Dante Pinochet T1., Joaquín
Aguirre A1. y Eduardo Quiroz R2.
1 Instituto de Ingeniería Agraria y Suelos. Facultad de Ciencias
Agrarias. Universidad Austral de Chile. Casilla 567. Valdivia. Chile. e-mail:
dpinoche@uach.cl
2 Instituto de Química. Facultad de Ciencias. Universidad
Austral de Chile. Casilla 567. Valdivia. Chile.
Recepción originales 7 de diciembre de 2001
Cadmium, mercury and lead leaching study on soils derived from volcanic ashes.
Key words: heavy metals, trumao soils, red clayed soils, leaching, sorption.
The leaching of cadmium, lead and mercury was studied on undisturbed soil samples of soil derived from volcanic ashes. The soil samples were collected from two depths 0-15 cm and 15-30 cm from an Andisol (Valdivia soil series) and from an Ultisol (Los Ulmos soil series) with PVC cylinders with a soil volume content of 396 cm3. Solutions containing Cd, Pb and Hg of known volume and concentration were applied to totals of 2.3, 0.23, and 23 mg L-1 for Cd, Hg and Pb, respectively. Applications were done each seven day until a total of thirteen. From each application a percolate was collected and the heavy metal content was analyzed by atomic spectrometry. The soils evaluated presented over 96 % of Cd, Hg and Pb retention of the amount applied, which was reflected on the low amount leached from the total metals applied. The retention varied with the soil type and the soil depth, presenting the Valdivia soil at 15-30 cm depth the higher retention but the same soil the lowest retention at 0-15 cm depth. The red clay soil Los Ulmos presented an intermedium retention and a low variation between both soil depth evaluated. From the heavy metals evaluated cadmium presented the high leached amount from the total applied.
Palabras claves: metales pesados, suelos trumaos, suelos rojo arcillosos, percolación, retención.
Se estudió la lixiviación de cadmio, mercurio y plomo en muestras no disturbadas de suelos derivados de cenizas volcánicas. Se colectaron muestras de dos profundidades de 0-15 cm y 15 –30 cm desde un Andisol (Serie Valdivia) y de un Ultisol (Serie Los Ulmos) con cilindros de PVC que contenían un volumen de suelo de 396 cm3. Se aplicaron soluciones conteniendo Cd, Hg y Pb de volumen y concentración conocida hasta totalizar una adición de 2,3; 0,23 y 23 mg L-1 para Cd, Hg y Pb, respectivamente. Las aplicaciones se realizaron una vez cada siete días, totalizando trece aplicaciones. Por cada aplicación se recogió el percolado, en el cual se analizó el contenido de los metales por espectrofotometría de absorción atómica. Los suelos estudiados presentaron altos niveles de retención de Cd, Hg y Pb, por sobre el 96% de la cantidad aplicada, lo cual fue reflejado en la baja lixiviación total de los metales aplicados. La retención varió con el tipo de suelo y la profundidad de suelo, presentando el suelo trumao Valdivia a una profundidad de 15-30 cm la mayor retención y de 0-15 cm de profundidad la menor retención. El suelo rojo arcilloso Los Ulmos presentó valores intermedios de retención y la menor variación con la profundidad del suelo. De los metales pesados estudiados el Cd presenta la mayor lixiviación en los suelos con respecto a la cantidad aplicada.
Los metales pesados son componentes naturales del medio ambiente, sin embargo,
su acumulación en los suelos es de preocupación ya que están
siendo aplicados a los suelos en cantidades crecientes a través de los
años (Wild, 1994; Alloway, 1995).
El término “metal pesado” se refiere a los metales con una
densidad mayor que un cierto valor, usualmente 5 a 6 g cm-3. Estos
son descargados en los subproductos industriales, de los cuales arsénico
(As), cadmio (Cd), cromio (Cr), cobre (Cu), mercurio (Hg), niquel (Ni), plomo
(Pb) y zinc (Zn) están listados por la Directiva de la Comisión
Europea como productores de un gran daño a la vida de las plantas o animales,
cuando sus concentraciones alcanzan valores mayores que ciertos umbrales críticos
en los suelos o en las plantas. Las concentraciones naturales de Cd, Hg y Pb
en mg kg-1 de suelo son 0,01-1,0; <0,01-0,52; y 0-200, y los límites
para la concentraciones máximas en los suelos son 3, 1,5 y 300 mg kg-1,
respectivamente (Alloway, 1995; González,
2000).
El suelo es uno de los mayores reservorios en los cuales se acumula la contaminación
ambiental (Alloway, 1995). Sobre el 90% de la contaminación
ambiental producida es retenida en las partículas de suelo y cerca del
9% es interceptada en los sedimentos acuáticos. Particularmente, la contaminación
de un suelo con metales pesados es de preocupación ya que éstos
presentan un alto tiempo de residencia en el suelo, estableciéndose un
equilibrio dinámico con la hidrósfera, atmósfera y biósfera
y de esta forma alterando el ecosistema, incluyendo al ser humano (Huang,
1999).
En Chile, existen escasos estudios sobre la acumulación y movimiento
de los metales pesados en los suelos. Los principales estudios se refieren a
la contaminación producida por la minería del cobre en la zona
norte y central del país, la cual está asociada en algunos casos
a la acumulación de metales pesados como As, Cd, Pb y Zn (González,
2000). Actualmente, la acumulación de metales pesados en los suelos
no sería de gran relevancia, dado que la entrada de metales pesados estaría
disipada por la capacidad amortiguadora de los suelos (González,
1995).
Por su parte la agricultura es una fuente difusa de contaminación de
los suelos con metales pesados. Estos metales se presentan como contaminantes
en fertilizantes minerales, en compost y en otros compuestos orgánicos
que se aplican a los suelos a través de diversas prácticas agrícolas.
El ingreso de metales pesados estaría asociado a las prácticas
de aplicación de materiales fertilizantes orgánicos e inorgánicos.
De esta forma, Camobreco et al. (1996) señalan que la
aplicación como enmienda de fangos obtenidos a partir de desechos industriales
y de aguas residuales aplicadas por un largo período de tiempo, produce
una acumulación significativa de metales pesados en los suelos. Por su
parte, McLaughlin et al. (1996) y Mazzarino
(1999) señalan que el ingreso de metales pesados como impurezas en
los fertilizantes minerales, descontando las exportaciones en los cultivos cosechados,
han producido acumulación en suelos australianos de As, Cd, Pb y Hg.
De ellos Cd se acumula en los suelos fertilizados más rápido que
As, Pb o Hg. En Chile, estudios recientes muestran un aumento de Cd en los fertilizantes
fosforados, lo cual puede producir una acumulación de éste metal
en los suelos (Bonomelli et al. 2001). La transferencia de
Cd a las porciones comestibles de los cultivos agrícolas es mayor que
para los otros elementos y Hg y Pb poseen un riesgo muy bajo de acumularse en
concentraciones tóxicas en los cultivos para alimentación humana
(McLaughlin et al., 1996; Mazzarino, 1999).
Los efectos de la acumulación de los metales pesados serían relevantes
en las plantas y han sido ampliamente estudiados (Alloway, 1995).
Así, estudios en China han demostrado que el crecimiento de plántulas
es más afectado por Cd seguido de Hg y luego Pb (Hsu y Chou,
1992). Además, Mazzarino (1999) observó
que en suelos muy ácidos aumenta la biodisponibilidad de Cd, mientras
que el Pb no es absorbido significativamente por las plantas a ningún
pH, en estudios realizados en suelos sometidos a contaminación con residuos
orgánicos.
El movimiento de metales pesados en el suelo, en ecosistemas naturales ha sido
generalmente considerado mínimo o prácticamente inexistente (Li
y Shuman, 1996). Sin embargo, a pesar de su lento transporte en los perfiles
de suelo, es de gran importancia ambiental, ya que cuando se acumulan en los
suelos, finalmente estos pueden llegar a contaminar las aguas subsuperficiales
(Li y Shuman, 1996). De esta forma, estudios realizados por
McLaughlin et al. (1996) y Mazzarino
(1999) muestran que la concentración de Cd soluble ha aumentado y
que la disponibilidad de Cd declina solo ligeramente a través del tiempo,
debido a los procesos de acidificación y salinización de los suelos,
lo cual aumenta el riesgo de movimiento y posibilidades de contaminación.
En general, los estudios realizados en muestras disturbadas de suelo parecen
indicar que existiría una escasa movilidad de metales pesados a través
de los suelos (Li y Shuman, 1996); sin embargo, estudios con
muestras no disturbadas de suelo han mostrado una significativa movilidad de
Cd y de Pb (Camobreco et al., 1996) y que el flujo preferencial
solo o en combinación con materia orgánica soluble, facilita el
transporte y puede acelerar la lixiviación de cationes metálicos
a través del suelo.
Por ello, el objetivo de este estudio es conocer la capacidad de acumulación
y lixiviación de los metales pesados en los principales tipos de suelos
de la X Región, los cuales presentan una alta porosidad de drenaje y
altos contenidos de materia orgánica.
Dos tipos de suelos, de diferentes características químicas y
físicas fueron utilizados en este estudio, ambos ubicados en la provincia
de Valdivia, Décima Región, Chile. La serie de suelo Los Ulmos
(Typic Paleohumult) clasificada localmente como rojo arcilloso y muestreada
bajo condición de renoval de bosque nativo. El otro suelo correspondió
a la serie Valdivia (Typic Hapludand), clasificado localmente como trumao, bajo
condición de pradera permanente. En cada sitio se colectaron muestras
inalteradas con cilindros de PVC (7,1 cm de diámetro y 10,0 cm de altura),
de un volumen de suelo de 396 cm3. Se utilizaron volúmenes
de cilindros similares a los usados para la determinación de rutina de
la densidad aparente de los suelos, de forma que los errores producidos por
flujo lateral de las columnas fueran similares a los producidos en la determinación
de la densidad aparente. En cada suelo, tres muestras fueron tomadas independientemente
de las profundidades de 0-15 cm y de 15-30 cm. Para la caracterización
del suelo en las distintas profundidades evaluadas se colectó una muestra
compuesta de 8 submuestras desde diferentes puntos en el área de muestreo.
Las características de las muestras de suelo se presentan en el Cuadro
1
A las muestras colectadas inalteradas se les colocó en su parte inferior
un filtro de papel Whatman Nº5, y una malla de poliuretano de 1 mm de reticulado,
para evitar pérdidas significativas de partículas de suelo. Este
cilindro, a su vez, fue montado sobre un embudo de vidrio y sellada su unión
con papel parafilm para evitar contaminaciones aéreas externas. Este
embudo fue recibido en un vaso de precipitado de 100 mL, el cual fue retirado
y cambiado después de cada percolación.
Las muestras en los cilindros fueron homogeneizadas en su contenido inicial
de humedad por la aplicación de agua destilada hasta saturación
y posterior drenaje por 48 horas. Se asumió que éste es el punto
de máxima retención de humedad de los suelos. Posteriormente,
se aplicó una solución que contenía Pb, Cd y Hg de volumen
y concentración conocida. Las aplicaciones se realizaron una vez cada
siete días, totalizando trece aplicaciones. En la primera aplicación
se adicionó una lámina de 38 mm (150 mL) de solución contaminada
y en las posteriores doce se aplicó una lámina de 13 mm (50 mL).
En las primeras cinco aplicaciones se utilizaron concentraciones de 0,3; 0,03
y 3 mg L-1 de Cd, Hg y Pb, respectivamente, con el fin de mantener
la proporción promedio de estos metales encontrada en forma natural en
los suelos. A partir de la sexta aplicación se duplicaron las concentraciones
a agregar, dando 0,6; 0,06 y 6 mg L-1 para Cd, Hg y Pb, respectivamente.
Las trece aplicaciones totalizaron una adición de 2,3; 0,23 y 23 mg L-1
para Cd, Hg y Pb, respectivamente. En el volumen de solución percolado
se analizó el contenido de los metales por espectrofotometría
de absorción atómica, utilizando un horno de grafito.
Las relaciones entre el contenido lixiviado y la cantidad de metal pesado aplicado
fueron evaluadas a través de análisis de regresión utilizando
el programa GraphPad v.2.0.
De acuerdo a la caracterización química y física, los suelos en estudio difirieron en sus contenidos de materia orgánica (MO), capacidad de intercambio catiónico (CICE) y en su contenido de arcilla, además estos contenidos difirieron con la profundidad del suelo. En términos generales, la MO y la CICE disminuyeron con la profundidad del suelo en tanto que el contenido de arcilla aumentó en profundidad. El suelo Valdivia presentó un mayor contenido de MO que el suelo Los Ulmos en ambas profundidades (Cuadro 1). Sin embargo, la CICE del suelo Los Ulmos es casi el doble mayor que la del suelo Valdivia en ambas profundidades. Esta mayor CICE estuvo correlacionada con el mayor contenido de arcilla del suelo Los Ulmos (Cuadro 1). Por otra parte, los suelos en estudio no difirieron considerablemente en sus valores de pH, aluminio extractable y contenido inicial de metales pesados (Cuadro 1).
| Cuadro 1: |
Características de los suelos Los Ulmos y Valdivia medidos en dos profundidades de muestreo. | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| Table 1: |
Soil characteristics of Los Ulmos and Valdivia soil series measured
at two sampling depths |
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El porcentaje de lixiviación del total de metales aplicados en solución
(Hg, Cd y Pb) a las muestras de suelo, fue inferior al 4% con valores de: 1,4;
1,8; 3,8 y 1,1 para el suelo Los Ulmos en la profundidad de 0-15, Los Ulmos
en la profundidad de 15-30, Valdivia en la profundidad de 0-15 y Valdivia en
la profundidad de 15-30 cm, respectivamente. Esto indicaría que estos
suelos en las dos profundidades estudiadas retuvieron más del 96% de
los metales pesados agregados, siendo el suelo Valdivia el que presentó
la mayor retención a una profundidad de 15-30 cm, y la menor retención
a una profundidad de 0-15 cm, en comparación con el suelo Los Ulmos,
el cual presentó valores intermedios de retención y una menor
variación en profundidad.
Los datos obtenidos a partir de la relación entre la cantidad acumulada
de Cd, Hg y Pb adicionada a las muestras de suelos y la cantidad lixiviada acumulada
de éstas, se ajustaron a una ecuación cuadrática y = a
+ bx + cx2, donde a corresponde a la cantidad inicial lixiviada
de metales pesados, b a la resistencia inicial a la lixiviación
del metal aplicado en solución y c corresponde al factor que modifica
la relación desde la linearidad (Cuadro 2).
| Cuadro 2: |
Parámetros de la ecuación cuadrática ajustada a la relación entre la cantidad de Cd, Hg y Pb aplicado y lixiviado en las muestras de suelo no disturbadas colectadas a dos profundidades. | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
| Table 2 : |
Parameters of the adjusted quadratic equation on the relationship
between Cd, Hg and Pb applied and leached on undisturbed soil samples collected
at two depths. |
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La mayor lixiviación inicial de Cd ocurrió en el suelo rojo arcilloso
serie Los Ulmos lo que se refleja en el mayor valor del parámetro a
de la ecuación ajustada (Cuadro 2), el cual fue diferente estadísticamente
de la cantidad inicial de Cd lixiviada en las dos profundidades del suelo trumao
serie Valdivia. Además, el suelo Valdivia presentó una lixiviación
inicial significativamente mayor de Cd en la estrata inferior (15-30 cm) que
en la estrata superior (0-15 cm). El mayor grado de lixiviación inicial
del suelo Los Ulmos indica indirectamente que el suelo Valdivia tendría
una mayor retención del Cd inicial del suelo. Debido al desconocimiento
de las formas de retención del Cd inicial del suelo (precipitado, adsorbido
o complejado en la materia orgánica) y a la influencia de la capacidad
tampón de los suelos sobre la liberación del Cd inicial, no es
posible tener una explicación clara del fenómeno observado. Por
su parte, el parámetro b de la ecuación da una medida de
la resistencia inicial a la lixiviación del metal aplicado en solución.
Se observó que el suelo Los Ulmos presentaría una mayor retención
de Cd que el suelo Valdivia debido a que la pendiente b se presenta como
un valor negativo en el suelo Los Ulmos (Cuadro 2) indicando que después
de la lixiviación inicial, el suelo retiene en sus primeros centímetros
la totalidad de Cd aplicada, no permitiendo así su lixiviación.
Esto fue observado en ambas profundidades estudiadas. Por su parte el suelo
Valdivia, presenta una pendiente positiva indicando que la lixiviación
de Cd aumentó desde las primeras aplicaciones, lo que permite especular
que su capacidad de retención del Cd sería menor que la obtenida
para el suelo Los Ulmos. También se observó diferencias significativas
entre las profundidades analizadas, obteniéndose un valor menor en la
profundidad de 15-30 cm, lo que indicaría que esta estrata presenta una
mayor retención de Cd que la estrata superficial. La mayor resistencia
inicial a la lixiviación de Cd presentada por el suelo Los Ulmos puede
estar relacionada con una mayor adsorción de Cd. La adsorción
de este elemento en el suelo ha sido correlacionada positivamente con el pH,
la CIC, el contenido de materia orgánica, de óxidos de Fe y Mn
y de arcillas silicatadas (Wild, 1993; Pardo,
1997) los cuales están presentes en altas cantidades en este tipo
de suelo (Fassbender, 1987). De esta forma, el mayor valor
de pH, capacidad de intercambio catiónico y mayor contenido de arcilla
del suelo rojo arcilloso Los Ulmos explicarían en parte la mayor retención
de este metal. Por otro lado, que las tres propiedades del suelo mencionadas
anteriormente, ejercerían un efecto significativamente mayor que el contenido
de materia orgánica en la adsorción del suelo, ya que el suelo
Los Ulmos presentó contenidos de MO muy inferiores a los presentados
por el suelo Valdivia. El parámetro c de la ecuación permite analizar
el comportamiento de la lixiviación de Cd en la medida que aumenta el
número de aplicaciones y la respectiva acumulación de este metal
en el suelo. Al aumentar el número de aplicaciones se observó
un aumento de la lixiviación de Cd en ambos suelos. Ello estaría
dado por el valor positivo del parámetro c de la ecuación. Este
aumento de la lixiviación fue significativamente mayor en la profundidad
de 15-30 cm del suelo los Ulmos (Cuadro 2), lo que podría estar influenciado
por el menor contenido de materia orgánica en esta estrata de suelo.
Los suelos difirieron en su comportamiento con respecto al Hg y Pb aplicados.
Dos ecuaciones fueron ajustadas con respecto a su comportamiento de lixiviación.
Una ecuación lineal para la estrata de 0-15 cm del suelo Valdivia y una
ecuación cuadrática para la profundidad de 15-30 cm del mismo
suelo y para el suelo Los Ulmos, en ambas profundidades (Cuadro 2). La lixiviación
del Hg inicial del suelo disminuyó significativamente en profundidad
en ambos suelos. Entre los suelos, la estrata superficial presenta lixiviaciones
similares, en tanto que la estrata de 15-30 cm presenta una mayor lixiviación
del Hg inicial en el suelo Los Ulmos. Ello indicaría que el Hg contenido
en los suelos estaría más retenido en las estratas en profundidad
y que entre ellas el suelo Valdivia presentó una mayor retención,
lo cual se reflejó en las diferencias estadísticas en el parámetro
a de la ecuación ajustada. Según la resistencia inicial
a la lixiviación de Hg aplicado (parámetro b), se observó
un comportamiento similar entre las dos profundidades del suelo Los Ulmos y
la profundidad de 15-30 cm del suelo Valdivia. Sin embargo, la profundidad de
0-15 cm del suelo Valdivia presenta una lixiviación de Hg constante e
independiente de la cantidad de Hg aplicada (Cuadro 2). Por su parte, el parámetro
c permite analizar el comportamiento de la lixiviación de Hg,
de tal forma que al incrementar las aplicaciones de Hg, se observó un
aumento de la lixiviación de este metal en el suelo Los Ulmos en ambas
profundidades y también en el suelo Valdivia en la profundidad 15-30
cm.
El comportamiento de los suelos, en general, con respecto al Pb mostró
un patrón ligeramente diferente a los observados para Cd y Hg. El suelo
Los Ulmos presentó una mayor lixiviación del Pb inicial que el
suelo Valdivia (parámetro a) y ésta varió además
con la profundidad en el suelo Los Ulmos, presentando la mayor lixiviación
en las muestras de 0-15 cm. Sin embargo, el suelo Valdivia no presentó
diferencias significativas en profundidad. Por su parte, el parámetro
b de la ecuación indica que las muestras de profundidades de 15-30
cm de suelo presentan un comportamiento similar en los dos tipos de suelos.
En ellas, se observó que existe una respuesta a la aplicación
de Pb en la lixiviación en la medida que se aumenta la cantidad de Pb
aplicada y aumenta la cantidad de agua lixiviada. Sin embargo, las muestras
superficiales de ambos suelos presentaron comportamientos diferentes. El suelo
Los Ulmos presenta una resistencia inicial a la lixiviación del Pb aplicado,
lo cual se refleja en el valor negativo del parámetro b, lo cual
implica un aumento de la adsorción incluso por sobre las cantidades de
Pb aplicado. Por otra parte, las muestras superficiales del suelo Valdivia muestran
una mayor lixiviación del Pb aplicado, que no varía en proporción
con la dosis de Pb aplicada. En general, las muestras del suelo Los Ulmos y
la estrata de 15-30 cm del suelo Valdivia presentaron un incremento de la lixiviación
de Pb en la medida que se adicionó más Pb (parámetro c).
Los bajos porcentajes de lixiviación de los metales aplicados implican
que existe una alta retención de metales aplicados en los suelos (Figura
1), la cual en general aumentó con la profundidad en el suelo Valdivia.
Sin embargo, este comportamiento difiere en las muestras colectadas del suelo
Los Ulmos, mostrando que la retención disminuyó en profundidad
para el caso del Cd y el Pb, y aumentando para el Hg. En relación a la
cantidad de metal aplicada y lixiviada y a pesar de que se adicionaron distintas
concentraciones de metales en solución, se observó un comportamiento
similar entre Hg y Pb diferenciándose en su comportamiento del Cd. Ello
se vio reflejado en el parámetro c de la ecuación ajustada,
el cual fue mayor en todos los casos estudiados, lo que ratificaría que
de los metales estudiados es el de mayor movilidad en el suelo. Este resultado
es coincidente con otros estudios en distintos suelos (McBride
et al., 1981; Elliot et al., 1986) donde
se observó que la movilidad relativa de los elementos en el suelo es
mayor para Cd que Pb, aunque en estos estudios no se incluyó Hg. Además
en el estudio realizado por Camobreco et al., (1996),
se detectaron diferentes grados de movimientos de metales pesados a través
de columnas de suelos dependiendo del grado de disturbación de las muestras.
Los suelos homogeneizados retuvieron todos los metales adicionados, sin embargo,
los suelos sin disturbar presentaron distintos grados de movilidad. Ello puede
explicar la mayor lixiviación de Cd, Hg y Pb presentada por el suelo
Valdivia de 0-15 cm, ya que esta muestra probablemente sea la que presentaría
la mayor presencia de poros de drenaje, al provenir de praderas presentaría
la mayor presencia de bioporos producidos por las raíces.
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| Figura 1: |
Cantidades acumuladas de cadmio, mercurio y plomo lixiviado en función de la cantidad aplicada. |
| Figure 1: | Cumulative leaching of cadmium, mercury and lead as a function of
the amount applied. |
Los suelos estudiados presentaron altos niveles de retención de Cd, Hg y Pb, lo que se refleja en la baja lixiviación del total de estos metales aplicados. Esta retención varió con el tipo de suelo y la profundidad de suelo considerada. La mayor retención la presentó el suelo trumao serie Valdivia a una profundidad de 15-30 cm, junto a la menor retención a 0-15 cm de profundidad. El suelo rojo arcilloso Los Ulmos presentó valores intermedios de retención y menor variación en profundidad. La cantidad de Cd, Hg y Pb lixiviada varió con la dosis aplicada y con la cantidad de agua percolada, mostrando niveles crecientes de lixiviación con el aumento de la dosis y agua percolada. De los metales pesados estudiados el Cd presenta la mayor movilidad en los suelos.
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