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页岩气是一种潜在资源量巨大的非常规天然气资源，具备天然气清洁能源的特性[1]。页岩气开采主要采用水力压裂技术和水平钻井技术[2]，开采过程中会产生大量采出水，其成分复杂，既含有地层水中的盐类、重金属和微生物，也含有钻井液、压裂液中的各种化学添加剂[3-4]。随着国家对页岩气田水排放要求不断提高和环保监管逐步规范化，对页岩气田采出水处理达标排放处理技术研究迫在眉睫。
四川省环境保护厅修订的《四川省水污染物排放标准》（DB51/190-93）中一级排放标准规定，氯化物质量浓度≤300 mg/L，氨氮质量浓度≤15 mg/L，化学需氧量（COD）≤100 mg/L。页岩气采出水中COD、氯化物、氨氮都严重超标，其中，高盐废水中的有机物脱除是重点和难点之一。相对于化学氧化法来说，采用微生物法去除有机物和脱氨氮的运行成本更低，因此，采用耐盐菌技术处理页岩气采出水是具有实际应用价值的研究课题。
单独膜生物反应器（MBR）技术结合生物处理技术和膜分离技术，可实现菌体和废水的有效分离，为避免耐盐菌流失，工艺应用过程中结合MBR，将耐盐菌截留。国内外已有部分学者对MBR在高盐体系中的应用进行了相关研究。Luo等[5]研究高盐条件对MBR中微生物代谢活动的影响，废水中NaC1质量浓度低于10 g/L时MBR对痕量有机化学物去除率维持在99%，但当NaC1质量浓度超过10 g/L时，平均去除率降至80%；Reid等[6]利用中试装置研究了活性污泥在高盐水中的特性及MBR性能的影响，同样得出高盐度极大地影响活性污泥的物理和生化性质；Tokuz等[7]研究了氯化钠和硫酸钠等无机盐对活性污泥处理的影响，发现当氯化钠质量浓度低于35 g/L时，NaC1质量浓度仅对系统内微生物影响有限，而硫酸钠对系统的影响更小。此外，另有学者将耐盐菌与MBR相结合，季民等[8]通过投加专性耐盐菌强化MBR工艺对大港垃圾填埋场渗滤液进行处理，研究表明，当进水NaC1质量分数为2.1%时，投加耐盐菌后，CODCr去除率为65.2%，是未投加耐盐菌的2倍。
MBR技术在高盐废水中的应用具有出水水质好、占地面积小等优点，但是实际工程化应用过程中存在膜污染问题[9]，主要与膜本身的性质、运行条件和MBR反应器内混合液的性质有关。Chu等[10]研究表明多糖和其他生物聚合物聚集在膜上时会改变膜表面性质，使得生物质更容易附着，且沉积的泥饼更加紧密，导致膜污染更严重。Gao等[11]研究表明，微生物群落分布均匀度越高，膜污染越严重。Huang等[12]认为，胶体污染物直径与膜孔径接近时，更易造成膜污染。
现阶段，国内外对耐盐菌与MBR组合工艺的相关研究较少，本文中采用MBR与耐盐菌结合的工艺，对比了缺氧反应器-膜生物反应器（AR-MBR）和单独膜生物反应器（MBR）两种运行方式对高盐废水中污染物的去除效果，同时探讨了两种运行方式的膜污染情况与相关机理，为页岩气采出水生化处理提供参考。
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本实验自制2套实验装置，AR-MBR组合反应系统和单段MBR反应系统。其中，AR-MBR组合反应系统是在MBR反应器前面设置一个缺氧反应器，缺氧反应器内设置有易于微生物生长的纤维丝填料，MBR内的混合菌液回流至缺氧反应器内，回流比（回流水体积与进水体积之比）为2.5∶1，两个反应器中间底部有管路相连。MBR内设置有一组聚偏氟乙烯（PVDF）材质的平板膜，膜孔径为0.03~0.08 μm，总膜面积为0.075 m2；每个反应器的尺寸均为20 cm×15 cm×25 cm，有效容积为2 L。膜组底部设置有微孔曝气管，运行期间连续曝气，膜生物反应器中设置高液位保护，通过蠕动泵实现整个系统的进水、MBR产水和AR-MBR系统内回流。产水蠕动泵由时间继电器控制，采用运行8 min、停2 min的运行模式，由真空压力表显示MBR产水管路上压力，用于监测MBR产水管路上压力变化情况，实验装置示意图如图1所示。
实验过程中向反应器内投加体积分数为1%、菌株编号为206 BP的耐盐菌富集液，该菌是前期研究中筛选分离出的能高效降解页岩气采出水中有机物的粉红色芽孢杆菌。
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本文废水取自四川省宜宾市境内的页岩气采出水，其水质分析见表1（表中TDS为总溶解固体，TOC为总有机碳），该废水不仅含盐量高，且有机物浓度和氨氮浓度也比较高，其中含盐量主要以NaCl为主。
图 1 缺氧膜生物反应器与膜生物反应器示意图
Figure 1. Schematic diagram of AR -MBR and MBR
${\rm{pH}}$ 
${\rm{TDS}}/$ 
（g·L−1）${\rm{TOC}}/$ 
（mg·L−1）${\rho_{_{{\rm{N} }{ {\rm{H} }_{\rm{3} } }{\rm{ - N} } }} }/$ 
（mg·L−1）${\rho _{_{{\rm{C} }{ {\rm{l} }^{\rm{ - } } } }}}/$ 
（g·L−1）8.6±0.5 38.5±1 96.1±5 68.2±5 22.9±1 表 1 废水水质分析
Table 1. Analysis of wastewater
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（1）SMP的提取和测定
反应器中取50 mL 混合液，在4 000 r/min 的转速下进行离心分离 5 min，将上清液通过0.45 μm的醋酸纤维滤膜过滤，然后再分析滤液中蛋白质和多糖含量，将其相加即为SMP的含量。
（2）EPS的提取和测定
反应器中取50 mL混合液，在4 000 r/min 的转速下进行离心分离5 min，然后将上清液移去，再加去离子水至50 mL，在水浴锅中80 °C下加热30 min，再在 4 000 r/min 的转速下离心分离 5 min，取上清液通过 0.45 μm的醋酸纤维滤膜进行过滤，然后再分析滤液中蛋白质和多糖含量，将其相加即为EPS的含量。
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TOC测定采用TOC测定仪；氨氮采用纳氏试剂分光光度法[13]；TDS采用重量法；氯离子浓度采用滴定法；蛋白质采用Folin-酚分光光度法[14]；多糖含量采用苯酚-硫酸法[15]测定。
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整个实验过程分为A、B、C、D 4个阶段，A阶段TOC质量浓度为96.1 mg/L，后续为了调整
${\rho _{{\rm{TOC}}}}{\rm{/}}{\rho _{\rm{N}}}$ ，通过外加葡萄糖的方式，提高B、C、D段的TOC质量浓度，分别提高至158.2、207.4、276.8 mg/L，相应的耐盐菌装置对TOC的去除率也不断提高，TOC去除率结果如图2所示，当反应系统运行至后期，AR-MBR系统的TOC去除率为88%，出水TOC质量浓度小于35 mg/L，MBR反应器的TOC去除率为80%，出水TOC质量浓度在50 mg/L左右，AR-MBR系统的TOC去除率略高于单独MBR系统。不同研究中因微生物不同，处理对象不同，所以处理效果也会有较大差异，林玉科等[16]采用MBR系统处理NaCl质量分数为3.5% 的配水水样，通过投加嗜盐菌生物强化活性污泥，可实现COD去除率90%；李彬等[17]采用MBR系统处理 NaCl质量浓度为9.5 g/L的配水水样，经99 d驯化后，TOC去除率为70%。
图 2 AR-MBR与MBR的TOC去除率
Figure 2. TOC removal efficiency of AR-MBR and MBR
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页岩气采出水中氨氮质量浓度较高，生化法脱除氨氮是相对经济的处理方式。氨氮质量浓度及其去除率结果见图3。控制整个实验过程的4个阶段（A、B、C、D阶段）的
${\rho _{{\rm{TOC}}}}{\rm{/}}{\rho _{\rm{N}}}$ 分别为1.4、2.3、3.0、4.1。由图3可知，在${\rho _{{\rm{TOC}}}}{\rm{/}}{\rho _{\rm{N}}}$ 不断提高的过程中，氨氮的去除率不断提高，到了D阶段的稳定期，单独MBR反应器的氨氮去除率达到75%，AR-MBR组合系统的氨氮去除率可达到90%，AR-MBR组合处理系统的处理效果更好。诸多学者研究了盐分对硝化反应的影响，但是研究结果差异比较大，叶芳凝等[18]研究结果表明，随着进水NaCl质量分数增加，MBR的氨氮去除率降低、氨氧化速率（AOP）下降，当NaCl质量分数到6%时，氨氮去除率降低至31.89%；Jang等[19]研究结果表明在MBR处理系统中，当NaCl质量浓度从5 g/L提升到20 g/L时，氨氮的去除效率由87%下降到46%；但是Dincer 等[20]]研究表明向污泥中加入了富集的混合菌株后，NaCl质量浓度对硝化效果的影响较小。本实验中，NaCl质量浓度为38.5 g/L，并向反应器中投加了前期研究中分离富集的耐盐菌206 BP，实验结果表明，这株耐盐菌在NaCl质量浓度较高情况下，对氨氮具有良好的脱除效果，并且AR-MBR组合系统对氨氮的脱除效果比MBR系统更好。
图 3 MBR与AR-MBR的氨氮质量浓度及其去除率
Figure 3. Ammonium-nitrogen mass concentration and removal efficiency of MBR and AR-MBR
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跨膜压差(TMP)反映了MBR系统中的膜污染情况，在工程应用中通过在线监测TMP进行控制膜反洗和确定清洗时间。本文中对MBR和AR-MBR组合系统运行过程中的TMP进行了实时记录，如图4所示，当TMP超过50 kPa时认为膜污染已比较严重，采用2 g/L次氯酸钠溶液对平板膜进行浸泡清洗2 h，然后重新开始运行，整个运行期35 d。在整个运行过程中，MBR系统清洗2次，运行3个周期，并且在清洗后进行第2周期和第3周期运行时，TMP在较短时间内上升很快；AR-MBR系统清洗1次，运行2个周期，第2个周期在运行35 d时TMP不到30 kPa。
图 4 MBR与AR-MBR的跨膜压差变化曲线
Figure 4. TMP changing curves of MBR and AR-MBR
分别对AR-MBR组合系统和MBR系统的TMP变化曲线进行线性回归得到斜率，即总膜污染速率，也就是TMP上升速率（k），如表2所示。
Frequency k /(kPa·d−1) MBR AR-MBR 1 6.5 3.4 2 9.6 1.8 3 9.9 / 表 2 MBR与AR-MBR的总膜污染速率
Table 2. Total membrane fouling rates of MBR and AR-MBR
由表2可知，MBR系统3个运行周期的总膜污染速率有显著上升，AR-MBR系统2个运行周期中的总膜污染速率没有上升，反而略有降低。实验表明MBR系统内膜污染速率明显大于AR-MBR系统，MBR系统内的微生物及其微生物产物更容易堵塞膜孔或沉积到膜表面上。
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MBR反应器混合液中颗粒的粒径大小对膜污染情况影响较大，颗粒粒径越小，越容易被传递到膜表面，且易渗透到膜孔中影响膜通量[19]，即颗粒粒径越小越易引起膜污染[21]。本文对耐盐菌206 BP进行电镜分析，结果见图5，耐盐菌的真实粒径大小约1~2 μm左右，刚分裂的耐盐菌菌体会更小。由于耐盐菌菌体微小，对生物反应器中膜元件的污染会比一般活性污泥更为严重，根据2.2.1节中两种工艺膜污染情况，进一步研究菌絮体分布情况对膜污染的影响。
图 5 206BP电镜扫描图
Figure 5. SEM photograph of 206BP
本文分别对MBR系统和AR-MBR系统中混合菌液的菌体或者菌絮体进行了粒径分布分析，分析结果如图6、7所示，从整体来看，整个粒径范围跨度比较大，约为0.8~200 μm，单菌的粒径大小主要分布在1 μm左右，粒径比较大的主要是由于细菌分泌的胞外聚合物形成了菌胶团。对比AR-MBR和MBR系统中混合液的粒径分布，AR-MBR系统内菌絮体的粒径中值（Dv(50)）是32.8 μm，MBR系统内菌絮体的Dv(50)为16.7 μm，AR-MBR装置内菌絮体粒径明显比MBR装置内的菌絮体粒径大。当膜表面的污泥絮体克服了排斥力才能黏附到膜表面上，絮体粒径越小排斥力增加，同时也增加膜与絮体的相互作用力，絮体更易黏附到膜表面[22]。MBR系统中絮体粒径比MBR中膜的孔径更小或者相当时，易被吸附到孔壁或堵塞膜孔，当絮体粒径比膜孔径大时，吸附在膜表面的絮体会在膜表面形成滤饼层[23]，絮体粒径越小形成的滤饼阻力越大，引起的膜污染更严重[22]。因此，溶液中菌絮体粒径大小是影响膜污染的关键因素，AR-MBR系统内菌絮体粒径明显比MBR装置内的菌絮体粒径大，不易在膜表面附着，使得AR-MBR系统的总膜污染速率比单独MBR系统的总膜污染速率小。
图 6 AR-MBR菌液粒径分布图
Figure 6. Particle size distribution of bacterial solution in AR-MBR
图 7 MBR菌液粒径分布图
Figure 7. Particle size distribution of bacterial solution in MBR
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微生物降解有机物的过程中有EPS和SMP产生，EPS是在一定环境条件下由微生物分泌于胞外的一些高分子聚合物，普遍存在于活性污泥絮体内部及表面[24]。SMP是微生物在底物降解、细胞水解或内源呼吸等过程中释放到溶液中的溶解性化合物，是污泥混合液中上清液的重要部分。EPS和SMP主要含蛋白质（PN）和多糖（PS），是膜表面的主要污染物质[25]。本实验中定期取样，分别测定了MBR系统和AR-MBR组合系统内的EPS中的
$\rho_{{\rm{PN}}}$ 和$ \rho_{{\rm{PB}}}$ （见图8和表3），同时测定了两个系统内SMP中的$\rho_{{\rm{PN}}} $ 和$\rho_{{\rm{PS}}} $ （见图9），MBR系统内SMP和EPS中PN和PS的质量浓度均明显高于AR-MBR组合系统内PN和PS质量浓度。很多研究认为SMP和EPS是影响膜污染的重要因素之一，当EPS在膜表面沉积，膜面会形成一层高水合的凝胶层，导致膜面物化性质改变，如电荷、疏水性等，同时使得微生物更易黏附在膜表面，造成膜污染[26-27]，这与2.2.2节所述MBR反应器的膜污染速率高于AR-MBR的结论相一致。
图 8 EPS中PN和PS质量浓度
Figure 8. Mass concentration of PN and PS in EPS
图 9 SMP中PN和PS质量浓度
Figure 9. Mass concentration of PN and PS in SMP
表3示出了EPS和SMP中蛋白质和多糖的质量浓度之比（
$\;\rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ ），由表3可知，AR-MBR中$\;\rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ 明显高于MBR反应器中的$\;\rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ ，说明在AR-MBR内EPS和SMP中蛋白质占比更高。Gao等[28]发现，EPS中$\;\rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ 与膜污染相关，$\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ 升高，膜污染速率下降。本研究中AR-MBR中$\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ 比MBR反应器中的$\;\rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}}$ 高，与这两个反应器的膜污染结果一致。Time/d $\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} $ 
EPS SMP MBR AR-MBR MBR AR-MBR 3 2.7 4.1 1.1 1.3 8 2.8 6.4 1.3 1.5 11 2.4 4.1 1.7 2.5 14 2.5 4.7 1.6 2.9 18 2.4 4.6 1.6 2.2 22 3.8 7.0 1.8 3.8 35 4.6 7.5 0.9 2.7 37 5.5 7.0 0.8 3.3 表 3 EPS和SMP中
$ {\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} }$ Table 3.
$ {\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} }$ in EPS and SMP -
实验过程中分别对MBR和AR-MBR反应器中上清液与膜出水的有机物含量进行了分析，结果见表4所示。从分析结果可知，由于膜的截留作用，MBR和AR-MBR的膜出水中蛋白质和多糖的质量浓度较上清液中蛋白质和多糖的质量浓度要低。
Reactor Sample Mass concentration/（mg·L–1） SMP PN PS MBR Supernatant 76.6 47.7 28.9 Filtrate 32.7 24.5 8.2 AR-MBR Supernatant 49.6 36.8 12.8 Filtrate 24.1 17.7 6.4 表 4 膜出水和SMP有机物含量
Table 4. Organic content of SMP and membrane effluent
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（1）AR-MBR系统的TOC去除率达到88%，出水TOC质量浓度小于35 mg/L，MBR中TOC去除率为80%，出水TOC质量浓度在50 mg/L左右，AR-MBR系统的TOC去除率略高于单独MBR系统。
（2）页岩气采出水中氨氮浓度较高，生化法脱除氨氮是相对经济的处理方式。到达稳定期后，单独MBR反应器的氨氮去除率在75%左右，AR-MBR系统的氨氮去除率可达到90%。
（3）MBR系统的总膜污染速率明显大于AR-MBR系统的总膜污染速率，说明MBR内的微生物及其微生物产物更容易堵塞膜孔或沉积到膜表面上。从混合液的粒径分布分析结果看，MBR内菌絮体粒径比AR-MBR内的菌絮体粒径更小，这是造成MBR反应器膜污染更严重的重要因素之一。
（4）MBR系统内SMP和EPS中PN和PS质量浓度均高于AR-MBR组合系统内PN和PS质量浓度，AR-MBR系统内EPS中的
$\rho_{{\rm{PN}}} $ /$\rho_{{\rm{PS}}} $ 高于MBR系统，这也是MBR系统的总膜污染速率高于AR-MBR系统的重要因素。
耐盐菌MBR系统处理页岩气采出水性能及膜污染特性
Performance and Membrane Fouling of Produced Water from Shale Gas Treated by MBR System with Salt-Tolerant Bacteria
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摘要: 利用耐盐菌降解页岩气采出水中有机物和氨氮，分别考察了缺氧反应器-膜生物反应器（AR-MBR）和单独膜生物反应器（MBR）的处理性能和膜污染特性。研究结果表明，AR-MBR系统的处理能效优于单独MBR，总有机碳（TOC）去除率分别为88%和80%，氨氮去除率分别为90%和75%，并且AR-MBR的跨膜压差（TMP）上升相对缓慢，AR-MBR总膜污染速率比MBR中的总膜污染速率小，主要原因一方面是AR-MBR中菌絮体粒径相比MBR中的菌絮体粒径更大，不易堵塞膜孔；另一方面是AR-MBR中溶解性微生物代谢产物（SMP）和微生物胞外聚合物（EPS）含量较低，而蛋白质与多糖的质量浓度比值较高，膜污染物质减少缓解了膜污染现象。Abstract: The salt-tolerant bacteria were used to degrade the organic matter and ammonia nitrogen in the shale field produced water. The degradation performance and membrane fouling characteristics of the anoxic reactor-membrane bioreactor (AR-MBR) as well as the separate MBR reactor were investigated. The difference between the two reactors was that the AR-MBR system was provided with a filament filler to form an anoxic circumstance in front of the MBR reactor. The results showed that the degradation of the AR-MBR combined reaction system was better than that of the MBR reactor alone. The removal efficiencies of TOC were 88% in AR-MBR and 80% in MBR, respectively. The removal efficiencies of ammonia nitrogen were 90% in AR-MBR and 75% in MBR, respectively. The rising of transmembrane pressure (TMP) and the total membrane fouling rate of the AR-MBR were slower than those of the MBR reactor. The main reason was that the particle size of the floc in the AR-MBR reactor was larger than that in the MBR reactor, which was not easy to block the membrane pores. On the other hand, the mass concentrations of soluble microbial products (SMP) and extracellular polymeric substances (EPS) in AR-MBR reactor were lower than those of the MBR reactor, while the mass concentration ratio of protein to polysaccharide (
${\rho _{{\rm{PN}}}}{\rm{/}}{\rho _{{\rm{PS}}}}$ ) was higher, the reduction of fouling substance on membrane alleviated the membrane fouling phenomenon.-
Key words:
- shale produced water /
- salt-tolerant bacteria /
- MBR /
- membrane pollution
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图 3 MBR与AR-MBR的氨氮质量浓度及其去除率
Figure 3. Ammonium-nitrogen mass concentration and removal efficiency of MBR and AR-MBR
图 6 AR-MBR菌液粒径分布图
Figure 6. Particle size distribution of bacterial solution in AR-MBR
表 1 废水水质分析
Table 1. Analysis of wastewater
${\rm{pH}}$ ${\rm{TDS}}/$
（g·L−1）${\rm{TOC}}/$
（mg·L−1）${\rho_{_{{\rm{N} }{ {\rm{H} }_{\rm{3} } }{\rm{ - N} } }} }/$
（mg·L−1）${\rho _{_{{\rm{C} }{ {\rm{l} }^{\rm{ - } } } }}}/$
（g·L−1）8.6±0.5 38.5±1 96.1±5 68.2±5 22.9±1 
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表 2 MBR与AR-MBR的总膜污染速率
Table 2. Total membrane fouling rates of MBR and AR-MBR
Frequency k /(kPa·d−1) MBR AR-MBR 1 6.5 3.4 2 9.6 1.8 3 9.9 /
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表 3 EPS和SMP中
$ {\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} }$ Table 3.
$ {\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} }$ in EPS and SMPTime/d $\; \rho_{{\rm{PN}}}/ \rho_{{\rm{PS}}} $ EPS SMP MBR AR-MBR MBR AR-MBR 3 2.7 4.1 1.1 1.3 8 2.8 6.4 1.3 1.5 11 2.4 4.1 1.7 2.5 14 2.5 4.7 1.6 2.9 18 2.4 4.6 1.6 2.2 22 3.8 7.0 1.8 3.8 35 4.6 7.5 0.9 2.7 37 5.5 7.0 0.8 3.3
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表 4 膜出水和SMP有机物含量
Table 4. Organic content of SMP and membrane effluent
Reactor Sample Mass concentration/（mg·L–1） SMP PN PS MBR Supernatant 76.6 47.7 28.9 Filtrate 32.7 24.5 8.2 AR-MBR Supernatant 49.6 36.8 12.8 Filtrate 24.1 17.7 6.4
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