性状中，土壤DOC与pH是土壤Cd有效性的主要影响因素，存在显著的负相关性，该结果与前人一致：前人[31]研究表明，添加生物质炭后提高了土壤DOC含量和pH，降低土壤Cd有效性。DOC含有丰富的活性含氧官能团可以与重金属离子形成金属-有机络合物，影响重金属形态，促进重金属向更稳定的残渣态转化[32]；pH升高促进了土壤胶体和黏粒负电荷对重金属离子的吸附，另一方面促进Cd2+与土壤中OH–形成沉淀，降低Cd的有效性[33]。本研究中与CK相比，添加生物质炭后各处理土壤有效Cd有不同程度的降低（图 4a），其中田菁炭处理有效Cd降幅最大，较强的吸附和固持（低解吸率）能力是该处理下土壤有效Cd含量较低的一个重要原因（图 1）。同时，添加生物质炭引起土壤Cd形态发生变化[34]，本研究发现，添加生物质炭后土壤弱酸可提取态Cd含量降低，活性较低的可还原态、可氧化态、残渣态Cd含量升高（图 4b）。生物质炭的吸附能力及对土壤DOC和pH的提高可能是影响土壤有效镉及镉形态的原因。此外，油麦菜地上部Cd含量在不同处理中变化趋势不同（图 6），该结果与前人认为生物质炭能降低地上部Cd含量[35]并不一致，PBC处理土壤有效Cd含量较低，但地上部Cd含量较CK处理有所提升，其原因可能是生物质炭能够通过改变土壤微生物数量、群落结构及功能等影响植物根系活力[36]，并且不同植物源生物质炭结构特性、理化性质不同，因此对植物根系活力影响不同，进而导致油麦菜地上部Cd含量变化趋势不一致，田菁炭处理地上部Cd含量也有一定程度的降低，原因可能与土壤有效镉的变化有关。转运系数可以表明植物体内Cd的转运状况[30]，本研究中，添加生物质炭后，Cd转运系数均降低，各处理油麦菜Cd均主要集中在地下部，该结果与前人[37]研究一致。
4 结论Langmuir吸附等温模型及准二级动力学模型较好地拟合生物质炭对Cd2+的吸附过程，FTIR分析表明田菁炭含有较多的含氧官能团，对Cd2+有较强的吸附和固持能力，添加后显著降低土壤有效Cd及油麦菜地上部Cd含量，同时可引起Cd形态发生变化。众多土壤理化指标中，土壤DOC及pH是土壤Cd有效性的关键影响因素。综合以上试验结果，在东川地区Cd污染土壤的农业生产中，田菁生物质炭可作为Cd污染修复的优良材料。
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