2017, Vol. 38
2. 夸祖鲁-纳塔尔大学, 农业、地球与环境科学学院, 南非斯科茨维尔 3209
, YANG Lin-zhang1 , Alfred Oduor Odindo2 , XUE Li-hong1
, HE Shi-ying1 , DUAN Jing-jing1
2. School of Agricultural, Earth & Environmental Sciences, University of KwaZulu-Natal, Scottsville 3209, South Africa
农业土壤的持氮能力是决定系统能否持续发展的关键.农业生态系统作为半开放的生态系统, 较其他自然系统受人为活动影响更为强烈.同种土壤条件下, 种植作物与耕作方式的不同以及施肥强度的差异都会直接影响到土壤持氮能力及系统稳定性.而种植作物的改变又是耕作方式及施肥强度产生差异的诱因.以太湖地区为例, 作为享誉中外的鱼米之乡, 稻米的耕作超过千年历史, 而近20年水稻耕作面积却不断缩小, 除建设用地占用以外, 种植作物的改变也是主要原因之一.经济发展带来人们对膳食多样化要求的提高, 驱动着农务者将传统稻田改为菜地(“稻改菜”)[1].
菜地的耕作模式与传统稻田截然不同.当前条件下, 太湖地区单季水稻或小麦的氮肥平均施用量在300 kg·hm-2[2], 年投入量在600 kg·hm-2, 而单季蔬菜种植的氮肥施用量在300~500 kg·hm-2, 年平均种植3~5茬, 年投入量在800~1 300 kg·hm-2以上[3, 4].尿素、复合肥及有机肥是太湖地区普遍施用的氮肥形态.氮肥进入菜地土壤后发生硝化作用, 带来了大量H+的释放[5], 虽然蔬菜对氮素的吸收可以中和部分H+, 但当施用量高于蔬菜生长所需时, H+被留存在土壤中.研究证实, 菜地系统施氮量通常高出蔬菜生长需要量的6~8倍[6, 7], 蔬菜对当季化肥氮利用效率在14.6%~42.5%之间[7, 8], 菜地土壤中硝态氮的残留量是农田土壤的5~6倍[9].蔬菜根系浅, 养分多集中于土壤表层, 而太湖地区地下水位普遍较高, 且年降水量超过1 000 mm, 极易发生淋失[10], 硝态氮被水带走的同时, Ca、Mg等碱基离子也随之流失, 胶粒中易发生H+置换碱基离子的情况, 进一步加速了土壤的酸化进程[11].稻田淹水状态下土壤pH值会有所回升[12], 而菜地土壤不会经历干湿交替的水分过程, 土壤pH值更易发生变化.尹睿等[13]研究发现稻田改种蔬菜后的土壤铵态氮含量平均上升21倍, 硝态氮平均上升22倍, 且土壤酸化趋势显著, pH降低了0.7个单位.这种“高投入, 高产出, 高收益”的耕作模式, 带来了严重的土壤酸化, 降低了蔬菜的氮素利用率, 增加了矿质氮的土壤残留及淋失风险[3, 10, 14], 严重影响了菜地土壤的持氮能力, 成为威胁菜地土壤健康及持续发展的最主要因素之一.
碳酸钙是石灰类改良剂之一, 与生石灰(CaO)、熟石灰[Ca(OH)2]等相比, 碳酸钙降酸强度较为缓和, 不易引起土壤pH值的突变[15], 因此被广泛运用于土壤pH值的调节; 同时碳酸钙的添加也可以补充土壤中钙盐[16], 增加土壤胶黏性, 改善土壤结构.生物炭是近些年较为热门的土壤改良剂, 它取材于农作物的废弃部分, 原料多且易得; 热裂解生产的生物炭性状稳定, 呈碱性[17], 因而被期待用于酸性土壤的改良.此外, 生物炭具有多孔特性, 可有效增加土壤保持水分和养分的能力[18~20]; 生物炭的添加会改变土壤中氮素转运途径[21, 22], 多方共同作用使得生物炭对酸化土壤持氮能力的影响存在不确定性.目前, 我国利用生物炭修复酸化土壤的研究刚刚起步[23], 如何确定生物炭的适宜添加比例尚无相关标准或方法.确定“石灰需求量”的常规方法有：SMP单缓冲法、SMP双缓冲法、Ca(OH)2滴定法等[24], 均是根据化学溶剂在短时间内对土壤pH值的影响而确定需求量的简便计算方法, 但并不完全适用于降酸效果较为缓和的改良剂.生物炭虽显示为碱性, 却也保留着生物质的钝性, 添加后并不会像化学溶剂一样迅速带来土壤pH值的突变, 寻找合适方法量化修复酸化土壤的“生物炭需要量”是实现两种改良剂效果比较的前提.
因此, 本研究以太湖地区因“稻改菜”而发生酸化的菜地土壤作为供试土壤, 以碱缓冲曲线为标准、稻田土壤pH值为目标修复数值, 分别确定碳酸钙与生物炭对酸化菜地土壤修复的添加量; 比较两种改良剂对菜地土壤持氮能力的影响; 考察添加两种改良剂条件下, 淋洗发生后土壤pH值的稳定性; 以期为碳酸钙与生物炭用于酸化菜地土壤修复提供数据参考.
1 材料与方法 1.1 试供土壤供试土壤取自江苏宜兴市丁蜀镇漳渎村(N 31°18′24″, E119°54′41″), 该地区属于长江三角洲太湖流域, 年均温15.7℃, 平均降水1 100 mm.当地土壤多为湖积形成, 土壤类型为湖白土.按试验所需, 分别采集长期耕作的稻田以及“稻改菜”菜地的同源土壤样本, 理化性质见表 1.其中, 采集的稻田土壤已具百年种植历史, 且近20年一直保持稻-麦两季的耕作模式, 以尿素及复合肥(N:P:K=15:15:15) 为主要氮肥类型, 每季分3~4次施入田间, 年氮肥投入量在500~600 kg·hm-2; 采集的菜地土壤取自2005年“稻改菜”田块, 以尿素及有机肥(非商品有机肥, 多为农家肥)为主要氮肥类型, 平均年种植叶菜3~4季, 每季施入氮肥1~2次, 年氮肥投入量在900~1 000 kg·hm-2; 两种地块均存有犁底层, 约距地表 17 cm, 土壤样品采集于犁底层以上的表层土.
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表 1 两种土壤样品的理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of two soil samples |
1.2 碳酸钙与生物炭添加比例的确定
尝试以土壤的直接需求量为依据, 直接以碳酸钙与生物炭作为添加物, 结合Tarkalson土壤缓冲容量测定方法[25, 26], 作出土壤碱缓冲曲线, 确定各改良剂添加比例.
1.2.1 培养样品的准备取40份菜地土壤风干样品, 每份50 g, 过40目筛(0.425 mm), 分别放入塑封袋.其中20份菜地土壤样品添加CaCO3悬浊液, 添加比例分别为0.5、1.0、1.5、2.0和2.5×10-2 mol·kg-1土壤; 另外20份菜地土壤样品加入过40目筛的生物炭, 添加比例为0.5、1.0、1.5、2.0和2.5×10 g·kg-1土壤, 每个处理4次重复; 剩下10份菜地土壤样品仅添加去离子水, 各处理添加或补充至同等水量, 混匀, 密封, 20℃避阴保存一个月[25, 26].
1.2.2 碱缓冲线的绘制培养后, 各处理土壤样品风干, 测定土壤pH值(2.5:1, 水:土), 并以pH值为纵坐标, 碳酸钙与生物炭的添加比例为横坐标作图, 对不同处理土壤进行一元方程拟合, 形成碱缓冲线(图 1).
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图 1 不同改良剂添加比例下土壤的碱缓冲曲线 Fig. 1 Soil tilting curves with different amendments |
根据两种添加菜地土碱缓冲曲线, 确定当前条件下菜地土壤pH由6.40调整到原稻田土壤的pH值水平6.88, 需要添加碳酸钙1.88×10-2 mol·kg-1或生物炭13.31 g·kg-1, 即每增加1个pH单位, 需添加碳酸钙3.92×10-2 mol·kg-1或生物炭27.73 g·kg-1.
1.3 试验处理及土壤持氮能力的测试 1.3.1 试验处理及土壤样品培养试验采用4种土壤样品：菜地土壤、添加碳酸钙的菜地土壤(碳酸钙添加量为1.88×10-2 mol·kg-1)、添加生物炭的菜地土壤(生物炭添加量为13.31 g·kg-1)以及稻田土壤; 2个外源氮添加水平：氮添加(纯氮100 mg·kg-1)以及无氮添加, 共计8个处理, 分别为：稻田土壤处理(PS)、菜地土壤处理(VS)、添加生物炭的菜地土壤处理(VS+BC)、添加碳酸钙的菜地土壤处理(VS+CA)、添加外源氮的稻田土壤处理(PS+N)、添加外源氮的菜地土壤处理(VS+N)、添加外源氮和生物炭的菜地土壤处理(VS+BC+N)、添加外源氮和碳酸钙的菜地土壤处理(VS+CA+N).每个处理设置4个重复, 共32份样品.每份样品取风干过40目筛土壤1 kg, 添加碳酸钙或生物炭并拌匀, 压实灌入直径为10 cm的圆柱形PVC管套中(土层高度约12~14 cm), 管套下端用双层200目筛网封口, 防止土壤掉落.外源氮采用尿素, 配置成250 mL溶液后进行添加, 其他处理补充离子水至同等水量, 分别称取总重, 记录为“初始重量”.以后每3 d补充一次水分, 使各处理维持在初始重量. 20℃恒温培养105 d, 每35 d(普通叶菜的平均种植周期为35 d)为一个周期, 整个培养过程为3个周期.
1.3.2 土壤样品的采集与测定分别在培养的第3、35、70和105 d, 从管套土壤表层钻取20 g样品用于土壤pH、矿质氮含量以及含水量的测定, 其中第3d的样品相关指标数据作为初始参考.
1.3.3 淋洗过程模拟与样品采集测定采用模拟浇灌方式, 在每个周期的第10、20及30 d分别进行1次淋洗, 整个培养周期共计模拟淋洗9次.每次模拟淋洗前, 对各样品分别补充离子水至“初始重量”, 再分别浇灌350 mL水(补充水分至土壤重量60%)进行淋洗.浇灌分少量多次进行(约10次), 以不产生短时间土壤表层积水为准, 尽可能避免液体沿PVC套管内壁流下.每个套管下方放置一烧杯收集渗漏液, 在浇灌完成后4 h, 测量烧杯中渗漏液的体积及其中总氮浓度.
1.3.4 土壤及渗漏液相关氮含量(或浓度)的测定方法土壤矿质氮含量测定：准确称取新鲜土壤后, 按照比例(10:1, KCl溶液:土)与2 mol·L-1 KCl溶液混合, 振荡60 min, 进行矿质氮浸提, 过滤后使用流动分析仪(Skalar San++)测定浸提液中铵态氮及硝态氮的含量.同时, 称量一定重量鲜土, 105℃烘干至恒重, 计算土壤含水量, 并将浸提液各形态矿质氮含量数据进行水分差异折算.
渗漏液总氮浓度测定：过滤收集的渗漏液, 使用流动分析仪(Skalar San++)测定浸提液中总氮浓度.
1.4 碳酸钙与生物炭对菜地土壤酸化修复稳定性的检测培养105 d后, 风干土壤, 再次测量土壤pH值(2.5:1, 水:土), 比较两种改良剂及外源氮添加对土壤pH值的影响.
1.5 数据计算与处理 1.5.1 氮淋失量的计算分别计算每个样品的单次(整个培养周期共计模拟淋洗9次)淋失氮损失量[m(k), mg, k为1~9, 计算见式(1)], 将累计淋失氮损失量作为该处理整个培养周期淋失氮损失量[m(total), mg, 计算见式(2)].
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(1) |
式中, c(k)指检测得到的渗漏液总氮浓度(mg·L-1); v(k)渗漏液体积(mL).
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(2) |
将每个培养样品视为一个小体系, 在假设不发生氮素气态损失的前提下, 则该体系中矿质态氮存在如下平衡：
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(3) |
式中, m(input)指外源氮添加量(mg); m(original)指原始土壤矿质氮量(mg); m(mineralized)指新增土壤矿化产氮量; c(mineral N)指培养后土壤矿质氮含量(mg·kg-1); m(soil)指培养土壤重量(kg); m(loss)指氮淋失量(mg·kg-1).其中m(mineralized)是唯一不可直接获取数据, 可通过等式差值计算得到, 且：
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(4) |
式中, v(mineralized)指土壤氮矿化速率[mg·(kg·d)-1]; t(mineralized)指培养时长(d).
得到：
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(5) |
土壤中氮转运及淋失相关数据均以单个培养样品为计算体系.其中土壤矿质氮含量以35 d为一个采样间隔获得变化曲线; 氮矿化速率以整个培养期作为计算时段; 渗漏液矿质氮浓度以及渗漏液体积以单次淋洗发生为计算基础, 而土壤pH值仅基于整个培养期结束后样品数据, 通过4个重复统计分析相关数值.采用SPSS中Duncan法对数据进行差异显著性分析(P < 0.05);采用Microsoft Excel软件对数据进行统计、制图.
2 结果与分析 2.1 碳酸钙与生物炭添加对土壤持氮能力的影响 2.1.1 土壤淋失氮损失量“稻改菜”后, 土壤的持水能力显著降低, 在同样浇灌水量下, 菜地土壤的渗漏液平均体积较稻田土壤增加了31%[图 2(a)].生物炭的添加显著提高了菜地土壤的持水能力, 渗漏液平均体积降低了24%, 与稻田土壤相近; 而碳酸钙的添加对菜地土壤渗漏液体积没有显著影响.
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图 2 不同处理的渗漏液平均体积、渗漏液平均氮浓度和氮淋失总量 Fig. 2 Average leachate volume, nitrogen concentration in leachate and the total nitrogen leached under different treatments |
如图 2(b)所示, 培养周期中多次模拟淋洗的渗漏液氮浓度变化较大.无外源氮添加条件下, 菜地土壤与稻田土壤的渗漏液平均氮浓度在15 mg·L-1左右, 差异不大; 生物炭的添加降低了渗漏液氮浓度, 但差异不显著, 碳酸钙的添加使渗漏液平均氮浓度显著提高了77%.外源氮添加条件下, 菜地土壤的渗漏液氮平均浓度比稻田土壤高19%;菜地土壤添加生物炭后渗漏液平均氮浓度降低了45%, 添加碳酸钙后则增加11%, 但所有处理间均未达到统计学显著差异水平.
105 d的培养期内每千克土壤氮淋失量在15~60 mg之间图 2(c), 处理间差异较大. “稻改菜”后, 土壤氮淋失量分别增加了32%(无外源氮添加)及52%(有外源氮添加).菜地土壤添加生物炭后氮淋失量较原菜地土壤减少了42%(无外源氮添加)及57%(有外源氮添加), 添加碳酸钙则增加了氮淋失量76%(无外源氮添加)及12%(有外源氮添加).
2.1.2 土壤矿质氮含量稻田与菜地土壤样品虽然在培养初期铵态氮含量差异较大, 但培养105 d后铵态氮含量相近[图 3(a)和3(b)].菜地土壤添加生物炭后土壤铵态氮含量有一定提高, 在无外源氮添加条件下表现更为显著[图 3(a)]; 而碳酸钙添加则降低了添加外源氮土壤中铵态氮的含量[图 3(b)].四种土壤处理的铵态氮含量在整个培养过程中均不超过35 mg·kg-1, 硝态氮的含量在157~269 mg·kg-1间, 且随着培养时间的增加而呈现不断增加的趋势[图 3(c)和(d)].生物炭添加增加了菜地土壤硝态氮含量, 无外源氮添加条件下提高42%, 外源氮添加条件下提高了58%.而碳酸钙添加与对菜地土壤硝态氮无较大影响.
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(a)无外源氮添加条件下土壤铵态氮含量, (b)有外源氮添加条件下土壤铵态氮含量, (c)无外源氮添加条件下土壤硝态氮含量, (d)有外源氮添加条件下土壤硝态氮含量 图 3 土壤矿质氮含量的动态变化 Fig. 3 Dynamics of mineral nitrogen content in soil |
土壤中矿质氮的主要来源除了外源氮的添加就是土壤本身有机态氮的矿化.在不计算培养过程中氮气态损失的条件下, 假设本研究中氮处于平衡状态[公式(3)], 计算出各土壤样品在不同外源氮条件下培养期间的氮矿化速率(表 2).稻田土壤氮矿化速率显著高于菜地土壤, 添加外源氮降低了土壤氮矿化速率25%~54%.不施氮情况下, 添加生物炭和碳酸钙均显著提高了菜地土壤氮矿化速率, 增幅35%~38%, 两者差异不显著.在外源氮添加条件下, 生物炭和碳酸钙添加也都提高了土壤氮矿化速率, 生物炭添加处理提高了44%, 差异显著, 而碳酸钙添加处理提高效果不显著.
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表 2 土壤氮矿化速率/mg·(kg·d)-1 Table 2 Soil nitrogen mineralization rates/mg·(kg·d)-1 |
2.2 培养后土壤pH值的变化
原稻田土壤(pH 6.88) 与菜地土壤的pH(pH 6.40) 相差0.48个单位.培养前, 两种改良剂添加量的确定以调节至稻田土壤pH为准, 在不添加外源氮的条件下, 发生9次淋洗后, 添加碳酸钙和生物炭的菜地土壤处理pH值降低了0.16~0.18个单位, 两者差异不显著, 但显著低于稻田土壤(图 4).外源氮添加使各土壤样品的pH值降低了0.06~0.55个单位, 除生物炭添加处理外, 其他处理变化均达到显著水平, 尤其是添加碳酸钙的菜地土壤处理, 淋洗后土壤pH值与未添加改良剂的菜地土壤无较大差异.
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虚线为培养前稻田土壤pH值, 实线为培养前菜地土壤pH值 图 4 培养105 d后土壤pH值 Fig. 4 Soil pH value after 105d incubation |
酸化原本是土壤缓慢变化的自然过程, 而以产量为目的的化肥氮施用大大加速了这一进程[27, 28].另一方面, 土壤酸化也反向作用到土壤氮素转运上, 影响到土壤持氮能力, 最终反映在目标作物产量与化肥氮需求的数量关系上[29, 30].本研究以同等外源氮添加条件下氮淋失量以及土壤留存量作为土壤持氮能力的衡量标准, 考察两种改良剂在修复土壤酸化同时对土壤持氮能力的影响, 同时将淋洗前后土壤pH值的稳定性作为验证改良剂修复酸化效果的一个指标, 综合比较两种改良剂的作用效果及适用条件.
3.1 氮淋失与土壤留存硝态氮是氮淋失的主要形态(渗漏液中硝态氮比例超过60%), 两种改良剂添加以提高土壤pH值为目的, 将一定程度增加土壤硝化速率[31]以及氮淋失的风险.如图 2(b)所示, 菜地土壤添加碳酸钙显著提高了渗漏液氮浓度, 尤其是在不添加外源氮条件下, 而对渗漏液体积并没影响, 因此氮淋失增加[图 2(c)].碳酸钙添加处理(VS+CA)提高了氮矿化速率(表 2), 而淋洗后土壤中铵态氮含量并未有显著升高[图 3(a)], 硝态氮含量呈现前期显著增加后期变缓的趋势[图 3(c)], 推测碳酸钙添加处理中较高的渗漏液氮浓度主要来源于矿化作用铵态氮底物的提供以及硝化速率的提升.而生物炭对渗漏液体积及渗漏液中氮浓度的消减效果都很明显. 图 3中, 培养结束时, 生物炭添加处理土壤的铵态氮和硝态氮含量均高于其他处理, 暗示了生物炭能够一定程度增大土壤中矿质氮留存.但以往关于生物炭在土壤中氮吸附的结果显示[19, 20], 在本研究的生物炭添加比例下, 生物炭直接吸收而固定的氮量不足以使土壤中矿质氮量增加如此大比例, 因此推测土壤结构的改变才是生物炭提高土壤矿质氮留存量的主要途径[16, 23].
本研究中, 4个土壤样品(稻田土壤, 菜地土壤, 添加生物炭的菜地土壤和添加碳酸钙的菜地土壤)添加外源氮100 mg·kg-1后, 经过105 d的培养, 土壤矿质氮含量仅增加了6~73 mg·kg-1.主要是因为：① 外源氮施用降低了土壤本身氮矿化速率(表 2); ② 8%~27%的外源氮因淋洗而损失了(数据未列出).在这种外源氮施用强度下, 稻田土壤因外源氮而带来的土壤矿质氮含量变化幅度最大, 而碳酸钙添加处理最小, 菜地土壤其次.说明当前菜地土壤(以及碳酸钙添加的菜地土壤)环境条件下, 单次外源氮的添加对土壤矿质氮留存量不能带来显著增长.
3.2 土壤酸化修复效果的验证虽然SMP单缓冲法、SMP双缓冲法、Ca(OH)2滴定等[15, 24]“石灰需求量”确定法具有一定便捷性, 但考虑到碳酸钙与生物炭对土壤pH值的影响并不能在数分钟间得以体现, 而改良剂添加比例又至关重要, 故本研究直接以碳酸钙与生物炭作为碱性添加物, 以同源稻田土壤为参照标准, 培养至稳定状态后, 确定添加比例.
为验证改良剂添加比例是否能达到目标效果, 在培养试验开展过程中, 每次采集的土壤样品均进行了土壤pH值的测定(数据未列出), 其中VS+BC与VS+CA处理第3、35 d的土壤pH数据已与PS处理土壤无显著差异, 甚至第3 d VS+CA处理数值较高于PS处理.这说明, 本研究所采用的改良剂添加比例确定方法能够在实际应用中达到目标修复效果.
土壤酸化改良剂的作用时长对于维持土壤环境的稳定意义重大, 外源氮施用、作物种植以及淋洗都会对修复效果产生影响[32].本研究发现, 模拟淋洗使土壤pH值在短时间发生了一定程度的降低(图 4).不添加外源氮条件下, 淋洗对稻田土壤以及菜地土壤的pH值影响不大; 生物炭添加后土壤pH值受外源氮影响最小, 碳酸钙则相反, 显著受到外源氮施用的影响, 猜测是由于较高氮淋失带走等比例盐基离子, 导致酸化的再次发生.此前研究认为, 碳酸钙带来的土壤复酸化现象主要是因为HCO3-活度的提升加速了有机质分解, 提高了作物移走的Ca2+, 待碱性消耗后土壤再次发生酸化[33].生物炭添加对于稳定土壤pH值的作用, 主要通过增加土壤氮留存量并降低氮淋失量来实现.此前相关研究已证实, 土壤酸缓冲能力的增加是生物炭调节土壤酸碱度的直接手段[34].
4 结论(1) 利用碱缓冲曲线, 根据土壤的酸化程度及其修复标准, 能够比较真实地确定出土壤酸化改良剂的适宜用量.
(2) 碳酸钙在无外源氮条件下作为改良剂对土壤酸化的改良效果较好, 添加量小且成本更低.但碳酸钙添加在提高土壤氮矿化速率的同时也增加了土壤氮淋失, 不能满足同时提高土壤供氮能力的需求, 且碳酸钙在外源氮添加条件下对土壤pH的调节效果甚微.因此, 对于酸化严重且需要休耕改良的土壤, 碳酸钙少量多次的添加可有效缓解酸化并提升土壤矿质氮含量.
(3) 与碳酸钙相比, 达到同样的酸化改良效果, 生物炭的添加量相对较大且成本较高.但即使在外源氮添加条件下, 生物炭仍然可以维持土壤pH值稳定并提高土壤持氮能力.由此可见, 对仍然进行种植的菜地土壤而言, 生物炭是更为适宜的酸化改良剂.
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