Effects of aquaculture pond and “returning ponds to wetlands” on coastal blue carbon sink
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摘要:
滨海蓝碳生态系统是重要的天然碳汇。在经济发展与生态环境保护博弈过程中，不少沿海区域经历了“自然湿地−围塘养殖−退塘还湿”的转变。本文从滨海蓝色碳汇的功能重要性出发，结合新时期湿地保护修复等国家重大举措，概要了我国滨海蓝色碳汇能力，梳理了国内外学者对自然滨海湿地、围塘养殖和“退塘还湿”区域碳汇功能特点及变化机制的探讨，针对目前的研究进展提出了研究不足及研究展望，即加强长期连续性研究、多站点对比研究和多界面机制研究。本文有望为提升滨海蓝色碳汇能力及评价湿地修复效果提供策略参考。
Abstract:Coastal blue carbon ecosystems are important natural carbon sinks at the plot scale. In the process of economic development and eco-environmental protection, some coastal wetlands have experienced the transformation of “natural coastal wetlands - aquaculture ponds - returning ponds to wetlands”. The paper introduced the functional importance of coastal wetland ecosystem in carbon sinks and its coastal blue carbon sink capacity. In addition, we sorted out the functional characteristics and the change mechanisms of carbon sinks in natural coastal wetlands, aquaculture ponds and“returning ponds to wetlands”. Based on the current research progress, this paper put forward the research shortcomings and envisaged the emphasis of future study, that is, strengthening the long-term continuity research, multi-site comparison research and multi-interface mechanism research. This paper was expected to provide strategic references for improving the carbon sink capacity of coastal wetlands and evaluating the effect of wetlands restoration.
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Keywords:
- coastal wetland /
- human activities /
- coastal blue carbon /
- carbon flux /
- ecological restoration
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滨海蓝碳广义上指盐沼湿地、红树林和海草床等海岸带高等植物以及浮游植物和藻类生物等，在自身生长和微生物共同作用下，将大气中的CO2吸收、转化并长期保存到海岸带底泥中的这部分碳，以及其中一部分从海岸带向近海大洋输出的有机碳[1-2]。滨海湿地类型中的红树林、盐沼湿地和海草床是公认的三大滨海蓝碳生态系统[2-3]。滨海蓝碳生态系统具有碳储量大、固碳效率高、固碳能力持久稳定和碳汇潜力大等特点，被认为是有效的碳汇生态系统，在减缓和适应气候变化及碳中和方面具有重要作用[4-5]。近几十年来，受人类活动的影响，地球上近一半的滨海蓝碳生态系统遭受破坏，改变了生态系统的碳汇功能[6-8]。研究表明，破坏1 ha滨海蓝碳生态系统导致的碳排放量等于破坏10～40 ha 森林生态系统释放的碳[8]。我国常见破坏滨海蓝碳生态系统的人类活动包括城市化和富营养化、构筑海堤、围塘养殖、生物入侵等[9]。其中，围塘养殖是20世纪80年代通过围填海方式在盐沼湿地、红树林和海草床生态系统建设养殖池塘开展海水养殖的活动。
在全球变暖背景下，随着人们对滨海蓝碳生态系统碳汇功能的认识，通过对滨海湿地的保护修复逆转滨海蓝碳生态系统碳汇功能，成为全球关注的热点[10-11]。2009年，由联合国各组织联合发布的《蓝碳：健康海洋的固碳作用》报告，呼吁世界各国立即采取行动，保护、维持和恢复滨海湿地生态系统的碳汇功能。2014年，联合国政府间气候变化专门委员会（IPCC）国家温室气体清单的编制，纳入了“人类活动对滨海湿地的破坏与恢复对温室气体排放与吸收值”的估算[12]。为了保护修复我国滨海湿地，党的十九大要求“强化湿地保护和修复”，有关部门先后印发实施《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划（2020－2035年）》《中共中央国务院关于全面加强生态环境保护坚决打好污染防治攻坚战的意见》等。《2030年前碳达峰行动方案》则明确提出“整体推进海洋生态系统保护和修复，提升红树林、海草床、盐沼等固碳能力”。目前，滨海湿地的保护修复手段主要有微地形改造、退塘还湿、潮沟修复、闸坝建设和盐碱土改良等[13-14]。其中，“退塘还湿”即通过将不合法规的海水养殖区清退，实施滨海湿地生态修复，是近几年开展较多的滨海湿地修复形式。
“自然湿地−围塘养殖−退塘还湿”是我国滨海湿地土地利用方式的代表性转变模式。滨海湿地的碳汇能力对环境变化非常敏感，可作为其破坏程度及修复成功与否的参数[4,15]。起初，对滨海蓝碳的研究多集中在自然湿地，随着修复工程的推进，近几年来人类干预下的围塘养殖和“退塘还湿”区域碳汇能力关注度有所增加，但相关研究系统性仍显不足。因此，基于围塘养殖和“退塘还湿”对滨海蓝色碳汇影响的研究进展亟待梳理。本文结合新时期湿地保护修复等国家重大举措，概要了我国滨海蓝色碳汇能力及围塘养殖和“退塘还湿”修复情况，梳理了国内外学者对自然滨海湿地、围塘养殖和“退塘还湿”区碳汇功能的探讨，针对研究不足展望了围塘养殖和“退塘还湿”等人类活动对滨海蓝色碳汇的研究需求，以期助力滨海蓝色碳汇的准确估算和管理。
1 我国滨海蓝碳湿地分布、面积及碳汇能力
我国滨海湿地总面积达5.79×106 ha，占全国湿地面积的15.44%[16]。根据我国三种滨海蓝碳生态系统各地分布相关统计信息（表1），海草床、红树林和盐沼湿地面积分别为13856.12 ha、34747 ha和297037 ha。由自然资源部第三次调查数据可知，我国海草床面积达23062.44 ha，主要分布在海南省；红树林主要分布在广西壮族自治区和广东省；盐沼湿地主要分布在辽宁省、上海市、江苏省和山东省。我国三种蓝碳生态系统总碳储量为（13877～34895）万t CO2 ; 年碳汇量为（126.88～307.74）万t CO2/a; 平均碳埋藏速率为（3.67～8.88） t C/（ha·a）。均表现为盐沼湿地>红树林>海草床[17]。受遥感识别技术等限制，我国滨海蓝碳面积不确定性较大，碳储量和碳汇能力系统性观测有待提升，导致区域数据一致性较弱。
表 1 我国三种滨海蓝碳生态系统分布信息及蓝碳本底Tab. 1 Distribution and carbon background information of the three coastal blue carbon ecosystems in China生态系统类型 碳储量
/万t CO2碳汇量
/（万t CO2）•a-1位置 面积/ha 主要分布地区 海草床 350 3.2～5.7 海南 5634.2 东部沿岸，西部沿岸零星分布[17] 河北 2917 唐山市曹妃甸海域[18] 山东 1671.72 荣成市（月湖、桑沟湾、俚岛湾）、黄河河口区、烟台市套子湾[17,19-21] 广东 975 湛江市流沙湾[17] 广西 942.2 北海市、防城港市、钦州市[17] 辽宁 892 长海县（獐子岛、海洋岛）、兴城市觉华岛[17,22] 台湾 820 本岛西部、南部与各离岛的浅海环境中[17] 香港 4 白泥、荔枝窝、散头、阴奥等地[17] 红树林 2327～2745 27.16 广东 16251 湛江市、水东港、海陵湾和镇海湾等地[17] 广西 11251 珍珠湾、防城港东湾和西湾、廉州湾等地[23] 海南 4033 东寨港、清澜港、花场湾、新英湾和后水湾[17] 福建 1648 漳州市、厦门市、泉州市、福州市和宁德市[17] 台湾 736 淡水河口，北门沿岸和高屏溪河口[23] 香港 510 米埔、西贡、大屿山等地[23-24] 浙江 318 温州沿岸、台州椒江区、云飞江口地区[17] 盐沼湿地 11200～31800 96.52～274.88 各地沿海均有分布/ha：辽宁（97473）、上海（60266）、江苏（45698）、山东（42134）、天津（18969）、河北（10347）、浙江（7660）、广东（5361）、福建（5121）、海南（1567）、台湾（1541）、广西（898）、香港（2）[23] 2 人类活动对滨海蓝色碳汇的影响及机制
2.1 自然滨海湿地的碳汇功能
一般而言，除了在非生长季[25]、极端干旱条件[26]和长期淹水[27]条件下外，自然滨海湿地常扮演碳汇角色，但因自身环境的复杂性使其碳汇功能同时受到多种外界干扰的共同影响[28]。目前，对生长状况良好的自然滨海湿地的碳汇研究集中在探讨湿地的“源”“汇”现状与潜力；不同生境类型或不同区域尺度的CO2交换过程及日、季和年际动态变化[29-30]；水文、土壤、气象、植被和人类活动对湿地CO2交换的影响及其对全球变化的响应等[25,31-34]。基于涡度协方差技术的通量观测方法是国内外学者普遍采用的技术手段。例如，墨西哥索诺拉州滨海河口湿地[35]、澳大利亚新南威尔士州潮汐淹水湿地[29]、法国西南部潮间带滩涂[25]、印度东南海岸考韦里河口三角洲[34]、阿根廷东南部滨海盐沼湿地[36]和美国弗吉尼亚东海岸盐沼湿地[37]等区域开展的滨海湿地净生态系统CO2交换（NEE）及碳源/汇的研究工作。我国也在辽河口[38]、黄河口[39-40]、长江口[41]、漳江口[42]、香港米埔[33]等滨海湿地开展了陆−气界面滨海蓝色碳汇相关研究工作。多项研究表明，自然滨海盐沼和红树林湿地在年际尺度上表现为CO2汇（表2），且滨海湿地碳汇能力受植被类型、初级生产力、淹水状况、气候状况、生物理化性质等多种因素共同影响。例如，我国北方河口湿地的盐地碱蓬生态系统碳汇能力[（−51.70±9.70） g C/（m2·a）]显著小于芦苇湿地生态系统[平均（323.39±4.00） g C/（m2·a）]。而同样位于37°N的黄河三角洲河口潮汐湿地与阿根廷布宜诺斯艾利斯省东南部盐沼湿地，虽然植被类型不同，但碳汇能力[分别为（−249.00±12.00）g C/（m2·a）和−286.36 g C/（m2·a）]差异较小。其中，就滨海湿地碳汇能力的季节变化而言，光照、温度和水文是三个最重要的环境影响因子[28,33,41,43]。可见，人类可以通过改变自然环境、生物过程、水文或土壤等条件改变碳累积过程。
表 2 基于涡度相关的自然滨海湿地碳汇Tab. 2 Carbon sinks of natural coastal wetlands measured by the eddy covariance method站点 经纬度 湿地类型 优势植被 时间 NEE/
g C·（m−2·a−1）辽河口滨海湿地[38] 40°57′16.9″N, 121°48′26.7″E 河口潮汐湿地 芦苇（Phragmites australis） 2018年 −162.76 黄河三角洲非潮汐湿地[44] 37° 46′ N, 118° 59′ E 非潮汐淹水湿地 芦苇 2010－2011年 −249.00±12.00 黄河三角洲河口潮汐盐沼
湿地[40]37°47′20″ N, 119°10′
23″ E潮汐盐沼湿地 盐地碱蓬（Suaeda salsa） 2012－2019年 −51.70±9.70 长江口崇明东滩非潮汐
湿地[41]30°38′N, 121°58′W 河口非潮汐湿地 芦苇 2012年 −558.40 漳江以南进入台湾海峡的
亚热带河口湿地[42]23°55′12″N, 117°24′52.92″E 河口潮汐湿地 秋茄（Kandelia obovata）、白骨壤（Avicennia marina）和桐花树（Aegiceras corniculatum） 2019－2020年 −1075.80 香港米埔内后海湾拉姆萨
尔湿地[33]22°29'53.3″N, 114°01'45.5″E 河口红树林 秋茄 2016.02－2018.01 −224.70±18.00 印度半岛东南海岸考韦里
河口三角洲湿地[34]11°20'S, 79°55'E 河口红树林 红树属（Rhizophora）、
海榄雌属（Avicennia）2017.10－2018.09 −183 阿根廷布宜诺斯艾利斯省
东南部盐沼湿地[36]37°33′S, 57°18′E 海岸泻湖湿地 密花米草
(Spartina densiflora)2014.02－2015.03 −286.36 墨西哥索诺拉州河口湿地[35] 26°24′ 00″N, 109°14′
24″W河口潮汐湿地 黑皮红树（Avicennia germinans） 2017.11－2018.10 −745.30 北美弗吉尼亚东海岸滨海
沼泽[37]37°24′ N, 75°50′ W 河口潮汐湿地 互花米草（Sporobolus alterniflorus） 2007年 −130 2.2 围塘养殖区的碳汇功能
围塘养殖改变了湿地的土地利用方式、植被覆盖和水文条件，尤其通过阻断潮汐切断了湿地与近岸海域的水、热及物质交换，通过影响群落和生态系统的自然演替过程，严重影响滨海蓝色碳汇功能[28,45]。因此，以围塘养殖为背景，通过探索生态系统碳库变化及CO2交换动态指示养殖池塘对滨海蓝色碳汇的影响研究已逐渐引起学者关注[45,46-48]。
养殖池塘因围垦养殖阶段、养殖品种、饲料和饲养方式的差别，呈现明显的碳源/汇功能差异[47,49-50]。首先，在将自然滨海湿地开发为养殖池塘的围垦和排干阶段，滨海湿地区域发生的变化主要为绿色植被的消失、土壤有机碳库的减少、淹水状况的变化、土地利用方式的改变，这些变化极大地干扰了自然湿地快速的碳封存过程和横向的碳通量[51-53]。另外，土壤/沉积物含水率显著下降，大量沉积物碳暴露于空气中，微生物活动急剧增强，土壤微生物的呼吸熵增高，有机碳以CO2的形式快速释放，损失原位碳储量[53-54]。研究表明，围垦和排干阶段损失的碳储量高达82%[55]。在养殖过程中，由于残余饲料和养殖产品排泄代谢物经分解后蓄积在养殖池塘沉积物中，且盐渍淹水厌氧的环境抑制了沉积物有机质的分解，表层沉积物有机碳含量会再次显著增加[56]。其次，在晾晒的非养殖阶段，尚未用作养殖前的晾晒阶段产生的碳排放量小于养殖排干后的晾晒阶段产生的碳排放量[48]，其主要原因可能是养殖过程积累了养殖沉积物。最后，蓄水养殖阶段的碳源/汇功能主要受养殖环境和养殖品种的影响。海水养殖虾或混合养殖虾蟹或鱼虾，一般表现为CO2的汇和CH4的源[46-47,49-50]；海水混合养殖虾与海参表现为CO2和CH4的源；混合养殖梭子蟹、虾和蛤表现为CO2和CH4的汇[57]；半海水养殖虾表现为CO2和CH4的源；半海水混合养殖鱼虾表现为CO2的汇和CH4的源[49]。其中，养殖池塘主要通过藻类的光合固碳作用吸收CO2[49]，且CO2通量与盐度显著相关[47]。另外，有研究发现养殖池塘的围垦还会对池塘周边的湿地碳汇功能造成影响，如养殖尾水因无机氮和无机磷营养盐含量高，引起周边湿地盐渍化，进而影响湿地植物的生理生态状况、植物多样性和群落结构，进一步影响湿地植被固碳及生态系统碳汇能力[58-59]。总之，滨海湿地围垦为养殖池塘后，其生态系统的碳汇功能总体是减弱的，因此，通过“退塘还湿” 恢复湿地生态是一项十分紧迫的任务。
2.3 “退塘还湿”区的碳汇功能
湿地修复工程多通过改变水文条件、重建湿地植被、改变沉积环境等措施构建新的滨海湿地生态系统。随着“退塘还湿”修复区土地利用方式的改变及湿地自然演替的发展，区域内植物群落组成、土壤理化性质、水文潮汐状况等的稳定性都会发生改变，修复区各项环境因子共同作用，最终影响湿地CO2的交换变化[32,60]。
针对“退塘还湿”修复年限及修复效果，相关研究表明，在养殖池塘恢复为裸露湿地后，其碳排放量[125 g C/（m2·a）]大于池塘排放量[44 g C /（m2·a）][61]。对植物碳储量而言，养殖池塘恢复为盐沼湿地，恢复51%的植被需要5年时间，恢复69%的植被需要10年时间，而完全恢复（100%）需要50年以上[61]。另有研究表明，红树植物修复需要10年[62]，盐沼植物互花米草修复需要5年[63]，盐地碱蓬2~3年后碳储量便可恢复至正常水平[60]。若将沉积物有机碳修复到原有自然生态系统水平需25 年到上百年不等，修复时间存在较大的不确定性[62,64]。另外，随着修复年限的延长，湿地沉积速率不断提高，生态系统的碳汇功能会进一步增强。采用涡度协方差法观测年际碳汇功能，相关研究表明，养殖池塘在刚恢复为裸露湿地时，碳排放量[125 g C/（m2·a）]大于养殖池塘排放量[44 g C/（m2·a）][61]。对排干湿地修复为淡水沼泽的研究表明，修复后固定的CO2能达到397 g C-CO2 /（m2·a），然而排放的CH4为39～53 g C-CH4/（m2·a），综合考虑两种温室气体的作用，确定该修复湿地为碳中性[65]。2012年，观测到珠江口修复区12年来一直扮演着CO2与CH4源的角色，CO2排放量为82～175 g C/（m2·a），CH4排放量为24.7～26.3 g C/（m2·a）[66]。崇明东滩修复14年后的湿地碳汇能力为−558.4 g C/（m2·a）[41]。总而言之，以往对“退塘还湿”区域沉积物和植被碳储量的评估表明，滨海湿地生态修复工程可能是固碳增汇的有效途径[8,64]。
3 研究不足及展望
围塘养殖是我国滨海海水养殖的主要手段，养殖池塘等物理屏障挤迫滨海蓝碳生态系统，改变其健康生态系统的物质循环和能量流动，进而改变其储碳和固碳特征。近些年来，随着对滨海湿地重要性认识的不断深入，国家开展了 “南红北柳”“蓝色海湾”和渤海综合治理攻坚战等行动计划，其中“退塘还湿”是实施面积最大的滨海生态修复工程，我国滨海湿地已经由快速开发阶段逐步迈入全面保护阶段。“自然湿地−围塘养殖−退塘还湿”作为滨海湿地土地利用方式的代表性转变模式，为探究系列人类活动与自然演替对滨海湿地蓝色碳汇的综合影响提供了契机。目前，国内外学者针对人类活动对滨海湿地碳储量及CO2通量进行了较为广泛的研究，但是中长期时间尺度上土地利用方式转变对滨海蓝色碳汇的作用时间、作用机理和形成机制的影响尚不十分清楚。另外，以往相关研究通常孤立地考虑自然湿地、开发破坏或保护修复滨海湿地碳汇的变化，缺乏多站点对比研究，这不利于阐明不同土地利用方式对滨海蓝碳的影响。
今后针对围塘养殖与“退塘还湿”对滨海蓝色碳汇的影响仍需加强以下方面的研究：
（1）长时间连续跟踪研究围塘养殖与“退塘还湿”全过程对滨海蓝色碳汇的影响及调控机理。滨海湿地的开发及保护修复是一个长期复杂的过程，通过跟踪观测受扰及修复湿地的CO2交换与碳源/汇年际变化规律与趋势，深入认识和评价围塘养殖对滨海湿地破坏程度和“退塘还湿”修复效果，进而制定科学的减排增汇对策，对于滨海湿地碳汇能力的提升至关重要。
（2）对比分析围塘养殖与“退塘还湿”区域碳汇的特点及影响机制。由于围塘养殖及“退塘还湿”对滨海蓝碳具有不同的影响轨迹、作用时间，对比分析两种不同活动区域的碳排放特征，进而分析“退塘还湿”的修复效果、修复年限和修复调控机理等，有助于全面阐明人类活动对滨海蓝色碳汇的影响。
（3）加强围塘养殖与“退塘还湿”区域垂向与横向碳交换及运移研究。滨海湿地碳与近海水体之间的横向碳交换相关研究较为薄弱，人类活动干扰情况下的相关研究更是匮乏。因此，同步开展垂向及横向滨海湿地的碳交换及运移的方式、机制和计量等方面研究，有助于整体理解围塘养殖与“退塘还湿”对滨海湿地碳汇的影响及其机制。
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表 1 我国三种滨海蓝碳生态系统分布信息及蓝碳本底
Tab. 1 Distribution and carbon background information of the three coastal blue carbon ecosystems in China
生态系统类型 碳储量
/万t CO2碳汇量
/（万t CO2）•a-1位置 面积/ha 主要分布地区 海草床 350 3.2～5.7 海南 5634.2 东部沿岸，西部沿岸零星分布[17] 河北 2917 唐山市曹妃甸海域[18] 山东 1671.72 荣成市（月湖、桑沟湾、俚岛湾）、黄河河口区、烟台市套子湾[17,19-21] 广东 975 湛江市流沙湾[17] 广西 942.2 北海市、防城港市、钦州市[17] 辽宁 892 长海县（獐子岛、海洋岛）、兴城市觉华岛[17,22] 台湾 820 本岛西部、南部与各离岛的浅海环境中[17] 香港 4 白泥、荔枝窝、散头、阴奥等地[17] 红树林 2327～2745 27.16 广东 16251 湛江市、水东港、海陵湾和镇海湾等地[17] 广西 11251 珍珠湾、防城港东湾和西湾、廉州湾等地[23] 海南 4033 东寨港、清澜港、花场湾、新英湾和后水湾[17] 福建 1648 漳州市、厦门市、泉州市、福州市和宁德市[17] 台湾 736 淡水河口，北门沿岸和高屏溪河口[23] 香港 510 米埔、西贡、大屿山等地[23-24] 浙江 318 温州沿岸、台州椒江区、云飞江口地区[17] 盐沼湿地 11200～31800 96.52～274.88 各地沿海均有分布/ha：辽宁（97473）、上海（60266）、江苏（45698）、山东（42134）、天津（18969）、河北（10347）、浙江（7660）、广东（5361）、福建（5121）、海南（1567）、台湾（1541）、广西（898）、香港（2）[23] 
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表 2 基于涡度相关的自然滨海湿地碳汇
Tab. 2 Carbon sinks of natural coastal wetlands measured by the eddy covariance method
站点 经纬度 湿地类型 优势植被 时间 NEE/
g C·（m−2·a−1）辽河口滨海湿地[38] 40°57′16.9″N, 121°48′26.7″E 河口潮汐湿地 芦苇（Phragmites australis） 2018年 −162.76 黄河三角洲非潮汐湿地[44] 37° 46′ N, 118° 59′ E 非潮汐淹水湿地 芦苇 2010－2011年 −249.00±12.00 黄河三角洲河口潮汐盐沼
湿地[40]37°47′20″ N, 119°10′
23″ E潮汐盐沼湿地 盐地碱蓬（Suaeda salsa） 2012－2019年 −51.70±9.70 长江口崇明东滩非潮汐
湿地[41]30°38′N, 121°58′W 河口非潮汐湿地 芦苇 2012年 −558.40 漳江以南进入台湾海峡的
亚热带河口湿地[42]23°55′12″N, 117°24′52.92″E 河口潮汐湿地 秋茄（Kandelia obovata）、白骨壤（Avicennia marina）和桐花树（Aegiceras corniculatum） 2019－2020年 −1075.80 香港米埔内后海湾拉姆萨
尔湿地[33]22°29'53.3″N, 114°01'45.5″E 河口红树林 秋茄 2016.02－2018.01 −224.70±18.00 印度半岛东南海岸考韦里
河口三角洲湿地[34]11°20'S, 79°55'E 河口红树林 红树属（Rhizophora）、
海榄雌属（Avicennia）2017.10－2018.09 −183 阿根廷布宜诺斯艾利斯省
东南部盐沼湿地[36]37°33′S, 57°18′E 海岸泻湖湿地 密花米草
(Spartina densiflora)2014.02－2015.03 −286.36 墨西哥索诺拉州河口湿地[35] 26°24′ 00″N, 109°14′
24″W河口潮汐湿地 黑皮红树（Avicennia germinans） 2017.11－2018.10 −745.30 北美弗吉尼亚东海岸滨海
沼泽[37]37°24′ N, 75°50′ W 河口潮汐湿地 互花米草（Sporobolus alterniflorus） 2007年 −130
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