2020, Vol. 40文章信息
- 宋昌素, 欧阳志云
- SONG Changsu, OUYANG Zhiyun
- 面向生态效益评估的生态系统生产总值GEP核算研究——以青海省为例
- Gross Ecosystem Product accounting for ecological benefits assessment: A case study of Qinghai Province
- 生态学报. 2020, 40(10): 3207-3217
- Acta Ecologica Sinica. 2020, 40(10): 3207-3217
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb202004260999
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文章历史
- 收稿日期: 2020-04-26
- 修订日期: 2020-05-13
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
长期以来, 人类在经济社会发展中过分追求经济效益和社会效益, 造成严重的自然环境污染、生态系统退化和资源过度消耗等问题[1-3]。早在二十世纪八十年代, 就有中国学者在国际上首先提出“人类社会与其赖以发展的生态环境构成经济-社会-自然复合生态系统”[4]。也是从那时候, 生态效益成为科学家和社会关注和重视的问题[5], 对森林生态效益的关注和研究成为重点[6-7]。后来随着国外生态系统服务功能[8-9]概念的引入, 人们对生态效益的关注有所下降。但是, 生态效益仍然是一个在政策制定中较多使用且被社会大众所理解和熟知的概念。自党的十八大以来, 国家明确要求将生态效益纳入考核指标体系。党的十八大报告提出：“要把资源消耗、环境损害、生态效益纳入经济社会发展评价体系, 建立体现生态文明要求的目标体系、考核办法、奖惩机制”。习近平总书记关于“绿水青山就是金山银山”的科学论断表明以绿水青山为代表的高质量森林、草地、湿地等生态资产, 为人们的生活生产提供了必需生态产品与服务, 产生巨大的生态效益, 生态效益可以转化为经济效益。生态效益成为我国政治生活的高频词汇, 引起学者和社会各界的广泛关注。
社会经济效益是指在进行社会活动后, 社会经济各项经济指标的综合变化状况, 可以根据社会经济系统的产值进行评价和计算。而由于生态效益的复杂性, 目前关于生态效益的评价范围、指标、内容和方法尚未形成统一的标准, 不同研究对生态效益的关注点差异较大[10-11], 对重要生态工程和大型建设工程生态效益的评价是研究的重点问题之一[12-14]。人们对生态效益的研究从特定生态系统、特定某几项生态效益的评估逐步发展到多种生态系统和多项生态系统服务尺度, 但是这些研究仍然存在的评价指标不统一、方法不一致等问题, 使不同研究之间评价结果差异较大, 很难进行比较[15]。2013年中国科学家首次提出生态系统生产总值(Gross Ecosystem Product, GEP)的概念, 将其定义为“生态系统为人类福祉和经济社会可持续发展提供的最终产品与服务价值的总和”[16]。中央和地方各级政府高度重视GEP的核算研究与实践应用, 广大中国学者依托各类研究课题在全国[17]、省域[18]、市域[19]、县域[20]尺度上对森林、草地、湿地等不同生态系统类型开展了大量的GEP试点核算和实践研究, 试图为生态保护成效评估、政府绩效考核、生态补偿标准确立提供理论依据[21]。
作为江河源区, 青海省生态资产丰富[22], 产生巨大的生态效益, 对维持当地、下游、全国乃至东亚地区的生态安全发挥重要作用, 中央政府高度重视青海省的生态文明建设进程, 开展一系列生态恢复和保护工程。青海省经济发展以畜牧业和农业为主, 经济发展水平落后, 属于经济发展的贫困区, 又要承担巨大的机会成本保护生态系统, 却无法因此获益。开展生态效益评估可以为青海省将生态效益纳入经济社会发展体系提供参考, 可以用于评估生态保护政策效益, 还可以用于市场化、多元化生态补偿机制的建立和经济效益的转化。本文提出面向生态效益评估的GEP核算框架, 建立指标体系和技术方法。以青海省为例, 基于该框架、指标和方法, 开展GEP核算研究, 以期为青海省和其他地区开展生态效益评估提供借鉴。
1 研究区域青海省位于中国西部, 世界屋脊“青藏高原”的东北部, 是联结西藏、新疆与内地的纽带, 是中国青藏高原上的重要省份之一。青海全省地貌复杂多样, 五分之四以上的地区为高原；生态系统格局复杂, 以草地生态系统为主。作为长江、黄河、澜沧江三大河的发源地, 青海省生态区位重要, 向当地和下游提供了重要的水源涵养、洪水调蓄、土壤保持、防风固沙等生态系统服务, 产生巨大的生态效益。
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| 图 1 青海省生态系统格局分布 Fig. 1 Ecosystem patterns of Qinghai Province |
本研究采用的生态系统格局数据来源于中国生态系统评估与生态安全数据库[23]；统计数据、监测数据来自青海省统计局[24-25]、水利厅[26-27]、生态环境厅[28-29]和气象局；核算参数参照相关资料、文献[30-37]。
2.2 研究方法 2.2.1 核算框架生态资产是指在一定时间、空间范围内和技术经济条件下可以给人们带来效益的生态系统, 包括森林、灌丛、草地、湿地、荒漠等自然生态系统, 农田、城镇绿地等以自然生态过程为基础的人工生态系统, 以及野生动植物资源[22]。生态资产产生和提供生态系统服务, 主要包括物质服务、调节服务、文化服务和支持服务四大类[9]。人类从自然生态系统获得的利益是生态系统服务表达和发挥作用, 产生生态效益。GEP是生态系统生产总值, 指一定区域在一定时间内, 生态系统为人类福祉和经济社会可持续发展提供的最终产品与服务价值的总和, 可以反映一个地区的生态效益。因此, 开展面向生态效益评估的GEP核算研究可以用来评估生态效益, 推动生态效益纳入经济社会评价体系, 提高决策者对生态保护的重视程度, 以便将生态系统对人类福祉的贡献纳入政策制定与实施(图 2)。
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| 图 2 面向生态效益评估的GEP核算框架 Fig. 2 Framework of GEP accounting for ecological benefits assessment |
根据国际学术界普遍认可的产品提供、调节服务、文化服务和支持服务四类分类法[9]和IPBES最新分类法[38], 生态物质产品和文化服务产品的价值已经在市场交易中得到实现, 并体现在地区生产总值GDP中；根据生态效益内涵[15]和GEP核算思路[16], 因此本文面向生态效益评估的青海省GEP核算主要核算青海省的调节服务产品价值。本研究根据青海省生态系统特点和生态区位特征及前人研究[39], 建立了包括水源涵养、洪水调蓄、土壤保持、水体净化、空气净化、防风固沙、碳固定等7个指标在内的青海省生态系统生产总值GEP核算指标体系(表 1)。
| 序号 No. |
核算指标 Accounting indicator |
指标内涵 Indicator content |
| 1 | 水源涵养 | 生态系统通过其结构和过程, 改变水流调节水资源的运输和分配, 有效涵养土壤水分和补充地下水、调节河川流量 |
| 2 | 洪水调蓄 | 生态系统通过蓄积洪峰水量, 削减洪峰, 减轻洪水威胁产生 |
| 3 | 土壤保持 | 生态系统通过其结构与过程减少雨水的侵蚀能量, 减少土壤流失 |
| 4 | 水质净化 | 生态系统对进入其中的污染物进行吸附、转化以及生物吸收等, 使水体得到净化 |
| 5 | 空气净化 | 生态系统净化、阻滤和分解大气中的污染物, 有效净化空气, 改善大气环境 |
| 6 | 防风固沙 | 生态系统通过其结构与过程削弱风的强度和携沙能力, 减少土壤流失和风沙危害 |
| 7 | 碳固定 | 植物通过光合作用将CO2转化为碳水化合物, 并以有机碳的形式固定在植物体内或土壤中, 有效减缓大气中CO2浓度升高, 减缓温室效应 |
(1) 水源涵养
功能量：水源涵养量为本地用水量和净出境水量之和。评估方法如下：
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式中, Qwr为水源涵养量(m3/a)；Qli为当地工业用水量(m3/a)；Qla为当地农业用水量(m3/a)；Qld为当地城镇居民生活用水量(m3/a)；Qle为当地生态环境用水量(m3/a)；Qlw为出境水量(m3/a)；Qew为入境水量(m3/a)。
价值量：运用市场价值法, 以工业、农业和居民生活用水的水价为单价核算水源涵养价值。核算方法如下：
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式中, Vwr为水源涵养价值(CNY/a)；Pli为当地工业用水水价(CNY/m3)；Pla为当地农业用水水价(CNY/m3)；Pld为当地城镇居民生活用水水价(CNY/m3)；Ple为当地生态环境用水水价(CNY/m3)；Qji为j流域工业用水量(m3/a)；Pji为j流域工业水价(CNY/m3)；Qja为j流域农业用水量(m3/a)；Pja为j流域农业水价(CNY/m3)；Qjd为j流域居民生活用水量(m3/a)；Pjd为j流域居民生活用水价格(CNY/m3)；j为流域类型, j=1, 2, 3。
(2) 洪水调蓄
功能量：本研究建立相关模型, 分别评估大暴雨条件下森林、草地等植被和湖泊、水库、沼泽等湿地生态系统蓄积的水流量[35], 为洪水调蓄的功能量。评估方法如下：
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式中：Qfm为洪水调蓄量(m3/a)；Qvfm为植被洪水调蓄量(m3/a)；Qlfm为湖泊洪水调蓄量(m3/a)；Qsfm为沼泽洪水调蓄量(m3/a)；Qrfm为水库洪水调蓄量(m3/a)；Ph为青海省大暴雨产流降雨量(mm)；Rfi为第i种自然植被生态系统的地表径流量(mm)；Siv为第i种自然植被生态系统的面积(km2)；i为自然植被生态系统类型, i=1, 2, …, n；n为自然植被生态系统类型数量, 无量纲；Sl为湖泊生态系统的面积(km2)；Ss为沼泽生态系统的面积(km2)；Sr为水库的面积(km2)。
价值量：本研究采用替代成本法, 运用汛期单位水量的平均洪涝灾害经济损失作为单价, 评估洪水调蓄的价值量。核算方法如下：
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式中：Vfm为洪水调蓄价值(CNY/a)；Cfd为单位水量的平均洪涝灾害经济损失(CNY/m3)。
(3) 土壤保持
功能量：本研究根据修正后的土壤流失方程(RUSLE)和InVEST模型[36], 评估土壤保持量为潜在的土壤侵蚀量与当前生态系统保护下发生的实际土壤侵蚀量的差值, 减少泥沙淤积量和减少面源污染的量为土壤保持量乘以相应的泥沙淤积系数和氮、磷扩散系数。评估方法如下：
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式中：Qsr为土壤保持量(t/a)；Qsd为减少泥沙淤积量(t/a)；QrN为减少氮面源污染量(t/a)；QrP为减少磷面源污染量(t/a)；R为降雨侵蚀力因子(MJ∙mm/hm2∙h∙a)；K为土壤可蚀性因子(t·h/MJ·mm)；LS为坡长坡度影响的地形因子, 无量纲；C为植被覆盖因子, 无量纲；P为工程控制措施因子, 无量纲；λ为泥沙转移淤积系数(%)；cN为土壤中氮含量(%)；dN为土壤中氮向水中扩散的扩散率(%)；cP为土壤中磷含量(%)；dP为土壤中磷向水中扩散的扩散率(%)。
价值量：运用替代成本法, 根据水库清淤工程的成本得到减少泥沙淤积的价值；运用替代成本法, 根据污染物处理成本得到减少面源污染的价值。核算方法如下：
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式中：Vsr为土壤保持价值(CNY/a)；Vsd为减少泥沙淤积价值(CNY/a)；VrN为减少氮面源污染的价值(CNY/a)；VrP为减少磷面源污染的价值(CNY/a)；ρ为土壤容重(t/m3)；Csd为清淤工程成本单价(CNY/m3)；CtN为氮面源污染治理成本单价(CNY/t)；CtP为磷面源污染治理成本单价(CNY/t)。
(4) 水质净化
功能量：根据核算区水体质量情况, 如果污染物排放量超过生态系统自净能力造成明显的水体污染, 则以生态系统的自净量作为水体净化服务的功能量；如果没有明显的水体污染, 则以污染物排放量作为水体净化服务的功能量。评估方法如下：
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式中：Qjwp为第j类水体污染物的水体净化服务功能量(t/a)；Wj为第j类水体污染物的排放量(t/a)；Ai为第i类生态系统的面积(km2)；QWij为单位面积第i类生态系统对第j类水体污染物的净化量(t/km2)；j为水体污染物种类, j=1, 2, 3；i为生态系统类型, i=1, 2, …, I；I为生态系统类型数量, 无量纲。
价值量：采用替代成本法, 以水体污染物排污费征收价格为单价核算水质净化服务的价值量。核算方法如下：
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式中：VWP为水质净化服务价值(CNY/a)；QCOD为COD的净化量(t/a)；CCOD为COD的排污费征收价格(CNY/t)；QNH-N为NH-N的净化量(t/a)；CNH-N为NH-N的排污费征收价格(CNY/t)；QTP为TP的净化量(t/a)；CTP为TP的排污费征收价格(CNY/t)。
(5) 空气净化
功能量：根据核算区空气质量情况, 如果污染物排放量超过生态系统自净能力造成明显的空气污染, 则以生态系统的自净量作为空气净化服务的功能量；如果没有明显的空气污染, 则以污染物排放量作为空气净化服务的功能量。评估方法如下：
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式中：Qjap为第j类空气污染物的空气净化服务功能量(t/a)；Aj为第j类空气污染物的排放量(t/a)；Ai为第i类生态系统的面积(km2)；QAij为单位面积第i类生态系统对第j类空气污染物的净化量(t/km2)；j为空气污染物种类, j=1, 2, 3；i为生态系统类型, i=1, 2, …, I；I为生态系统类型数量, 无量纲。
价值量：采用替代成本法, 以空气污染物排污费征收价格为单价核算水质净化服务的价值量。核算方法如下：
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式中：VAP为空气净化服务价值量(CNY/a)；QSO2为SO2的净化量(t/a)；CSO2为SO2的排污费征收价格(CNY/t)；QNOx为NOx的净化量(t/a)；CNOx为NOx的排污费征收价格(CNY/t)；QPM为粉尘的净化量(t/a)；CPM为粉尘的排污费征收价格(CNY/t)。
(6) 防风固沙
功能量：本研究据修正后的风力侵蚀模型(RWEQ)[37], 以当前土地覆盖模式和风蚀控制措施(如草方格)条件下土壤风蚀量与无植被覆盖条件下土壤风蚀量之间的差值评估生态系统的防风固沙量。评估方法如下：
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式中：Qsp为防风固沙量(t/a)；WF为气候侵蚀因子(kg/m)；EF为土壤侵蚀因子, 无量纲；SCF为土壤结皮因子, 无量纲；K′为地表糙度因子, 无量纲；C为植被覆盖因子, 无量纲。
价值量：本研究运用替代成本法, 根据单位面积沙化土地治理费用核算生态系统防风固沙功能的价值。核算方法如下：
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式中：Vsp为防风固沙价值(CNY/a)；ρ为土壤容重(t/m3)；h为土壤沙化覆沙厚度(m)；Csp为单位治沙工程的成本(CNY/m2)。
(7) 碳固定
功能量：本文运用固碳速率法建立相关模型估算陆地生态系统的年平均固碳量作为固碳服务的功能量。评估方法如下：
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式中：Qcs为生态系统固碳功能量(tC/a)；Qfcs为森林生态系统年固碳量(tC/a)；Qgcs为草原生态系统年固碳量(tC/a)；Qwcs为湿地生态系统年固碳量(tC/a)；Rfcs为森林生态系统固碳速率(tC/hm2·a)；Sf为森林生态系统面积(hm2)；Rgcs为草地生态系统土壤固碳速率(tC/hm2·a)；Sg为草地生态系统面积(hm2)；Riwcs为第i种湿地生态系统的固碳速率(tC/hm2·a)；Siw为第i种湿地生态系统的面积(hm2)；i为湿地生态系统种类, i=1, 2, …, n；n为湿地生态系统种类数量。
价值量：运用替代成本法以造林成本为单价核算固碳服务的价值量。核算方法如下：
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式中：Vcs为固碳服务的价值量(CNY/a)；Cc为造林成本价格(CNY/t)。
3 结果与分析 3.1 青海省GEP组成与特征2015年青海省GEP为464.16亿元, 其中水源涵养价值最大, 为214.28亿元, 占GEP总量的46.2%；其次是防风固沙和土壤保持服务, 占比分别为27.5%和15%。
本研究对青海省GEP的供给进行空间化(图 3)发现, GEP供给由降水较少、以荒漠生态资产为主的西北地区向降水较多、以森林、灌丛和高质量草原生态资产为主的东南地区递增。
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| 图 3 2015年青海省GEP供给和利益相关者空间分布 Fig. 3 The distribution of Qinghai GEP and stakeholders in 2015 |
作为重要的江河源区, 青海省生态资产产生的生态效益不仅为当地的人们提供了惠益, 还为省外下游其他省份甚至是其他国家的居民提供了惠益。本研究将空气净化和当地用水的价值划分为当地利益。水源涵养为其他省份带来的惠益以及洪水调蓄、土壤保持和水体净化等服务的惠益利益相关者则是下游长江、黄河和澜沧江流域的相关省份, 属于区域尺度；由于风沙输送有一定的距离范围[40], 防风固沙的受益者主要为西藏自治区、甘肃省和四川省三个省份, 属于区域尺度。碳固定的惠益则属于全球尺度。
综合来看, 如图 3所示, 2015年青海省GEP的3.19%造福于当地居民；86.79%的GEP的受益者是青海省下游各省, 属于区域尺度；10.02%的GEP供给全球范围内的受益者。
3.3 青海省GEP变化剔除价格因素, 自2000年以来, 以可比价计算, 青海省GEP增加114.05亿元, 增幅为32.58%(表 2)。15年间青海省开展大规模的生态保护和恢复工程使生态资产数量增加、质量提升[22], 提高了生态系统产品和服务的供给, 使GEP增加。其中, 污染物净化价值的增幅较大, 这是因为污染物排放量随着经济发展而增加, 青海省的生态资产在污染物净化中发挥重要作用, 产生生态效益。其次, 生态资产数量和增加和质量的提升使碳固定价值量增加67.42%, 防风固沙、水源涵养、洪水调蓄和土壤保持价值增幅分别为35.76%、35.38%、3.33%和1.94%。
| 生态系统服务 Ecosystem service |
核算科目 Accounting item |
2000年 | 2015年 | 2000—2015年(可比价) | |||||||
| 功能量 | 价值量/ (亿元) | 占比/% | 功能量 | 价值量/ (亿元) | 占比/% | 变化量/ (亿元) | 变化率/% | ||||
| 水源涵养Water retention | 水源涵养/(亿m3) | 561.90 | 110.54 | 40.43 | 495.27 | 214.28 | 46.17 | 56.00 | 35.38 | ||
| 洪水调蓄Flood mitigation | 洪水调蓄/(亿m3) | 0.65 | 0.22 | 0.08 | 0.67 | 0.31 | 0.07 | 0.01 | 3.33 | ||
| 土壤保持 | 减少泥沙淤积/(亿t) | 3.82 | 48.21 | 17.63 | 3.90 | 69.68 | 15.01 | 1.32 | 1.93 | ||
| Soil retention | 减少氮面源污染/(万t) | 0.98 | 0.09 | 0.03 | 1.00 | 0.18 | 0.04 | 0.01 | 5.88 | ||
| 减少磷面源污染/(万t) | 0.07 | 0.02 | 0.01 | 0.07 | 0.02 | 0.00 | 0.00 | 15.79 | |||
| 水体净化 | COD净化量/(万t) | 3.32 | 0.23 | 0.08 | 10.43 | 1.46 | 0.31 | 0.99 | 210.64 | ||
| Water purification | 氨氮净化量/(万t) | 0.35 | 0.03 | 0.01 | 1.00 | 0.18 | 0.04 | 0.12 | 200.00 | ||
| 总磷净化量/(万t) | - | - | - | 0.09 | 0.03 | 0.01 | - | - | |||
| 空气净化 | SO 2净化量(万t) | 3.20 | 0.20 | 0.07 | 15.08 | 1.90 | 0.41 | 1.50 | 375.00 | ||
| Air purification | NO x净化量(万t) | - | - | - | 11.79 | 1.48 | 0.32 | - | - | ||
| 粉尘净化量(万t) | 10.55 | 0.16 | 0.06 | 24.60 | 0.37 | 0.08 | 0.21 | 131.25 | |||
| 防风固沙Sandstorm prevention | 防风固沙(亿t) | 3.30 | 94.11 | 34.42 | 4.48 | 127.76 | 27.52 | 33.65 | 35.76 | ||
| 碳固定Carbon sequestration | 碳固定(亿t) | 0.13 | 19.60 | 7.17 | 0.22 | 46.51 | 10.02 | 18.73 | 67.42 | ||
| GEP | - | 273.40 | 100.00 | - | 464.16 | 100.00 | 114.05 | 32.58 | |||
本研究基于“资产—服务—效益”链条, 提出面向生态效益评估的GEP核算框架、指标体系和技术方法。以青海省为例, 开展面向生态效益评估的GEP核算研究, 核算青海省森林、灌丛、草地和湿地生态资产产生的生态效益。作为“中华水塔”, 青海省的水源涵养功能是价值最大的单项服务；作为我国西北地区的风沙源区, 青海省的生态资产在防风固沙方面发挥重要作用。研究核算的青海省GEP低于先前对青海生态系统服务价值的评估。造成这种情况的主要原因包括指标体系差异和核算方法的差异。指标体系方面, 本研究提出面向生态效益评估的GEP核算指标体系没有包括物质产品、文化服务和调节服务的气候调节和氧气生产等指标[41-43]；技术方法方面, 与谢高地等[39]使用的中国化的基于单位面积价值的“当量法”相比, 本研究在水源涵养和洪水调蓄价值量核算的单价选择和核算方法方面有所创新。
根据现有的数据体系和方法核算的GEP是有科学意义和现实意义的。本研究在GEP核算中尽可能使用统计数据和监测数据, 尽可能使用与人类福祉相关并且在实际生活中广泛应用的价格参数, 尽可能核算生态系统实际提供的生态产品发挥作用的价值, 而非生态系统的潜力。结果表明, GEP可以作为生态效益评估的指标。对青海省GEP相关利益者进行分析发现, 青海省GEP大部分受益者是下游发达地区, 但青海却没有从受益者处得到相应量级的付费。与青海相似, 我国很多地区拥有丰富的生态资产, 但却属于经济发展贫困区, 又要承担巨大的机会成本保护生态资产, 得到的生态补偿主要来源于政府付费, 无法因为保护生态资产而获得相应的利益。同时这些地区正在逐步调整以GDP为核心的政府绩效考核模式。以GEP作为生态效益的评估指标, 不仅可以作为GDP的重要补充, 对地方政府经济和生态绩效开展综合评估, 还可以作为“绿水青山”向“金山银山”转化的依据和参考, 为决策者提供重要的信息。
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