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随着工业化进程的加快，重金属污染成为中国最主要的环境污染问题之一。据统计，受铅镉等典型重金属污染的耕地达0.1亿hm2，由此造成的经济损失超过200亿元·a-1[1]；土壤资源地区分布不均，由成土和耕作方式造成的有机质含量差异及对污染物的清除降解差异，使得南方红壤区的重金属污染状况更加严重[2-3]。重金属污染具有隐蔽性和富集性，既难以被微生物降解，又会在进入食物链后放大危害效应。近年来，由于土壤重金属浓度较高引发的“重金属超标”事件频发[4-5]。目前有效清除土壤中重金属污染物的方法如物理稀释、化学和生物降解修复等措施，因费用高、操作复杂、修复时间长、随土壤环境的改变变化较大，去除效果有限而较难实施[6-8]，因此寻求具有高效吸附能力、能调节土壤理化生物环境、造价相对较低、对土壤扰动小的材料逐渐成为土壤重金属污染修复领域的热点。生物质炭是有机生物质（如农林废弃物、动植物组织等）在限氧或绝氧条件下经过高温热解炭化而成的一类富碳型产物，来源广泛，稳定性能好，具有丰富的孔隙、表面官能团和表面活性物质[9]，已被证实能通过静电、阳离子交换和络合等作用吸附固定土壤中的重金属，较一般的活性炭，重金属选择性更强，二次污染较小，是理想的新型土壤污染修复材料[10-12]。目前，植物源生物质炭对土壤重金属污染修复的研究较多，动物源生物质炭的研究则主要集中在对土壤性质和养分改良作用上，对其吸附土壤中重金属污染物的研究较为有限[13-15]。中国畜牧资源充足，按3%的正常死亡率，病死猪量多达2 000万头·a-1。高温热解制备成生物质炭实现了病死动物集约无害资源化处理，同时猪炭含有较高的矿质元素和磷[16]，再以生物质炭形式施用于重金属污染土壤后可实现土壤品质的边修复边提高，达到提高土壤生产力的目的，符合食品安全和环境可持续发展的要求。本研究以病死猪为原料制备生物质炭，以铅离子（Pb2+）为目标重金属，考察土壤类型及不同添加量对土壤吸附Pb2+的影响，以期为动物源生物质炭修复土壤重金属污染的研究提供理论依据。
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试验土壤采自浙江省杭州市临安区胡下塘村2块相邻菜园，土层深度为0~20 cm，成土过程相同；采集常年种植蔬菜的菜园土壤标记为熟化红壤，未被开垦种植的菜园土壤标记为新垦红壤，剔除植物残体和石子等杂物，自然风干后分别过10目和100目筛，后用于吸附试验和理化性质表征。土壤pH值和土壤电导率（EC）按m（土）:v（水）＝1:5混合后测定；土壤阳离子交换量（CEC）使用乙酸铵浸提法测定；土壤有机质含量用重铬酸钾容量法测定[17]。供试土壤理化性质见表 1。
表 1 供试土壤基本理化性状
Table 1. Physical and chemical properties of the soils
土壤类型 pH 电导率/（dS·m-1） 阳离子交换量/（cmol·kg-1） w有机碳/（g·kg-1） 不同粒径颗粒占土壤的质量比 砂粒/% 粉粒/% 黏粒/% 熟化红壤 6.0 0.3 5.1 65.5 38.6 45.0 16.0 新垦红壤 5.8 0.2 4.1 10.3 38.7 44.4 15.8 -
病死猪由浙江省湖州市某病死动物无害化集中处理中心提供。将整猪置于炭化炉中，650 ℃无氧、常压条件下热解4 h制备而得，标记为猪炭（pig biochar，PB）；研磨粉碎后过20目和100目筛。生物质炭pH，EC和CEC采用IBI标准方法[17]测定；交换性阳离子采取乙酸钠浸提法测定[18]；灰分采用ASTM D1762-84法测定[19]；交换性钙、镁采用原子吸收分光光度计（FAAS-6880，日本）测定；生物质炭比表面积采用比表面分析仪（ASAP 2020M，美国）测定，并采用BET法测算生物质炭比表面积、BJH法测算生物质炭孔容和平均孔径；采用扫描电子显微镜（SEM-EDS）（S-3000N，日本）分析生物质炭的元素组成与表面形态结构；碳（C）、氢（H）、氮（N）元素质量分数采用元素分析仪（Flash EA1112 Thermo Finnigan，意大利）测定，差减法计算氧（O）元素含量；表面碱度采用返滴定法[20]测定；用氢氟酸-高氯酸-硝酸（HF-HCIO4-HNO3）法对生物质炭进行消煮，重金属质量分数采用原子吸收分光光度法[21]测定、全磷质量分数采用钼蓝比色法[17]测定。检测得到猪炭pH值为10.25；阳离子交换值为31.14 cmol·kg-1，其中交换性钾（K）、钙（Ca）、镁（Mg）分别为1.33，0.19，0.95 cmol·kg-1；灰分含量为58.42%，元素碳（C）、氢（H）、氧（O）、氮（N）、磷（P）、硫（S）质量分数分别为28.87，1.56，7.77，3.26，7.70和0.12 mg·g-1；比表面积为28.23 m2·g-1，孔容为0.12 cm3·g-1，平均孔径为3.78 nm。扫描电镜（图 1A）及能谱图（图 1B）如图 1所示。
图 1 猪炭电镜扫描图和表面某位点能量色散X射线下元素组成分析(SEM-EDS)
Figure 1. Scanning electron microscope images and elemental composition of certain loci on surface of pig biochar
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按照m（猪炭）:m（供试土壤）＝0:100，1:99，5:95准确称取相应质量的生物质炭（20目筛）和土壤（10目筛），混合均匀得到试验所需吸附剂；供试吸附剂pH值和CEC值测定同1.1.1。
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试验以未添加生物质炭的熟化红壤（ckH）和未添加生物质炭的新垦红壤（ckL）为对照组，以添加质量分数为1%猪炭的熟化红壤（PBH1）、添加5%猪炭的熟化红壤（PBH5）、添加1%猪炭的新垦红壤（PBL1）、添加5%猪炭的新垦红壤（PBL5）为处理组，各重复3次。各样品准确称取1 g，置于50 mL塑料离心管中。
以去离子水配置0.01 mol·L-1的硝酸钠（NaNO3）背景溶液，将硝酸铅[Pb（NO3）2]稀释成100，200，400，600，800 mg·L-1的Pb2+标准溶液，用0.10 mol·L-1硝酸钠和0.10 mol·L-1氢氧化钠调节标准溶液pH值至5.5后，量取20 mL分别加入装吸附剂的离心管中。于（25±1）℃恒温震荡箱中以180 r·min-1连续振荡24 h后，取出经4 000 r·min-1离心8 min；取上清液过0.45 μm水系滤膜，通过原子吸收光谱仪（ICE3300，美国）测定Pb2+质量浓度。
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单位质量吸附容量qe（mg·g-1）可有效表征土壤颗粒对重金属离子的吸附能力。计算公式为：qe＝v（c0-c1）/m。Langmuir模型方程[22]可以表示为：ce/qe＝ce/qm+1/qm×kL。其中：m为土壤质量（g）；v为溶液体积（mL）；c0为吸附初始溶液质量浓度（mg·L-1）；c1为吸附平衡溶液质量浓度（mg·L-1）；ce代表吸附平衡时溶液中重金属离子质量浓度（mg·L-1）；qm代表土壤对重金属离子的最大吸附量（mg·g-1）；kL与吸附强度和吸附量有关（mg·L-1），表征吸附剂对金属的单位吸附能力。
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采用Excel 2010对数据处理并作图，利用SPSS 17.0对数据进行差异性和显著性分析，数据为平均数±标准差，不同字母表示95%以上显著差异。
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由表 2可知：所有处理下熟化红壤pH和CEC均大于新垦红壤；施用猪炭后，土壤pH和CEC随生物质炭质量分数增大均显著升高（P＜0.05）。ckL的pH为5.80，CEC为4.10 cmol·kg-1，均为各处理中最低，PBH5的pH为6.48，CEC为13.34 cmol·kg-1，均为各处理中最高。相较于对照，新垦红壤pH提高了0.11~0.42，CEC提高了2.83~7.23 cmol·kg-1，熟化红壤pH提高了0.18~0.48，CEC提高了3.23~8.26 cmol·kg-1。质量分数1%和5%的猪炭添加，使熟化红壤pH提高3.0%和8.0%，新垦红壤pH提高2.0%和7.2%；熟化红壤CEC提高69.0%和176.3%，新垦红壤CEC提高63.3%和162.0%，由此可知，猪炭可显著提高熟化红壤pH（P＜0.05），显著提高新垦红壤CEC（P＜0.05）。
表 2 不同质量分数猪炭对土壤pH和CEC的影响
Table 2. Effect of pig biochar on soil pH and CEC
处理 pH CEC/（cmol·kg-1） ckH 6.01±0.01 d 5.10±0.13 e BPH1 6.18±0.02 c 8.33±0.40 c BPH5 6.48±0.02 a 13.37±0.25 a ckL 5.80±0.13 f 4.10±0.05 f BPL1 5.91±0.05 e 6.93±0.15 d BPL5 6.22±0.04 b 11.33±0.25 b 说明：不同小写字母表示处理间差异显著（P < 0.05） -
采用Langmuir等温吸附方程对土壤吸附Pb2+的数据进行线性拟合，模型假设吸附剂表层均质，分子质子间无互斥力，吸附容量随吸附点位增多而增大，与吸附剂表面特性密切相关[23]。由图 2可知：Langmuir等温吸附模型拟合相关性较好，拟合相关系数R2接近1，表明25 ℃时，土壤对Pb2+的吸附为吸附剂表层吸附点位和Pb2+相互结合的过程，以化学结合为主，表面分子质子间作用力相同；随着反应进行，吸附量逐渐增大，直至饱和吸附。相比而言，熟化红壤较新垦土壤的吸附量更大。
图 2 土壤对Pb2+的吸附等温线
Figure 2. Adsorption isotherms of Pb2+ in soil fitted with Langmuir model
从表 3可以看出：各处理下熟化红壤对Pb2+的吸附能力均大于新垦红壤。就对照而言，熟化红壤的Pb2+吸附容量是新垦红壤的2.21倍；添加猪炭后，2种土壤的吸附能力均上升，并随施用量的增加而增加，但在提高效果上呈现一定差异。当猪炭施加量为1%时，熟化红壤和新垦红壤对Pb2+吸附能力分别提高了1.21倍和1.40倍，施加量为5%时，熟化红壤和新垦红壤对Pb2+吸附能力分别提高了1.28倍和2.24倍。因此，施用质量分数5%的猪炭能显著提高土壤对Pb2+的吸附性能，相较于有机质含量较高的熟化红壤，在新垦红壤中施加猪炭，吸附Pb2+性能提升效果更明显。
表 3 土壤对Pb2+的吸附等温模型参数
Table 3. Adsorption parameters of Pb2+ in soils
处理 Langmuir参数 R2 kL/(mg·L-1) qm/(mg·g-1) ckH 0.10 11.33 ± 0.10 c 0.998 9 BPH1 0.13 12.71 ± 0.08 b 0.992 6 BPH5 0.19 14.49 ± 0.09 a 0.995 9 ckL 0.03 5.12 ± 0.02 e 0.998 1 BPL1 0.02 7.15 ± 0.03 d 0.938 5 BPL5 0.07 11.45 ± 0.11 c 0.996 6 说明:不同小写字母表示处理间差异显著P＜0.05 -
土壤pH和CEC是表征土壤性质的重要指标，与土壤肥力和重金属吸附能力密切相关[24]。猪炭含有较多的碱土金属元素和无机盐矿物组分，灰分含量达50%以上，且含有较多的交换性钾、钙、镁等阳离子，因此pH和CEC均较高，碱性较强。张政[25]发现：在铅镉污染土壤中施加猪肉骨炭，土壤pH和CEC显著提高，与本研究一致。土壤pH的变化与生物质炭的碱性物质含量呈线性相关，后者富含的有机官能团，有助于提高土壤对氢离子（H+）的吸附，提高土壤的碱基饱和度[26]，是添加猪炭后土壤pH提高的原因。研究证实，土壤有机质及黏粒是引起土壤CEC变化的重要原因，施入土壤的猪炭，因含有能与土壤胶体和颗粒结合并相互作用的矿物，在提高土壤矿物含量的同时，也提高了土壤有机碳含量，促进了土壤对阳离子的吸附[27]，从而提高土壤-炭混合物的阳离子交换总量。
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土壤吸附Pb2+性能受土壤有机质含量、pH和阳离子交换量的影响[28]。红壤中的有机质可加速外源Pb2+的固定[29]，原因在于有机质含有的腐殖酸和含氧官能团，其大量的中性和极性亲水性基团可有效提高有机质表面的吸附活性，较一般土壤胶体具有更丰富的吸附位点，更有助于土壤对重金属离子的富集。较新垦红壤，熟化红壤CEC更高[28]，有机碳更加丰富，Pb2+更容易被固定，从而有利于吸附反应的进行。章明奎等[30]发现土壤有机碳吸附Pb2+的最佳pH为5~6，本研究中，熟化红壤pH为6.0，新垦红壤pH为5.8，均在有机碳的较佳吸附性能范围内；相比之下，熟化红壤pH更高，重金属元素在氧化物表面的专性吸附作用更强，有机物与重金属能形成更加稳固的络合化合物，土壤有机质-金属配合物的稳定性更好[31]。本研究熟化红壤和新垦红壤有机碳含量相差较大，也说明较高的pH和有机碳含量是熟化红壤有更高Pb2+吸附能力的原因。
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生物质炭对生物质原材料中的矿物及灰分特征[32]保留较为完整，尤其是动物骨炭，含有的钙和磷等矿物组分较高，通常以磷酸盐矿物和羟基磷灰石等形式存在，而这些成分是吸附Pb2+的重要组分[33]；其中的磷酸盐可降低Pb2+的生物有效性，形成生物有效性极低的难溶性磷矿物，在农田土壤施肥管理和吸附去除重金属污染物上被广泛应用[34]。能谱分析发现，650 ℃高温热解后，猪炭中磷、钙等矿质元素含量依然较高（图 1），猪炭施入土壤时与Pb2+形成的磷酸盐与碳酸盐沉淀增多，有利于对Pb2+的吸附固定。
猪炭较高的pH和较多交换性钾、钙、镁离子，可在其施入酸性土壤后为土壤提供更多的碱性物质，增加土壤可交换性阳离子数量，提高土壤pH和CEC（图 2）。猪炭的施入，使得土壤中可与Pb2+交换的阳离子数目增多，土壤矿物表面与金属离子间的静电作用增强；在土壤矿物以及土壤中其他组分（如土壤溶解性有机碳）作用下，土壤-生物质炭体系的电荷和金属离子产生变化，提高了土壤对Pb2+的吸附性能[35]。REES等[36]指出：随着pH的升高，吸附剂对重金属离子的吸附量明显上升，越接近临界pH，吸附量上升越缓慢甚至下降。研究发现，新垦红壤有机质含量较低，添加猪炭后，pH提高，CEC相对增加量较熟化红壤更多[27]，使得表面吸附点位的增多速率更快，这可能是新垦红壤在添加猪炭后对Pb2+吸附性能提高效果大于熟化红壤的原因。
高温热裂解造成有机质和水分挥发，使电镜下观察到的猪炭外表形貌呈不均匀褶皱和粗糙块状结构；受高温影响，有机质分解生成的气体逃逸后在猪炭表面留下较多大小不等、开口不完善的孔隙，其分布、孔径及构造不仅影响重金属离子的扩散，而且扩大其内外表面积，为吸附提供了更多的吸附位点[37]，可认为是施用生物质炭提高土壤吸附能力的原因之一。此外，凸起于猪炭表面的大量形状不一的白色絮状颗粒物质可能为矿质元素、灰分及其相关的无机盐矿物呈现的矿物结晶形态[38]，因此添加含磷矿物组分较多的猪炭，为土壤固定Pb2+形成沉淀提供了较多的活性吸附点位[39]，从而提高了土壤对重金属的吸附能力；与植物源生物炭相比，施用动物源生物质炭对土壤有机碳含量、pH均有较为显著的提升效果，为Pb2+碳酸盐结合态和有机结合态的形成和提高提供了必要条件和有利环境[40]。
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Langmuir等温吸附模型描述了Pb2+浓度变化对土壤吸附重金属Pb2+的影响过程，经过650 ℃热解后，猪炭较高的灰分、pH、磷元素和丰富的表面离子，是施用猪炭提高土壤对Pb2+吸附性能的关键。
土壤吸附重金属Pb2+的性能同土壤类型和猪炭施用量密切相关。土壤对Pb2+吸附性能随施加量增加而增强，且对新垦红壤吸附性能提高效果更好。
施加猪炭后，土壤pH和CEC升高，对Pb2+吸附钝化效果增强，且随施用量的增加而增加。施用质量分数5%的猪炭对土壤的吸附性能提升更加有效，理论上在降低田间土壤重金属污染物浓度方面的应用价值更高。
Dead pig-derived biochar treatments and soil adsorption of Pb2+
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摘要: 利用650℃高温炭化炉热裂解病死猪，制成生物质炭（猪炭）；通过批处理恒温振荡平衡法探索施用不同质量分数（0，1%和5%）的猪炭对熟化红壤和新垦红壤吸附溶液中铅离子（Pb2+）的影响。结果表明：施用猪炭能显著提高土壤pH值和阳离子交换量（P < 0.05）；土壤对Pb2+的吸附量随猪炭施用量的增加而增大，施用猪炭的熟化红壤吸附容量为12.71~14.49 mg·g-1，较未施加猪炭对照提高了12.2%~27.9%；施用猪炭的新垦红壤吸附容量为7.15~11.45 mg·g-1，较未施加猪炭对照提高了39.7%~123.8%，说明对有机质质量分数较低的新垦红壤施加猪炭，土壤吸附Pb2+性能的提高效果更明显。与未施猪炭的对照相比，施加质量分数为1%的猪炭时，熟化红壤和新垦红壤对Pb2+吸附能力分别提高1.21倍和1.40倍，施加量为5%时，熟化红壤和新垦红壤对Pb2+吸附能力分别提高1.28倍和2.24倍。由此认为猪炭有助于土壤对Pb2+的吸附和固定，施用质量分数5%的猪炭能有效提高土壤对Pb2+的吸附。Abstract: A laboratory study was conducted to evaluate the effects of dead pig biochar (PB) on adsorption of lead ions (Pb2+) in two soils with contrasting properties. A batch equilibration method[(25±1)℃, 180 r·min-1, 24 h] was used to investigate the adsorption of Pb2+ on soils amended with biochar derived from dead pigs pyrolyzed at a peak temperature of 650℃. Two soils, including a vegetable garden soil with high organic matter content and an uncultivated soil with low organic matter content, which were adjacent in village in Lin'an, the experimental samples(0-20 cm) were chosen randomly, natural air drying and sifting, were treated with biochars mixed at three application rates (0, 1%, and 5%, w/w), 6 treatments in all, 3 repetitions in each treatment, soils without biochar were taken as the control. ANOVA and LSD (least significant difference) were used to statistic analysis. Langmuir isotherms were used to describe the results of adsorption processes. Results showed that both soil pH and cation exchange capacity values significantly (P < 0.05) increased with the biochar treatments. The Pb2+ adsorption capacity(Qm) increased in both soils when they were amended with biochars, and significantly increased (P < 0.05) with the increase of biochar dosage. In comparison to the control, Qm values of the soil with high organic matter content ranged from 12.71 to 14.49 mg·g-1 and increased 12.2%-27.9%; whereas, the Qm values of the soil with low organic matter content ranged from 7.15 to 11.45 mg·g-1 and increased 39.7%-123.8%. When 1% pig biochar was applied to soils, adsorption capacity of Pb2+ in the high organic matter content soil increased 1.21 times and in the low organic matter soil increased 1.40 times; when 5% of pig biochar was applied in the two types of soils, the Qm increased 1.28 times in the high organic matter content soil and 2.24 times in the low organic matter soil. Therefore, pig biochar was a suitable adsorption material for Pb2+ immobilization in soils, particularly at the 5% application rate.
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Key words:
- soil science /
- pig biochar /
- heavy metal /
- contaminated soil /
- immobilization
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开展珍稀濒危植物的群落生态学研究有助于野生植物资源的保护、恢复和可持续更新。群落生态学研究一般通过探究物种的分布范围、群落结构及种内与种间联结关系等，揭示群落生活史、适应性、生长趋势等[1-3]。物种组成与群落结构在一定程度上展现植物对资源的利用能力和群落的稳定程度[4]。汪国海等[5]通过研究濒危植物单性木兰Kmeria septentrionalis的群落结构与空间分布格局，探究其聚集方式和传播途径。濒危物种的生态位宽度与群落总体关联度能够反映物种间的相互关系(竞争或促进作用)及对生境条件的适应状况和资源利用情况等[6-8]。刘万德等[9]对藤枣Eleutharrhena macrocarpa的生境特征和种间联结研究发现：藤枣与下层木呈极显著负相关，减少群落内下层木可以促进藤枣群落可持续生长[3, 9-11]。杨国平等[12]通过建立预测景东翅子树Pterospermum kingtungense群落动态的Lefkovitch矩阵模型，探究濒危物种在特定的小生境片段中的分布区间。因此，基于群落生态学的研究方法，有助于全面评估珍稀濒危物种的内外致濒因子，缓解其濒危态势，实现有效的拯救保护[10-11]。
细果秤锤树Sinojackia microcarpa为中国特有的极小群落野生植物，多分布在浙江临安、建德等地，处于极度濒危和受胁迫状态[13-17]。目前，对秤锤属Sinojackia的研究相对较多。杨国栋等[18]采用生态学理论结合自组织特征映射网络(SOM)方法，划分了野生秤锤树群落的群丛类型。徐惠明等[19]分析了狭果秤锤树S. rehderiana的群落年龄结构，发现该群落具有良好的更新潜力。周赛霞等[20]研究发现：受密度制约或种子扩散限制等，狭果秤锤树的空间聚集分布趋势逐渐减弱。秤锤属物种多表现出竞争能力相对较弱，对外界干扰的响应较为显著[18-19]。本研究通过对细果秤锤树群落的长期动态监测，分析细果秤锤树群落的物种组成、生态位宽度及其与主要树种的种间关联，揭示细果秤锤树的生境适应性与竞争强度，有助于在就地、迁地保护回归实践中建立适宜的生存环境。
1. 研究区概况与研究方法
1.1 研究区概况
浙江省建德市属亚热带北缘季风气候，雨量充沛，四季分明，年平均气温为17.4 ℃。土壤类型以凝灰岩发育的红壤、黄棕色壤土为主，土层浅薄且质地较为疏松，钱塘江水系中上游，境内以低山丘陵地貌为主。细果秤锤树集中分布于浙江省建德市建德林场乌石滩林区(29°32′56″~29°35′43″N，119°33′08″~119°34′05″E)，主要分布在林区乌石滩、富家坞和灵山顶，海拔为23~429 m。多生长在岩石裸露率较大的山谷溪沟边的灌丛林中，呈条带状分布，群落生境数年前遭受人为砍伐干扰较严重。
1.2 样地设置与调查
细果秤锤树为典型极小群落野生植物，残存数量较少，因适存的小流域生境使得群落呈带状分布，样地设置受限。2020年8—9月，在全面踏查细果秤锤树野生群落的基础上，参照热带森林科学研究中心(CTFS)的样地建设技术规程，建立0.18 hm2的固定监测样地。使用全站仪在乌石滩、富家坞和灵山顶分别设置3个典型样方开展群落调查，共计9个10 m×20 m样方；在每个样方内设置3个5 m×5 m的下层木样地以及3个1 m×1 m的草本层样地。开展树种定位、地形测定(海拔、经纬度、坡向坡位等)、生境因子测定(土壤理化性质等)。
1.3 物种重要值计算
本研究计算上层木与下层木的物种重要值。上层木重要值=(相对多度+相对频度+相对显著度)/3；下层木重要值=(相对多度+相对频度)/2；相对多度=(某种植物的数量/样地植物的总数量)×100%；相对频度=(某种植物的频度/样地所有植物物种的频度总和)×100%；相对优势度=(某种植物的胸高断面积之和/样地所有物种的胸高断面积之和)×100%。
1.4 生态位特征与种间联结性
物种生态位特征主要采用Levins指数、Shannon-Wiener指数[21-23]反映生态位宽度，Schoener生态位相似性[24-25]与Pianka生态位重叠指数[26]反映生态相似与重叠程度。种间联结分析主要采用总体联结指数[6, 8]、卡方检验(χ2)、联结系数(AC)[24]和Pearson相关系数[8, 22]探究物种间关联性。采用R 4.1.0中spaa包计算生态位宽度、生态位相似性和生态位重叠程度、χ2检验、Pearson相关系数检验结果。
2. 结果与分析
2.1 细果秤锤树群落野外分布与生境分析
细果秤锤树总计509株，其中富家坞分布个体数量最多(243株)，灵山顶最少(71株)。群落里单丛萌蘖枝干中的最大胸径为8.10 cm，平均树高为5.40 m(表1)。乌石滩、富家坞、灵山顶细果秤锤树群落的胸径变异系数分别为34%、33%和33%，均表现为较低变异性。
表 1 细果秤锤树群落资源组成Table 1 Composition of population resources of S. microcarpa分布区 数量/
株胸径/
cm树高/
m胸径变异
系数/%树高变异
系数/%乌石滩 195 3.07±1.05 5.00±1.87 34 38 富家坞 243 3.05±1.02 5.40±1.98 33 41 灵山顶 71 2.95±0.98 4.90±2.41 33 54 说明：胸径和树高数值为平均值±标准差 细果秤锤树分布在海拔23~429 m的区域(表2和表3)，乌石滩和富家坞受人工干预程度较高，存在人为滥砍及割灌除草等抚育过程。土壤呈较疏松多孔的黏质土，土壤容重为1.06~1.19 g·cm−3，pH为4.72~5.79，偏酸性土壤，有效磷和速效钾偏低。细果秤锤树群落土壤有机质、氮、磷、钾及其速效成分中等，土壤养分条件一般。
表 2 细果秤锤树群落生境调查Table 2 Environmental survey of S. microcarpa population分布区 样地 海拔/m 纬度(N) 经度(E) 坡向 群落特征 乌石滩 P1 58 29°34′16″ 119°33′10″ 西 樟树Cinnamomum camphora-板栗Castanea mollissima混交林 P2 45 29°34′18″ 119°33′60″ 西 板栗林 P3 64 29°34′17″ 119°33′00″ 东北 板栗林 富家坞 P4 58 29°34′57″ 119°33′42″ 东南 柏木Cupressus funebris-南酸枣Choerospondias axiliaris混交林 P5 95 29°34′57″ 119°33′36″ 东南 柏木林 P6 128 29°35′20″ 119°33′24″ 东 柏木-拟赤杨Alniphyllum fortunei混交林 灵山顶 P7 190 29°35′35″ 119°33′52″ 东北 樟树林 P8 384 29°35′11″ 119°33′11″ 东北 毛竹Phyllostachys edulis林 P9 396 29°35′40″ 119°33′10″ 东北 毛竹林 表 3 细果秤锤树群落的生境因素Table 3 Habitat factors of S. microcarpa分布区 海拔/m 土壤容重/
(g·cm−3)土壤pH 土壤有机
质/(g·kg−1)土壤总孔
隙度/%土壤碱解氮/
(mg·kg−1)土壤有效磷/
(mg·kg−1)土壤速效钾/
(mg·kg−1)乌石滩 70±26 a 1.01±0.10 a 5.46±0.20 a 38.84±3.66 a 61.74±3.67 a 103.41±3.08 a 6.23±0.82 a 82.46±3.22 a 富家坞 109±39 a 1.12±0.06 a 5.47±0.43 a 40.76±1.22 a 57.72±2.25 a 97.61±6.90 a 5.79±1.26 a 82.93±6.82 a 灵山顶 370±110 a 1.07±0.09 a 5.23±0.15 a 45.74±3.42 a 59.72±3.44 a 107.71±8.72 a 5.54±1.45 a 95.48±14.02 a 变化范围 23~429 1.00~1.19 4.72~5.79 36.81~48.38 55.20~62.42 91.04~113.67 5.30~7.84 75.69~102.80 说明：数值为平均值±标准差。同列不同小写字母表示同一指标不同分布区之间差异显著(P＜0.05) 2.2 细果秤锤树群落物种组成
细果秤锤树样地内共记录到胸径≥1 cm的木本植物401株，隶属于35科50属51种。其中优势科有樟科Lauraceae (5属6种)、山茶科Theaceae (3属4种)、壳斗科Fagaceae (3属3种)、马鞭草科Verbenaceae (3属3种)、安息香科Styracaceae (2属3种)、大戟科Euphorbiaceae (2属2种)、金缕梅科Hamamelidaceae (2属2种)、漆树科Anacardiaceae (2属2种)、茜草科Rubiaceae (2属2种)、榆科Ulmaceae (2属2种)。樟树的平均胸径最大，达30.8 cm，有22株；平均胸径较大的树种有臭椿Ailanthus altissima、枫香Liquidambar formosana、柏木、南酸枣和毛竹。
样地中重要值≥1%的上层木物种共16种，重要值排前4位的物种是毛竹、柏木、板栗和细果秤锤树，这4个物种重要值之和为49.85%，是群落优势树种(表4)。下层中阔叶箬竹Indocalamus latifolius的重要值最高，为15.48%；重要值排前3位的物种有水团花Adina pilulifera、毛花连蕊茶Camellia fraterna和细果秤锤树(表5)。细果秤锤树在上、下木层中重要值分别为9.50%和4.60%，是主要建群种之一。
表 4 细果秤锤树群落上层木主要物种的重要值和生态位宽度Table 4 Important values and niche breadth of the dominant species in upper wood layer of S. microcarpa community编号 物种 重要值/
%生态位宽度 编号 物种 重要值/
%生态位宽度 Levins
指数Shannon-Wiener
指数Levins
指数Shannon-Wiener
指数1 毛竹 19.63 1.96 0.68 11 杉木 2.00 1.78 0.63 2 柏木 10.84 2.48 1.00 12 黄檀 1.95 2.29 0.90 3 板栗 9.88 2.80 1.13 13 白花泡桐 1.70 1.00 0.00 4 细果秤锤树 9.50 5.87 1.92 14 盐肤木 1.51 1.00 0.00 5 樟树 8.44 1.82 0.64 15 木油桐 1.27 1.96 0.68 6 南酸枣 2.75 1.83 0.80 16 大叶白纸扇 1.21 2.00 0.69 7 拟赤杨 2.34 1.95 0.68 17 厚壳树 0.99 1.00 0.00 8 枫香 2.32 1.00 0.00 18 臭椿 0.96 1.00 0.00 9 木蜡树 2.18 2.70 1.05 19 檵木 0.88 1.63 0.00 10 棕榈 2.09 2.78 1.06 说明：木蜡树Toxicodendron sylvestr；棕榈Trachycarpus fortunei；杉木Cunninghamia lanceolata；黄檀Dalbergia hupeana；白花泡桐Paulownia fortunei；盐肤木Rhus chinensis；木油桐Vernicia montana；大叶白纸扇Mussaenda shikokiana；厚壳树Ehretia thysiflora；檵木Loropetalum chinensis 表 5 细果秤锤树群落下层木主要物种的重要值和生态位宽度值Table 5 Important value and niche breadth of the dominant species in lower wood layer of S. microcarpa community编号 物种 重要值/% 生态位宽度 编号 物种 重要值/% 生态位宽度 Levins
指数Shannon-Wiener
指数Levins
指数Shannon-Wiener
指数1 阔叶箬竹 15.48 1.98 0.84 9 短柄枹栎 2.41 1.84 0.65 2 水团花 8.45 3.43 1.30 10 紫麻 2.30 1.08 0.16 3 细果秤锤树 4.60 6.82 2.00 11 木荷 1.86 1.00 0.00 4 毛花连蕊茶 4.58 4.95 1.77 12 华箬竹 1.63 1.00 0.00 5 茶 4.44 4.09 1.73 13 杉木 1.59 1.28 0.38 6 檵木 3.05 4.39 1.60 14 海金子 1.58 1.92 0.74 7 窄基红褐柃 2.98 1.00 0.00 15 黄檀 1.54 2.81 1.06 8 杭州榆 2.69 1.00 0.00 16 朱砂根 1.45 3.90 1.57 说明：窄基红褐柃Eurya rubiginosa var. attenuata；杭州榆Ulmus changii；短柄枹栎Quercus glandulifera；木荷Schima superba；华箬竹Sasa sinica；朱砂根Ardisia crenata 2.3 细果秤锤树群落生态位宽度
细果秤锤树具有最大的生态位宽度，Levins的生态位宽度指数及Shannon-Wiener的生态位宽度指数在上层木中分别为5.87%和1.92%(表5)，板栗、棕榈、木蜡树与柏木的生态位宽度依次降低。细果秤锤树在上层木林层与下层木林层中生态位宽度差异不明显，说明细果秤锤树的种对竞争具有一定优势，在所调查的小流域生境中具有较强的适应能力，分布幅度较广。
2.4 细果秤锤树群落生态位相似性与重叠程度
细果秤锤树群落上层木物种生态位相似性和生态位重叠值最大均为盐肤木-臭椿(表6)。细果秤锤树与上层优势树种樟树生态相似性值最高(0.62)，白花泡桐次之(0.59)。生态位宽度较大的柏木和黄檀的生态位相似性达0.65，而生态位宽度较窄的枫香和臭椿的生态位相似性为0，说明生态位相似性与生态位宽度有一定关联。生态位重叠值在0.8~1.0的种对有杉木-盐肤木和南酸枣-枫香，大于0.5的种对有39对(占20.53%)，其中生态位重叠值小于0.1的种对共有90对(占47.37%)。上层木树种间生态位重叠值总体偏低，对资源利用的利用策略存在差异。细果秤锤树与樟树(0.62)和黄檀(0.59)具有较大的生态位重叠，存在较大的生态和资源利用相似性。
表 6 细果秤锤树群落上层木主要优势种间的生态位相似性比例和生态位重叠指数Table 6 Niche similarity and niche overlap of dominant plant species in S. microcarpa community in the upper wood layer编号 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 1 0 0 0.06 0 0 0.14 0 0 0.27 0.58 0 0.07 0.42 0 0 0 0.42 0 2 0 0.04 0.34 0 0.23 0.41 0.45 0.26 0.43 0 0.52 0 0 0.19 0.74 0.19 0 0.55 3 0 0.02 0.35 0.15 0.41 0.04 0.04 0 0.04 0 0.04 0.52 0 0.04 0.04 0.04 0 0 4 0.09 0.54 0.47 0.42 0.43 0.18 0.15 0.13 0.25 0.20 0.21 0.38 0.04 0.02 0.21 0.16 0.04 0.19 5 0 0 0.11 0.62 0.40 0 0 0 0 0.42 0 0.34 0 0 0 0.52 0 0 6 0 0.15 0.49 0.48 0.68 0.23 0.23 0.09 0.14 0.40 0.14 0.27 0 0.14 0.14 0.54 0 0 7 0.12 0.46 0.01 0.33 0 0.22 0.57 0.71 0.29 0.14 0.15 0 0.14 0.15 0.15 0.15 0.14 0 8 0 0.49 0.05 0.22 0 0.32 0.72 0.42 0.49 0 0.58 0 0 0.58 0.42 0.48 0 0 9 0 0.41 0 0.32 0 0.17 0.96 0.59 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10 0.27 0.58 0.05 0.25 0 0.22 0.24 0.65 0 0.27 0.73 0 0.27 0.49 0.66 0.48 0.27 0.24 11 0.64 0 0 0.32 0.62 0.54 0.12 0 0 0.28 0 0.07 0.38 0 0 0.42 0.38 0 12 0 0.65 0.06 0.24 0 0.25 0.18 0.73 0 0.89 0 0 0 0.68 0.75 0.48 0 0.32 13 0.09 0 0.63 0.59 0.30 0.39 0 0 0 0 0.04 0 0 0 0 0 0 0 14 0.59 0 0 0.09 0 0 0.19 0 0 0.45 0.63 0 0 0 0 0 1.00 0 15 0 0.30 0.06 0.04 0 0.27 0.20 0.81 0 0.80 0 0.90 0 0 0.42 0.48 0 0 16 0 0.87 0.04 0.40 0 0.16 0.12 0.48 0 0.79 0 0.88 0 0 0.59 0.42 0 0.58 17 0 0.20 0.04 0.28 0.66 0.75 0.13 0.55 0 0.54 0.52 0.61 0 0 0.67 0.40 0 0 18 0.59 0 0 0.09 0 0 0.19 0 0 0.45 0.63 0 0 1.00 0 0 0 0 19 0 0.86 0 0.46 0 0 0 0 0 0.39 0 0.43 0 0 0 0.80 0 0 说明：编号所代表物种见表4。对角线下方为生态位相似性，对角线上方为生态位重叠值 下层木物种生态位相似性为0~0.96，生态位重叠为0~0.10，最大值种对均为海金子Pittosporum illiciodes-紫麻Oreocnide frutescens。细果秤锤树与下层优势树种檵木生态相似性值最高(0.86)；与水团花(0.51)和茶Camellia sinensis (0.48)具有较大生态重叠(表7)。下层木主要物种生态位重叠平均值为0.23，且多数种对的生态位重叠在其平均值附近，表明下层木主要物种的竞争关系相对稳定。
表 7 细果秤锤树群落下层木主要优势种间的生态位相似性比例和生态位重叠指数Table 7 Niche similarity and niche overlap of dominant plant species in S.microcarpa community in the lower wood layer编号 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 1 0.09 0.32 0.21 0.16 0.20 0.34 0.02 0.25 0 0 0.09 0.09 0 0 0 2 0.04 0.51 0.43 0.53 0.52 0.29 0.46 0 0 0.13 0.56 0.19 0 0 0 3 0.30 0.65 0.36 0.48 0.63 0.33 0.38 0.23 0.01 0.10 0.07 0 0.01 0 0 4 0.34 0.58 0.38 0.59 0.53 0.46 0.54 0 0.08 0.39 0.24 0.11 0.11 0.17 0.08 5 0.18 0.58 0.53 0.64 0.55 0.27 0.47 0 0.34 0.19 0.21 0.11 0.34 0.06 0 6 0.19 0.65 0.86 0.52 0.62 0.44 0.34 0.04 0.04 0.24 0.13 0.13 0.07 0.09 0.12 7 0.31 0.27 0.32 0.47 0.21 0.36 0.14 0.34 0 0.39 0.29 0.24 0.04 0.17 0.16 8 0.02 0.56 0.47 0.75 0.48 0.41 0.15 0 0.05 0.18 0.17 0 0.06 0.03 0.01 9 0.35 0 0.41 0 0 0.09 0.70 0 0 0 0 0 0 0 0 10 0 0 0.02 0.20 0.75 0.07 0 0.08 0 0.01 0 0 0.96 0 0 11 0 0.12 0.03 0.41 0.10 0.29 0.44 0.10 0 0.01 0.11 0 0.05 0.22 0.64 12 0.06 0.77 0.12 0.44 0.32 0.12 0.33 0.24 0 0 0.14 0.35 0 0 0 13 0.13 0.35 0 0.29 0.23 0.26 0.50 0.01 0 0 0 0.48 0 0 0 14 0 0 0.02 0.21 0.75 0.08 0.01 0.08 0 1.00 0.05 0 0 0 0.04 15 0 0 0 0.45 0.13 0.19 0.35 0.05 0 0 0.32 0 0 0 0 16 0 0 0 0.21 0 0.24 0.33 0.02 0 0 0.93 0 0 0.04 0 说明：编号所代表物种见表5。对角线下方为生态位相似性，对角线上方为生态位重叠值 2.5 细果秤锤树群落联结性与Pearson相关分析
细果秤锤树群落上层木12个优势种间总体联结性方差比率为1.23，大于1，即种间存在一定程度正联结；其显著检验统计量为11.05，高于χ2分布临界值，表明上层木群落间总体上呈显著的正联结关系。下层木12个优势种间总体联结性方差比率为0.58，小于1，即种间存在一定程度负联结；其显著检验统计量为5.19，介于χ2分布临界值之间，即下层木12个优势种间呈不显著负联结关系。
χ2检验主要反映不同种对之间联结的显著度。联结系数检验结果显示：上层和下层各12个优势木中，正、负联结种对数相接近。细果秤锤树群落上层木中正、负联结的种对分别为27和28个(各占种对数的40.91%和42.42%)，正负关联比为0.96∶1.00。种对间总体显著率为12.12%，种间联结较松散，无联结的种对占16.67%，细果秤锤树与其他种之间都不存在联结性。下层木种对联结显著度的分布大致与上层木相似，正负关联比0.83∶1.00。细果秤锤树与水团花呈显著正联结关系。细果秤锤树-阔叶箬竹、细果秤锤树-茶、细果秤锤树-檵木、细果秤锤树-窄基红褐柃表现出极显著负关联(表8)。
表 8 细果秤锤树群落12个优势种χ2检验、联结系数(AC)及Pearson相关检验结果Table 8 Result of χ2 test, association coefficient (AC) and Pearson correlation coefficient of the 12 dominant species in S. microcarpa community检验方法 检验结果 数值范围 上层木 下层木 检验方法 检验结果 数值范围 上层木 下层木 种对数 占比/% 种对数 占比/% 种对数 占比/% 种对数 占比/% χ2 正相关 P≤0.01 0 0 0 0 AC 负相关 −0.2≤AC＜0 2 3.03 2 3.03 0.01＜P≤0.05 2 3.03 7 10.61 −0.6≤AC＜−0.2 3 4.54 3 4.54 P＞0.05 25 37.88 22 33.33 AC≤−0.6 23 34.85 30 45.46 无关联 χ2=0 11 16.67 2 3.03 负相关 P≤0.01 0 0 0 0 Pearson
相关检验正相关 P≤0.01 13 19.70 0 0 0.01＜P≤0.05 6 9.09 5 7.58 0.01＜P≤0.05 0 0 0 0 P＞0.05 22 33.33 30 45.45 P＞0.05 25 37.88 31 46.97 无关联 0＜P＜0.20 0 0 0 0 AC 正相关 AC≥0.6 9 13.64 20 30.30 负相关 P≤0.01 0 0 0 0 0.2≤AC＜0.6 8 12.12 2 3.03 0.01＜P≤0.05 0 0 0 0 0＜AC＜0.2 8 12.12 7 10.61 P＞0.05 28 42.42 35 53.03 无关联 AC =0 13 19.70 2 3.03 上层木中总体显著率为19.70%(极显著正关联13个，P＜0.01)，不显著(P＞0.05)正关联25个，占37.88%；不显著负关联28个，占比42.42%。细果秤锤树与其他树种为无联结关系，整个细果秤锤树群落处于优势发展趋势(表8)。下层木中总体显著率为0，不显著正关联31个，占46.97%；不显著负关联35个，占53.03%。细果秤锤树与水团花、毛花连蕊茶、杭州榆、短柄枹栎呈不显著正关联，与阔叶箬竹、茶、檵木、窄基红褐柃呈不显著负关联。
3. 讨论
3.1 物种组成与群落结构
建德市野生细果秤锤树群落动态监测样地内树种组成相对简单，细果秤锤树多生长在次生常绿阔叶林和针阔混交林中，群落优势树种主要为毛竹、柏木、板栗和细果秤锤树。这与秤锤属调查样地内的物种组成及数量相类似[13, 15-16]。调查发现：细果秤锤树群落中缺乏小径级个体或幼苗，这可能是因为秤锤属的种子萌发困难或遭受了人为的抚育等干扰，影响了幼苗的更新[13-14]。细果秤锤树是小流域生境群落中的优势种，早期生长喜较为荫蔽的环境，群落中高大上层木树种如樟树、毛竹、柏木等可在其幼苗更新时期起到遮光作用，以保护幼苗不受高温、强光照影响。在细果秤锤树生长后期，对光照需求增强，可间伐上层木，对高度接近细果秤锤树的树种进行一定程度的抚育，降低群落郁闭度[12, 16-17]。
3.2 生态位宽度与生态位重叠程度
生态位宽度作为植物群落的环境适应力和资源利用能力的衡量性指标，值越大，反映物种适应能力越强，在群落中更具优势[22, 27]。细果秤锤树在群落物种中重要值排在第4位，但生态位宽度却排在首位。可能是其喜光、耐贫瘠、喜微酸性土壤等生长特性有利于细果秤锤树在小溪流水域附近广泛分布。细果秤锤树的生态位宽度较大还可能与本研究的样地设置有关。本研究以细果秤锤树生长的位置为核心展开设置并调查，且呈聚集分布均匀的群落使得其占较大资源位或较大资源量，与极小群落植物圆叶玉兰Magnolia sinensis[28]、小花木兰Oyama sieboldii[29]、缙云秋海棠Begonia jinyunensis[30]在所处群落中生态位宽度均较大这一研究结果相同，表明在该分布点的研究区域生境条件下，生态位宽度大小与细果秤锤树致濒机制无必然联系。研究中有一些物种的生态位宽度大小排序与其重要值大小排序不同，如樟树、南酸枣等，这说明生态位宽度和重要值在物种之间的表现方式略有不同且并无显著关联性。
生态位相似性特征反映种间资源利用的相似程度，重叠值特征衡量生态位相似的树种在特定空间环境下资源利用的差异性，两者结合衡量种间资源竞争程度[31-33]。细果秤锤树与上层优势树种樟树和黄檀的生态相似性与生态重叠性均最高。可能是因为樟树、黄檀是对环境适应性广泛的泛化种，也可能是适合调查区域环境的特化种，因此出现与细果秤锤树较高的生态位重叠值，也表明这些种对间生态学特性比较一致，或者对生境的要求比较相似[8]。一般来说，当多个物种同时具有较大的生态位宽度时，它们之间存在较高生态位重叠的可能性更大[21]。但是，具有较大生态位宽度的物种也可能与较小生态位宽度的物种间存在较大的生态位重叠[21, 31]。这是因为细果秤锤树与水团花、毛花连蕊茶为中生植物，在资源有限的条件下，它们对资源环境的竞争比较大，且对资源的利用和需求相近[32]，因此，它们之间的联系也更为紧密，具有较高的生态位重叠[22, 26]。且细果秤锤树所在群落中物种之间的生态位重叠程度总体偏低，说明细果秤锤树群落中大多物种对资源利用的相似程度降低，物种之间竞争较弱，生态位可通过产生分化来降低种间竞争使得物种间在群落的结构与功能上互补且稳定[7, 22]。本研究发现：细果秤锤树群落大部分种对间的相关性比较弱，表明物种联结性较弱。种间负联结关系占主导，但大部分优势种种对间关联性比较低，说明样地中的不同物种间不存在紧密的相互关系，缺乏竞争或相互促进的趋势，物种间具有独立性，受外界的干扰较小[30]。
4. 结论
细果秤锤树群落中物种组成较为简单，群落结构相对单一，细果秤锤树群落幼树较少，更新相对较差。细果秤锤树生态位宽度最大，在时空上占据着优势地位，属于稍耐阴、耐贫瘠、适应力较强的植物，能更好利用资源和空间。调查样地中多数树种生态位重叠度较高，大部分物种间的竞争较强，对资源利用的相似程度高。树种间不存在较显著的种间相关联结，植物种间缺乏较强的相互依赖或竞争趋势。本研究明确了细果秤锤树生存的独特环境结构和群落间相互关系，对维持其野生群落的幼苗更新和群落规模增长具有重要作用。
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图 1 猪炭电镜扫描图和表面某位点能量色散X射线下元素组成分析(SEM-EDS)
Figure 1 Scanning electron microscope images and elemental composition of certain loci on surface of pig biochar
图 2 土壤对Pb2+的吸附等温线
Figure 2 Adsorption isotherms of Pb2+ in soil fitted with Langmuir model
表 1 供试土壤基本理化性状
Table 1. Physical and chemical properties of the soils
土壤类型 pH 电导率/（dS·m-1） 阳离子交换量/（cmol·kg-1） w有机碳/（g·kg-1） 不同粒径颗粒占土壤的质量比 砂粒/% 粉粒/% 黏粒/% 熟化红壤 6.0 0.3 5.1 65.5 38.6 45.0 16.0 新垦红壤 5.8 0.2 4.1 10.3 38.7 44.4 15.8 
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表 2 不同质量分数猪炭对土壤pH和CEC的影响
Table 2. Effect of pig biochar on soil pH and CEC
处理 pH CEC/（cmol·kg-1） ckH 6.01±0.01 d 5.10±0.13 e BPH1 6.18±0.02 c 8.33±0.40 c BPH5 6.48±0.02 a 13.37±0.25 a ckL 5.80±0.13 f 4.10±0.05 f BPL1 5.91±0.05 e 6.93±0.15 d BPL5 6.22±0.04 b 11.33±0.25 b 说明：不同小写字母表示处理间差异显著（P < 0.05）
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表 3 土壤对Pb2+的吸附等温模型参数
Table 3. Adsorption parameters of Pb2+ in soils
处理 Langmuir参数 R2 kL/(mg·L-1) qm/(mg·g-1) ckH 0.10 11.33 ± 0.10 c 0.998 9 BPH1 0.13 12.71 ± 0.08 b 0.992 6 BPH5 0.19 14.49 ± 0.09 a 0.995 9 ckL 0.03 5.12 ± 0.02 e 0.998 1 BPL1 0.02 7.15 ± 0.03 d 0.938 5 BPL5 0.07 11.45 ± 0.11 c 0.996 6 说明:不同小写字母表示处理间差异显著P＜0.05
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