徐 恒,夏 瑜,王建兵,何绪文,王凯军

高氢分压下厌氧颗粒污泥演变过程研究

徐 恒1,2,夏 瑜1,王建兵1,何绪文1,王凯军2*

(1.中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院,北京 100083；2.清华大学环境学院,环境模拟与污染控制国家重点联合实验室,北京 100084)

为了探究厌氧颗粒污泥用于氢辅助原位生物法沼气提纯的可行性,在高氢分压ASBR中对厌氧颗粒污泥演变过程进行了考察,包括反应器性能和厌氧颗粒污泥特性变化情况.结果表明,在进水COD负荷低于5g/(L×d)时,氢辅助原位生物法沼气提纯中高氢分压、高进水COD负荷和高剪切力新环境促使厌氧颗粒污泥向小粒径方向演变,系统运行性能良好、高效,此时厌氧颗粒污泥可以通过营造具有极低氢分压的微环境强化基于HIT (种间氢传递)途径丙酸降解;但随着进水COD负荷进一步提高,超过6g/(L×d)时,系统出现不可控的丙酸积累.因此,需要寻求其他技术手段来缓解更高进水COD负荷条件下氢辅助原位生物法沼气提纯系统中丙酸积累问题.

高氢分压；生物法；丙酸积累；沼气提纯；厌氧颗粒污泥

目前,原位生物法沼气提纯系统采用的厌氧消化物料基本是畜禽粪便等固体废弃物[1-3],很少有研究将其应用到工业废水领域.与固废,工业废水也是厌氧沼气化工程主要物料之一,尤其在我国,工业废水在总沼气资源量中所占份额达50%左右[4].因此,将原位生物法沼气提纯应用于工业废水处理领域是非常必要的.已有研究中原位生物法沼气提纯系统基本是利用絮状厌氧污泥作为CO2嗜氢型甲烷化古菌的载体,通过外供H2和强化CO2嗜氢型甲烷化过程以实现沼气提纯[1-3],与固废厌氧处理领域的絮状厌氧污泥相对应,厌氧颗粒污泥被广泛应用于升流式厌氧污泥床(UASB)、颗粒污泥膨胀床(EGSB)等高效废水厌氧处理反应器中[4-8].厌氧颗粒污泥之所以“高效”的主要原因在于它比絮状污泥具有更高的微生物量和甲烷化活性(嗜氢型+嗜乙酸型).也正是受厌氧颗粒污泥高效性的启示,近些年来具有其他功能类型的颗粒污泥技术也得到快速发展并开始替代絮状污泥应用于好氧处理[9]、缺氧反硝化[10]、生物产氢[11]等众多环境技术领域.因此,如果将原位生物法沼气提纯应用于废水处理领域,厌氧颗粒污泥将是一种比较好的CO2嗜氢型甲烷化古菌富集载体.与絮状厌氧污泥相比,它不仅可以提高CO2嗜氢型甲烷化古菌生物量和活性,强化CO2生物甲烷化过程,实现高效原位生物法沼气提纯;而且在工业废水厌氧处理单元集成方面,厌氧颗粒污泥具有较强的灵活性.目前,已有国内外学者[12-13]对厌氧颗粒污泥的CO2生物甲烷化可行性进行了考察,证实厌氧颗粒污泥具有较高的嗜氢型甲烷化活性.然而,厌氧颗粒污泥在供氢厌氧反应器内高氢分压、高剪切力、高有机负荷新环境下特性变化情况尚不知晓.了解这些信息对基于厌氧颗粒污泥的原位生物法沼气提纯技术发展与应用具有重要意义.

因此,本研究拟在高氢分压厌氧反应器中考察厌氧颗粒污泥在不断提高进水COD负荷条件下的演变过程和特性变化情况.在此基础上,与现有固废厌氧处理领域内原位生物法沼气提纯研究进行对比,分析厌氧颗粒污泥用于氢辅助原位生物法沼气提纯的可行性和局限性,并为后续长期性能研究提供理论指导.

1 材料与方法

1.1 接种污泥及模拟废水

实验所用厌氧颗粒污泥取自某淀粉厂处理淀粉废水的EGSB反应装置,其外观为不规则黑色球状.该淀粉废水中有机物主要为可溶性淀粉,淀粉由葡萄糖聚合而成,因此,后续实验所用有机碳源均为葡萄糖.取回的厌氧颗粒污泥首先以葡萄糖为基质,在有机负荷为2g/(L×d)的条件下,培养数月后再用于本实验研究.每升模拟废水(不含碳源)含有: 2.60g NaHCO3、1.00g NH4Cl、0.25g NaCl、0.01g MgCl2·6H2O、0.01g CaCl2·2H2O、0.11g KH2PO4、0.22g K2HPO4·3H2O、0.02g Na2SO4­­­­、10mL微量元素储存液[14]和10mL维生素储存液[14].

1.2 实验系统及运行

本章采用的实验装置主体为有效容积0.8L的厌氧序批式反应器(ASBR),其高度为450mm,内径为50mm(图1).

如图1所示,在整个实验期间通过向ASBR底部连续缓慢通入[H2-CO2(80:20)]混合气营造高氢分压实验环境(约为70~80kPa).在接种20gVSS/L厌氧颗粒污泥后,经约5d简单驯化,进入长期实验阶段.ASBR运行周期为1d, 每周期包含10min进水、1420min反应、5min静沉和5min排水.每天从出水口排出0.4L污水,再补充等量新鲜的模拟废水.此处模拟废水采用的有机碳源为葡萄糖.进水COD负荷从初始的1g/(L×d)逐渐提高 7g/(L×d),每次提高负荷都在反应器性能达到稳定后进行操作.此外,为保证反应器内溶液 pH值在7.0~7.5范围内,维持厌氧反应器正常运行,进水中NaHCO3浓度也会根据pH值和碱度变化情况逐步提高.在连续实验期间,会对ASBR性能进行监测,具体指标包括COD、有机酸、pH值和碱度.连续实验结束后,会对所形成厌氧颗粒污泥性能、微生物形态和微生物群落分布特征展开分析.

图1 厌氧序批式反应器(ASBR)系统

1.3 摇瓶实验测试

此处,通过摇瓶实验测试厌氧颗粒污泥培养驯化前后的嗜氢和丙酸降解性能,摇瓶实验装置为带有丁基橡胶塞的150mL厌氧血清瓶.首先,在厌氧条件下向所有厌氧瓶加入50mL不含碳源的模拟废水和5gVSS/L的厌氧颗粒污泥.然后向厌氧瓶内通入H2/CO2混合气[80%/20%],吹脱15min后,加压至20kPa(表压)左右停止供气.通过1mL注射器注入0.5mL 1mol/L丙酸钠储存液(pH=6.5),使得厌氧瓶内丙酸浓度为10mmol/L左右.最后将所有厌氧瓶放入35℃恒温室内振荡培养(150r/min),并分别于0, 2, 4, 8, 20, 24h时间点取样测试氢分压和丙酸浓度.

1.4 分析方法

进水COD和出水溶解态COD(SCOD)(mg/L):采用重铬酸盐法测定[15],其中SCOD定义为经0.45mm滤膜过滤后的水样COD.

pH值及碱度:pH值通过便携式pH值测定仪(Hach HQ30d, USA)测定.此处所测碱度分为碳酸氢盐碱度(BA)和总碱度(TA),首先通过滴定水样至其pH值分别为5.75和3.70,然后根据相应盐酸消耗量计算得出(以mgCaCO3/L计)[16-17].

有机酸浓度(mmol/L):利用高效液相色谱仪(Shimadzu)测定[7].

H2、CH4和CO2分压(kPa):利用气相色谱仪(Agilent, 7890A)测定[7].所测得H2, CH4和CO2含量均在标况下换算成气体分压进行表示.

粒径大小分布:利用筛分法测定[18].此处采用孔径分别为2.0, 1.6, 1.0和0.5mm的4种不同不锈钢筛网进行测定.

微生物形态:厌氧颗粒污泥优势微生物形态通过环境扫描电镜(SEM, Quantn 200, FEI Ltd.)进行观察[7].

微生物群落分析:采用OMEGA土壤提取试剂盒提取厌氧颗粒污泥基因组DNA,并进行PCR扩增[7].之后使用Illumina MiSeq高通量测序平台进行基因测序,并在GenBank序列数据库中对测序所得结果进行比对分析[19].

2 结果与讨论

2.1 高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥降解有机物性能

图2 高氢分压ASBR运行性能

为考察高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥在不断提高进水COD负荷的条件下降解有机物过程,对反应器出水SCOD、有机酸浓度、pH值和碱度进行为期110d的监测,结果如图2所示.当进水COD负荷为1~5g/(L×d)­(0~29d)范围内时,ASBR的出水SCOD低于200mg/L左右,反应器内有机酸(主要是乙酸和丙酸)浓度基本为0.此外,这期间的pH值和碱度都能维持在较高水平,以第26d数据为例,其pH为7.03,总碱度TA和碳酸氢盐碱度BA分别为1099, 901mgCaCO3/L,如图2(c)和(d)所示.上述研究结果表明,当进水COD负荷低于5g/(L×d)­时,­即使快速提高COD负荷(29d内从1提高至5g/(L×d)­),厌氧颗粒污泥都能很快适应高氢分压厌氧环境,实现有机物(葡萄糖)高效降解,且反应器内无丙酸等有机酸积累现象出现.

当进水COD负荷从5进一步提高到6g/(L×d)时(第29d),反应器内开始出现明显的丙酸积累,导致出水SCOD大幅度提高,而且丙酸浓度和出水SCOD均在第42d时达到最大值,分别为9.75mmol/L和1505mg/L,如图2(a)和(b)所示.但是,值得注意的是,可能由于丙酸降解转化为乙酸的途径受阻,加之乙酸降解转化依然保持高效性,在丙酸出现大量积累的同时,乙酸浓度仍然维持在很低水平(<0.4mmol/L),这种现象一直持续到第82d[图2(b)].从图2(c)可以看出,丙酸积累还进一步导致反应器内pH值大幅度降低,从7.04(第29d)持续降为6.48 (第42d).第42d时,反应器内TA和BA已经分别低至998和413mgCaCO3/L.为避免pH值进一步降低影响微生物代谢活性,在第42d时将进水NaHCO3浓度从2.6提高至4.0g/L,以增强反应器内主体溶液的缓冲能力[图2(c)].第42d之后,反应器内溶液pH值和碱度开始上升,同时出水SCOD和丙酸浓度开始降低.到56d时,ASBR性能恢复正常,此时出水SCOD又降至100mg/L,丙酸浓度降为0mmol/L,pH值约为7.10,TA和BA分别约为1834、1575mgCaCO3/L.经过1个月左右(第29~56d)的驯化培养,高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥已经可以在进水COD负荷为6g/(L×d)条件下完成有机物的高效降解且在降解过程中无丙酸积累.

为进一步考察厌氧粒污泥在更高进水COD负荷下的性能,在第70d时,分别将进水COD负荷和NaHCO3浓度提高至7g/(L×d)和6.0g/L.随后,ASBR中再次出现丙酸积累和SCOD急剧升高的现象,而且从第82d开始,反应器内乙酸浓度也开始逐步上升.到第92d时,出水SCOD、乙酸和丙酸出现峰值,分别为1769mg/L、4.5mmol/L和9.5mmol/L,而且它们表现出继续上升的趋势.这说明高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥很难通过短期驯化培养适应进水COD负荷为7g/(L×d)的厌氧环境.从工程应用角度而言,进一步驯化厌氧颗粒污泥使其适应更高进水COD负荷意义不大,而且还可能破坏厌氧颗粒污泥形态和微生物群落结构,对其后续特性分析产生不利影响.因此,在第96d时,将进水COD负荷从7降至6g/(L×d),重新考察厌氧颗粒污泥降解有机物性能.从图2(a)和(b)可以看出,降低负荷后,反应器出水SCOD、乙酸和丙酸浓度开始下降,到实验末期时(第110d)恢复到第56d时水平.就pH值和碱度而言,从第70d提高进水NaHCO3浓度至6.0g/L开始,它们整体一直处于缓慢上升的状态,到第110d时,pH值、TA和BA分别达到7.45,3002和2390mgCaCO3/L.上述研究结果表明在短期驯化培养下高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥极限进水COD负荷为6g/(L×d),且此时降解有机物和降低丙酸积累性能良好.

2.2 厌氧颗粒污泥特性分析

2.2.1 厌氧颗粒污泥形态及粒径分布 在实验末期,从ASBR中取出厌氧颗粒污泥,并对它们的形态和粒径分布情况进行分析,结果如图3所示.如图3(a)和(d)所示,经驯化培养,厌氧颗粒污泥外观颜色变淡,反应器内很可能产生一些新的厌氧颗粒污泥.此外,厌氧颗粒污泥的粒径分布发生了显著变化.如图3(g)所示,第0d时,60%左右接种的厌氧颗粒污泥粒径大于2mm,粒径大于1mm厌氧颗粒污泥的比例达到95%左右.经过为期110d的驯化培养后,厌氧颗粒污泥的粒径整体明显变小.其中粒径大于2mm的厌氧颗粒污泥仅占据6%左右,粒径在0.5~1.6范围内的厌氧颗粒污泥比例最高,达到72%左右;此外还约有15%厌氧颗粒污泥的粒径低于0.5mm. ASBR中厌氧颗粒污泥粒径变小的主要原因在于,一方面在ASBR底部持续曝入[H2-CO2(80:20)]混合气,从而对厌氧颗粒污泥产生较强的剪切力,可能会造成污泥表层脱落;另一方面,此处的高氢分压和高COD负荷可看作厌氧颗粒培养的两种选择压,只有适应的微生物才能继续存留在反应器内,否则会逐步被洗出,导致厌氧颗粒污泥部分解体.

虽然厌氧颗粒污泥在驯化培养过程中出现部分解体和粒径变小的现象,但是通过对比图3(b)和3(e)可以看出,其仍然能保持完好且紧致的颗粒形态.厌氧颗粒污泥剖面SEM结果[图3(c)和(f)]显示,经过110d驯化培养后,污泥内部微生物形态发生明显变化,从原来的杆状菌变为球菌.从图3(f)还可以看出,厌氧颗粒污泥内部微生物密集程度变得非常高.一方面,这表明它们的活性高,这与2.1节厌氧颗粒污泥表现出来的良好性能是一致的;另一方面,这种密集微生物结构有助于增加厌氧颗粒污泥内部氢传质限制和消耗,营造具有极低氢分压的微环境,以促进基于种间氢传递( HIT)丙酸降解.

2.2.2 厌氧颗粒污泥性能测试 从2.1节可知,在进水COD负荷为1~6g/(L×d)时,厌氧颗粒污泥均表现出良好的有机物降解性能,而且在一定程度上能有效改善高氢分压下有机物厌氧消化过程中丙酸积累问题.为进一步考察厌氧颗粒污泥在培养驯化前后CO2生物甲烷化(此处以嗜氢性能计)和丙酸降解性能变化情况,在110d实验结束时立即取出ASBR的厌氧颗粒污泥,进行摇瓶实验测试,并与第0d时厌氧颗粒污泥摇瓶实验测试结果进行对比,结果如图4所示.

图3 第0和110d时厌氧颗粒污泥特

(a, d): 外观照片; (b, e): 表面SEM图; (c, f): 剖面SEM图; (g): 粒径分布

从图4可以看出,在高氢分压ASBR中,厌氧颗粒污泥经过长期培养驯化,其CO2生物甲烷化和丙酸降解性能都得到明显提高.H2和丙酸的最大消耗或降解速率可以根据初始4或8h内线性降解数据计算得出,即初始4或8h内单位时间消耗量.由此计算方法可知,第0d和第110d厌氧颗粒污泥的最大H2消耗速率分别约为5.5和11.5kPa/h,最大丙酸降解速率分别约为0.32和0.63mmol/(L×h).

2.2.3 厌氧颗粒污泥微生物群落分析 从图5可知,经过为期110d的培养驯化后,厌氧颗粒污泥中的主要优势细菌属主要包括(20.0%),(16.1%), Unclassified_(13.2%)和(13.3%)等.属细菌代谢途径具有高度多样性[20],一般具有水解酸化、产氢等能力[21-22],此处可能主要参与葡萄糖等有机物的降解过程.

从图5还可以看出,是其中唯一确定的通过HIT途径实现丙酸共生降解的细菌[23],而且其相对丰度比较高(13.3%),这说明在高氢分压条件下,厌氧颗粒污泥可能主要通过营造极低氢分压微环境,实现丙酸HIT途径降解.是一类专性葡萄糖和其他糖类发酵细菌[24],此处可能与属细菌类似,主要参与葡萄糖降解过程.科中已知菌属主要参与氨基酸的降解[25].然而,在模拟废水中未添加任何氨基酸,这些氨基酸可能来自于微生物细胞残骸.这也在一定程度上说明了在厌氧颗粒污泥演变过程中微生物群落结构发生了很大变化.

图5还给出了厌氧颗粒污泥中古菌的分布情况,其中优势菌群主要包括(63.8%),(27.3%),(5.0%)和(1.6%).为典型的嗜乙酸型甲烷化古菌[26],其他3种则为嗜氢型甲烷化古菌[27].嗜氢型甲烷化古菌总相对丰度高达34%左右,在高氢分压ASBR中厌氧颗粒污泥中嗜氢型甲烷化古菌可以随时获得足够的H2/CO2用于自身生长,从而加速了其繁殖速度,得到富集,这与2.2.2小节摇瓶实验测试得到的厌氧颗粒污泥最大H2消耗速率比初始时提高近1倍的结论是一致的.此外,嗜乙酸型甲烷化古菌也得到大量富集,这与其他文献[28]中观察到的结果是一致的.广泛存在于厌氧颗粒污泥中,目前普遍观点认为它只能利用乙酸生成CH4,然而其通过参与直接种间电子传递(DIET)途径降解乙醇、丙酸等有机物的能力也逐步引起关注[28-30].在DIET途径中,可以直接接收H+和e-将CO2转化成CH4.在本实验ASBR中,厌氧颗粒污泥表现出非常高效的乙酸降解性能,这主要是大量富集的作用的结果.然而是否参与DIET途径降解丙酸等有机物则需要进一步实验证实.

图5 第110d时厌氧颗粒污泥中细菌和古菌群落分布情况

3 厌氧颗粒污泥用于原位生物法沼气提纯可行性和局限性分析

3.1 CO2生物甲烷化性能

厌氧颗粒污泥的CO2生物甲烷化性能等同于CO2嗜氢型甲烷化(4H2+CO2=CH4+2H2O)性能,它们同时与CO2嗜氢型甲烷化活性和生物量密切相关.此处用单位生物量最大H2消耗速率来表示CO2嗜氢型甲烷化活性.根据摇瓶实验测试结果可知,厌氧颗粒污泥的单位生物量最大H2消耗速率约为1.0~2.0mmol H2/(gVSS∙h).而文献报道中絮状厌氧污泥在相似实验条件下的单位生物量最大H2消耗速率约为1.5~2.6mmol H2/(gVSS∙h)[2].这说明厌氧颗粒污泥和絮状厌氧污泥CO2嗜氢型甲烷化活性是相当的.而通常情况下,升流式厌氧污泥床(UASB)、颗粒污泥膨胀床(EGSB)等高效厌氧反应器中厌氧颗粒污泥生物量是普通厌氧消化池中絮状污泥生物量的4~5倍左右[31].由此可见,厌氧颗粒污泥比絮状污泥具有更高的CO2嗜氢型甲烷化性能,从而能实现更高效的CO2生物甲烷化和沼气提纯.

3.2 高氢分压下有机物厌氧消化性能及丙酸积累情况

从高氢分压ASBR连续实验结果可知,厌氧颗粒污泥能保证反应器进水COD负荷在29d内从1快速提高至5g/(L×d)且不出现明显丙酸积累现象.在保障高效丙酸降解和厌氧消化性能的前提下,厌氧颗粒污泥所能适应的最大进水COD负荷为6g/ (L×d)(第56d时).此外,从摇瓶实验结果可知厌氧颗粒污泥的最大丙酸降解速率为0.32~0.63mmol/ (L×h).由此可知,厌氧颗粒污泥能在高氢分压条件下实现丙酸快速降解,尤其经过培养驯化后,能有效降低丙酸积累,在高氢分压条件下表现出良好厌氧消化性能.

然而,当进水COD负荷提高到6和7g/(L×d)时,高氢分压ASBR中出现大量丙酸积累和SCOD急剧升高的现象,对有机物的厌氧消化性能产生严重不利影响,而且难通过短期驯化培养使得厌氧颗粒污泥适应这样高的进水COD负荷.据此可以推断,当基于厌氧颗粒污泥的原位生物法沼气提纯应用于高负荷有机废水处理领域时,虽然厌氧颗粒污泥的层状结构有助于营造具有极低氢分压的微环境,在一定程度上能缓解高氢分压下丙酸降解抑制和积累的问题,但是随着进水COD负荷的不断提高(大于5g/(L×d)时),系统将不可避免面临大量丙酸积累的问题.

因此,在低负荷有机废水厌氧处理领域,直接利用现有厌氧颗粒污泥系统来实现原位生物法沼气提纯是可行的,但是为了将原位生物法沼气提纯技术应用于更高负荷有机废水,尤其是食品工业废水厌氧处理领域,需要寻求更加有效技术手段缓解原位生物法沼气提纯系统中丙酸积累.

3.3 厌氧颗粒污泥形态及优势菌群

高氢分压、高进水COD负荷和高剪切力对厌氧颗粒污泥产生明显影响.首先,虽然厌氧颗粒污泥整体粒径明显变小,而且出现一些新的厌氧颗粒污泥,但是厌氧颗粒污泥仍然能保持完好的形态,而且表面及内部富集有大量球状和杆状微生物,表现出良好的CO2生物甲烷化性能.其次,与良好性能相对应,厌氧颗粒污泥中富集有多种水解酸化细菌和嗜乙酸型、嗜氢型甲烷化古菌,逐步适应了高氢分压厌氧反应器新环境.

4 结论

4.1 在高氢分压ASBR实验中,为保障高效丙酸降解和厌氧消化性能,厌氧颗粒污泥所能适应的最大进水COD负荷为6g/(L×d).

4.2 经过110d培养驯化,厌氧颗粒污泥的最大H2消耗速率和最大丙酸降解速率分别从初始的5.5kPa/h和0.32mmol/(L×h)提高至11.5kPa/h和0.63mmol/(L×h),表现出良好的CO2生物甲烷化和丙酸降解性能.

4.3 高氢分压、高进水COD负荷和高剪切力促使厌氧颗粒污泥向小粒径方向演变;经过培养驯化,厌氧颗粒污泥中主要富集有、、Unclassified_等细菌和、等古菌;在高氢分压条件下,厌氧颗粒污泥可能主要通过营造极低氢分压微环境强化HIT途径,实现丙酸降解.

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Evolution of anaerobic granular sludge (AGS) under high H2partial pressure.

XU Heng1,2, XIA Yu1, WANG Jian-Bing1, HE Xu-Wen1, WANG Kai-Jun2*

(1.School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining & Technology (Beijing), Beijing 100083, China；2.State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China)., 2019,39(11)：4638~4645

To investigate the feasibility of in-situ/biological biogas upgrading (IBBU) in anaerobic wastewater treatment (AnWT) using anaerobic granular sludge (AGS), the evolution of AGS under high H2partial pressure and shear force was monitored with increasing influent COD load in the anaerobic sequencing batch reactor (ASBR), in terms of reactor performance and characteristics of AGS. The results showed that smaller but intact AGS was formed and exhibited high-rate performance when the influent COD load was below 5g/(L×d). Propionate degradation via H2interspecies transfer (HIT) mechanism was possibly enhanced in AGS. However, when the influent COD load was further increased over 6g/(L×d), uncontrollable propionate accumulation was observed. Therefore, it’s necessary to find other techniques to reduce propionate accumulation under higher influent COD load in the future.

high H2partial pressure；biological methods；propionic acid accumulation；biogas upgrading；anaerobic granular sludge

X705

A

1000-6923(2019)11-4638-08

徐 恒(1988-),男,安徽安庆人,讲师,博士,主要从事厌氧处理及沼气提纯技术研究.发表论文28篇.

2019-04-12

水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102004-001);中国矿业大学(北京)中央高校基本科研业务费(2019QH04)

* 责任作者, 教授, wkj@tsinghua.edu.cn