2019, Vol. 40
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
硝化-反硝化是运用最广泛的生物脱氮工艺, 在实际应用过程中存在工艺流程长、反硝化碳源不足的现象[1, 2].针对于生活污水水质条件, 有研究者提出A/O除磷亚硝化+厌氧氨氧化工艺来处理生活污水[3].通过A/O除磷亚硝化工艺去除生活污水中的TP和COD, 同时将一部分氨氮氧化为亚硝氮, 后置厌氧氨氧化工艺完成污水中的氨氮及亚硝氮去除.厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)工艺相比于传统脱氮工艺具有能耗低、脱氮效率高及污泥产量低等优点[4], 是一种极具发展前景的工艺, 受到研究者的广泛关注.
此工艺中针对于厌氧氨氧化主要存在以下几个难点:厌氧氨氧化菌种属于中高温菌种, (32℃±1℃)被证明是厌氧氨氧化菌的最适温度, 在此温度下菌种活性较高[5].厌氧氨氧化菌倍增时间长达11 d, 在常温低基质条件下需要的启动时间长[6~10]; 厌氧氨氧化菌对氧敏感, 只能在氧分压低于5%(以空气中的氧分压为100%计)氧饱和的条件下存在, 一旦氧分压超过18%氧饱和, 其活性即受抑制.
颗粒污泥沉降性能好, 抗冲击能力强, 具有良好的生物持留性能, 富集和培养厌氧氨氧化颗粒会对厌氧氨氧化工艺在实际工程中的推广和应用起到促进作用.针对于生活污水厌氧氨氧化工艺, 在实际应用过程中存在常温低基质条件下启动时间长, 絮体生物量低, 对溶解氧敏感的问题.本实验应用SBR反应器, 在启动初期采取相对较高的运行温度(27℃), 促进厌氧氨氧化菌快速富集, 再利用厌氧氨氧化菌对于温度降低具有一定的适应能力[11], 逐渐降低温度至常温, 缩短常温条件下厌氧氨氧化工艺的启动时间, 结合不断缩短沉降时间来迅速培养厌氧氨氧化颗粒污泥, 以期实现厌氧氨氧化颗粒污泥的快速启动; 在启动完成后通过改变运行周期时间及基质浓度, 实现低基质厌氧氨氧化颗粒稳定运行, 以期为厌氧氨氧化颗粒污泥工艺快速启动及稳定运行提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置及运行方式本实验采取序批式反应器(SBR)培养厌氧氨氧化颗粒污泥.反应器由有机玻璃制成, 外置水浴套筒, 采取加热棒加热; 反应器高100 cm, 内径8 cm, 外径20cm, 有效容积为6 L; 反应器安装有搅拌机, 使泥水混合均匀; 在反应器垂直方向每隔25 cm设置一排取样口.
反应进水采用蠕动泵从底部泵入; 单周期运行时间视实验情况而定; 进水4 min, 搅拌时间随实验运行进行调整, 沉淀时间(30 min、20 min、15 min、10 min), 排水5 min.启动时对温度进行控制, 容积交换律67%.每天运行周期数随实验进度改变.具体运行条件如表 1所示.
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表 1 厌氧氨氧化颗粒污泥工艺运行条件 Table 1 Operation conditions of anaerobic ammonia oxidizing granular sludge process |
1.2 实验用水和接种污泥
实验进水为人工合成废水, NH4+-N和NO2--N的质量浓度比控制在1.00~1.35之间; 无机碳源由NaHCO3提供, C/N为5 :1; KH2PO4为2.50 mg ·L-1、CaCl2为12.50 mg ·L-1以及1.00 mL ·L-1的微量元素; 微量元素成分为: EDTA (15.00 g ·L-1)、CoCl2 ·6H2O(0.25 g ·L-1)、ZnSO4 ·7H2O(0.42 g ·L-1)、CuSO4 ·5H2O(0.24 g ·L-1)、MnCl2 ·4H2O(0.98 g ·L-1)、H3BO4(0.015 g ·L-1)、NiCl2 ·2H2O(0.20 g ·L-1)、NaWO4 ·2H2O(0.06 g ·L-1).
接种污泥为90%常温闲置2个月的CANON生物滤柱絮状污泥及10%低温保存(4℃)的厌氧氨氧化絮体污泥. CANON生物滤柱为水厂A/O出水常温培养的生物滤柱, 在停止运行前具有良好的脱氮效果, 闲置2个月后, 所得到的絮体污泥, 接种前经过实验研究发现氨氧化菌(AOB)能够表现出活性(氨氧化率达到97.50%, 亚氮积累率达到97.26%), 厌氧氨氧化菌不能表现出活性, 厌氧氨氧化活性测量方法参照文献[12].
1.3 检测项目及方法NH4+-N:纳氏试剂分光光度法; NO2--N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N:紫外分光光度法; 粒径: Mastersize2000型激光粒度仪测定[13]; MLSS:重量法; pH、T: WTW在线测定仪; EPS中PS:苯酚-硫酸比色法; PN:考马斯亮蓝法[14]; EPS的提取方法为首先取泥水混合样品于10 mL离心管中, 室温下用离心机以8 000 r ·min-1, 离心15 min, 倒掉上清液, 加入适量磷酸盐缓冲溶液, 将污泥稀释至原体积, 之后将污泥摇散后超声处理3 min, 接着80℃水浴30 min(每隔10 min左右将泥摇匀1次), 最后用离心机8 000 r ·min-1离心15 min, 取上清液测定多糖、蛋白质含量, 剩余污泥测定MLSS; 污泥性状采用OLYMPUS显微镜进行观察.
2 结果与讨论 2.1 温度控制实现厌氧氨氧化颗粒快速启动 2.1.1 启动过程中脱氮性能在启动阶段进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为85 mg ·L-1和90 mg ·L-1(1~35 d).如图 1所示, 接种初期采取常温的方式运行(此时室温约为23℃), 反应器内的菌种对于氨氮及亚硝氮的去除率总体上均呈现先升高再降低的趋势, 在接种时对于氨氮及亚硝氮的去除率均达到了50.00%以上, 随着反应运行, 氨氮及亚硝氮的去除率均有所降低, 氨氮去除率从启动初期的66.29%降低到36.19%, 亚硝氮去除率从59.71%降低到23.41%.接种污泥中有AOB存在, 会对氨氮具有氧化作用, 从而获得了较高的氨氧化效率; 运行过程中, AOB将进水中的溶解氧消耗后不能适应厌氧环境, 逐渐被淘汰出反应器, 导致运行一段时间后氨氧化率出现明显降低.经过长期储存污泥中的菌种大量死亡, 接种初期为异养反硝化菌提供了有机物, 反硝化现象的存在, 导致了较高的亚硝氮去除率; 随反应运行, 反硝化作用逐渐减弱, 亚硝氮去除率呈现出逐渐降低的趋势.
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图 1 启动阶段氮去除效率 Fig. 1 Nitrogen removal efficiency during the start-up stage |
反应器运行一段时间后, 氨氮及亚硝氮的去除率均逐渐升高, 总氮去除率也从22.60%上升到44.23%, 并维持在40%左右.在第10 d, 通过水浴加热的方式将反应器内的温度提高至27℃.提高温度后, 氨氮及亚硝氮去除率迅速提高, 分别从53.50%和50.23%增长到91.33%和99.69%, 出水亚硝氮浓度接近于0 mg ·L-1, 总氮去除率达到84.23%, 且连续7 d保持稳定.为了实现常温条件下厌氧氨氧化启动, 在第20 d开始逐渐降低运行温度, 进入降温阶段.以每天降低1℃的方式逐渐降低温度至室温(22℃±1℃), 由图 1可见, 整个过程中虽然总氮去除率有所降低, 但是仍能稳定在75%左右, 氨氮及亚硝氮平均去除率稳定在88%和85%.
2.1.2 厌氧氨氧化启动过程中的化学计量比厌氧氨氧化过程中消耗的NH4+-N和NO2--N以及生成的NO3--N之间的理论化学计量关系应为1 :1.32 :0.26, 化学计量关系为衡量厌氧氨氧化生化反应的一个重要指标[5].如图 2所示在常温启动的10 d中, 消耗的亚硝氮与氨氮的比(亚硝氮/氨氮)明显低于1.32, 产生的硝氮与消耗的氨氮的比(硝氮/氨氮)先低于0.26后升高到0.26以上.从中可知, 亚硝氮/氨氮在温度升高到27℃后, 从1.0逐渐升高到1.2左右, 更加接近理论值1.32;硝氮/氨氮的值也越来越接近0.26且趋于稳定.在降温过程中亚硝氮/氨氮和硝氮/氨氮的值都出现了波动, 说明温度对厌氧氨氧化反应有一定的影响, 但是当温度保持在常温后, 厌氧氨氧化化学计量比能够稳定在1 :1.2 :0.26左右, 这一比值很接近厌氧氨氧化菌的理论化学计量关系, 表明在常温条件下实现了厌氧氨氧化工艺启动完成.
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图 2 厌氧氨氧化颗粒污泥启动阶段氮元素化学计量比 Fig. 2 Nitrogen stoichiometry in anaerobic ammonium oxidation granular sludge during the start-up stage |
张泽文等[10]通过接种好氧硝化污泥和反硝化颗粒污泥, 在启动初期亚硝氮/氨氮的值维持在1.20左右.刘晓宇等[15]接种反硝化颗粒污泥及部分厌氧氨氧化污泥启动厌氧氨氧化颗粒污泥时, 在启动初期亚硝氮/氨氮高于1.32.污泥在接种初期都会经历细胞自溶期, 接种不同的污泥会得到不同的化学计量比.在张泽文等的实验中接种污泥存在氨氧化菌(AOB), 在进水中存在溶解氧的条件下会使氨氮转化为亚硝氮, 增加氨氮的消耗比率; 而刘晓宇等的实验中, 接种污泥均为厌氧污泥, 因此在启动初期反硝化现象明显, 使得亚硝氮/氨氮的比率高于1.32.本实验接种污泥有AOB的存在, 实验进水中含有溶解氧, 使得部分氨氮转化为亚硝氮, 提高了氨氮的去除负荷, 从而获得的亚硝氮/氨氮低于理论值.而硝氮/氨氮值的变化主要是由于硝化细菌及反硝化细菌引起的.在接种初期低于0.26的原因主要是因为硝化细菌将氨氮转化为亚硝氮及硝酸盐氮, 同时接种污泥不适应反应环境出现自溶现象而导致的反硝化作用消耗产生的硝酸盐氮所引起的.随着反应运行时间的延长, 反硝化作用减弱, 硝氮/氨氮又有所升高.升高温度后, 厌氧氨氧化反应成为反应器中的主体反应, 化学计量关系越来越趋于理论值1 :1.32 :0.26.
2.1.3 厌氧氨氧化颗粒污泥快速启动分析温度是影响厌氧氨氧化工艺启动及运行的重要因素.常温条件下, 厌氧氨氧化工艺启动较慢, 一般长达两个月以上[8, 9].鲍林林等[8]通过先培养好氧生物膜, 后转厌氧的方式经224 d完成了厌氧氨氧化启动, 亚硝氮的去除容积负荷为0.104 kg ·(m3 ·d)-1.张彦江等[9]在常温条件下(20~29℃)经过59 d启动了厌氧氨氧化工艺, 容积负荷为0.031 kg ·(m3 ·d)-1, 氨氮平均去除率为91.3%.本实验启动过程可分为3个阶段.阶段Ⅰ包含了菌体自溶期和停滞期.阶段Ⅱ在停滞期采取提高运行温度到27℃的方式, 仅运行了6个周期, 就获得了80%以上的总氮去除率.实现厌氧氨氧化在27℃下快速启动.在较高温度下启动完成后, 通过逐渐降低温度至常温(22℃±1℃)的方式, 保持了较高的总氮去除效率.
安芳娇等[16]考察了温度对厌氧氨氧化处理性能的影响, 发现当温度从30℃降低到25℃时, 氨氮及亚硝氮的去除率分别从97.5%和98.5%降低到了81.8%和84.6%.降温幅度与本文基本相同, 且降温后运行温度高于本实验运行温度, 但是氨氮及亚硝氮去除效率下降都大于本研究.本实验过程中采取逐渐降低温度的方式, 每次降温幅度仅为1℃, 缩小降温幅度能够减小降温对厌氧氨氧化菌活性的影响, 通过先升温再逐渐降温的方式实现了常温条件下厌氧氨氧化颗粒污泥的快速启动.在启动初期(10~20 d)温度控制在27℃, 一方面适当提高了启动温度, 缩短了常温条件启动的启动时间, 另一方面选取了中低温度(27℃), 减少了温差, 在降温过程中减小了低温对于厌氧氨氧化菌的冲击, 为厌氧氨氧化工艺的启动和低温运行提供了一种可行性的参考.由此可见, 适当提高运行温度(27℃)可以加快厌氧氨氧工艺启动, 在厌氧氨氧化菌活性得到提高后, 逐渐降低温度(每次降温幅度为1℃)至常温, 厌氧氨氧化菌能够保持较高的活性, 缩短常温厌氧氨氧化启动时间, 实现常温厌氧氨氧化工艺快速启动.
Kimura等[17]采取连续进水的方式发现当进水中的DO浓度高于2.5 mg ·L-1, 对厌氧氨氧化产生明显抑制作用, 当DO降低到1 mg ·L-1以下时, 厌氧氨氧化菌活性恢复.由于溶解氧会对厌氧氨氧化的启动产生不利影响, 研究者在启动过程中会采取氮气吹脱的方式来避免溶解氧对工艺运行产生影响[18].本实验氨氧化启动过程中, 进水中的溶解氧达到了4.0~5.0 mg ·L-1, 由于AOB的少量存在, 能够将进水中的溶解氧消耗, 提供了有利于厌氧氨氧化菌生存的厌氧环境, 实现了厌氧氨氧化工艺的快速启动.因此在启动过程中可以接种含有少量好氧细菌的污泥, 来解除进水中溶解氧对于厌氧氨氧化菌的负面影响.由于在启动过程中沉淀时间不断缩短, 从接种时的30 min降低到第10 d的15 min, 在第20 d降低到10 min.通过不断缩短沉淀时间, 提供水力选择压, 将沉降性能较差的污泥排除出体系, 有利于厌氧氨氧化菌富集, 形成颗粒. 图 3为厌氧氨氧化污泥在运行过程中的显微镜图片, 可以直观地看出颗粒的形态变化.结合马尔文所测粒径, 得出接种初期污泥为絮体污泥, 在接种30 d后出现了明显的红色颗粒, 平均颗粒粒径达到430 μm, 颗粒污泥形成.当厌氧氨氧化颗粒运行至第50 d, 体积平均粒径已经达到567 μm, 颜色呈现红褐色.
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(a)1 d(10倍物镜); (b)30 d(10倍物镜); (c)50 d(4倍物镜) 图 3 污泥形态变化 Fig. 3 Shape change of ANAMMOX sludge |
根据实验条件将厌氧氨氧化颗粒稳定运行期间分为2个阶段.如图 4所示, 通过改变单周期运行时间研究了总氮容积负荷对厌氧氨氧化颗粒对氮元素的去除效果, 实现低基质(氨氮及亚硝氮均为55 mg ·L-1)厌氧氨氧化颗粒稳定运行.
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图 4 厌氧氨氧化颗粒稳定运行阶段氮去除效果 Fig. 4 Nitrogen removal effect of ANAMMOX granular sludge during the stable operation stage |
阶段Ⅱ将周期运行时间从12 h缩短到8 h, 进水氨氮及亚硝氮的浓度均为90 mg ·L-1.进水总氮容积负荷(以N计)从0.24 kg ·(m3 ·d)-1升高到0.36 kg ·(m3 ·d)-1.缩短周期后, 出水中的氨氮浓度由9 mg ·L-1迅速升高到64 mg ·L-1左右后, 逐渐降低到27 mg ·L-1, 并基本保持稳定; 亚硝氮浓度从14.23 mg ·L-1升高到76.14 mg ·L-1后, 逐渐降低至12 mg ·L-1, 总氮去除率在66%左右波动.马朝阳等[19]发现HRT为10 h时出水效果优于HRT为4 h的去除效果, 过短的HRT会导致氮污染物去除不完全.刘晓宇等[15]在启动厌氧氨氧化颗粒污泥时发现将进水中的氨氮及亚硝氮浓度从50 mg ·L-1升高到100 mg ·L-1, 氨氮及亚硝氮去除率均有所降低, 水力停留时间过短会导致总氮去除率下降.实验过程中, 将进水总氮容积负荷从0.24 kg ·(m3 ·d)-1升高到0.36 kg ·(m3 ·d)-1, 出现了总氮去除率下降的现象, 在改变HRT后出现了去除率下降.
在改变HRT后, 进水负荷有所提高, 为了探究影响厌氧氨氧化工艺去除率的主要因素是HRT还是进水负荷.在第60 d将周期时间恢复12 h, 总氮负荷调回0.24 kg ·(m3 ·d)-1, 发现氮去除率在短时间内达到了稳定运行阶段初始水平.经过10个周期后, 亚硝氮去除率接近100%, 总氮去除率达到74%左右.阶段Ⅲ缩短周期至8 h, 降低氨氮及亚硝氮浓度到55 mg ·L-1, 使氮负荷保持在0.25 kg ·(m3 ·d)-1, 出水氨氮去除率、亚硝氮去除率及总氮去除率分别达到了89.12%、100%和85.45%, 实现了低基质厌氧氨氧化颗粒的稳定运行.
在稳定运行阶段通过控制进水基质浓度和HRT获得了较高的去除率, 通过实验结果可以得出, 总氮去除率不是由HRT决定的, 要保证获得良好的出水水质, 需要控制总氮容积负荷在工艺所能承受的范围内.
2.2.2 厌氧氨氧化化学计量比如图 5所示, 亚硝氮/氨氮的值在每次调节进水总氮负荷后都会发生较大波动, 运行周期时间为12 h时低于周期时间为8 h时的比值.可能是由于减少时间后, 进入到反应器中的溶解氧有所增多, 使得AOB能够获得较多的溶解氧来氧化氨氮, 从而获得了较高的氨氮去除率.当反应器进水氨氮及亚硝氮浓度均为55 mg ·L-1时, 亚硝氮/氨氮的值越来越接近理论值1.32, 说明厌氧氨氧化菌所占比例在不断升高, 厌氧氨氧化颗粒表现出良好的抗冲击能力, 能够在进水中含有溶解氧的水质条件下稳定运行.在厌氧氨氧化颗粒启动阶段在相同的进水水质条件下, 可以采取相对较少的周期数来减弱溶解氧对于厌氧氨氧化颗粒启动的影响, 在颗粒污泥稳定后再通过增加运行周期数, 来提高处理效率, 最终实现厌氧氨氧化在常温低基质条件下的稳定运行.
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图 5 厌氧氨氧化颗粒污泥稳定运行阶段氮元素化学计量比 Fig. 5 Stoichiometry of nitrogen in ANAMMOX granular sludge during the stable operation stage |
本实验整个阶段, 硝氮/氨氮的值一直在0.26左右波动, 但是在亚硝氮/氨氮的值接近1.32时, 硝氮/氨氮有所升高, 最高达到了0.4.此化学计量比略高于厌氧氨氧化理论化学计量比, 产生这种现象的原因可能有两种:任玉辉等[20]在研究溶解氧对厌氧氨氧化影响时, 通过FISH分析发现, 反应器中存在一定量的硝化细菌.进水中含有溶解氧的条件下, 系统中不是单一的厌氧氨氧化菌种, 可能存在少量的亚硝酸盐氧化菌将亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮; 反应进水中未添加有机碳源, 系统中存在的少量异养菌在运行过程中被淘汰, 厌氧氨氧化反应过程中产生的硝酸盐不能被消耗, 在长期的运行过程中会有所积累导致硝氮/氨氮的值升高.
2.3 厌氧氨氧化颗粒特性 2.3.1 MLSS、MLVSS及形态变化如图 6所示, 在启动初期, MLSS急剧减小, 从7 367 mg ·L-1降低到3 338 mg ·L-1, MLVSS/MLSS从0.38升高到0.59.反应接种污泥由生物滤柱冲洗污泥占主体, 其中无机质含量较高, 启动采取降低沉淀时间的方式来提高水力选择压, 将沉淀性能较差的污泥及无机质排出; 同时随着接种时间延长, 细菌的活性得到恢复, 细菌开始增殖, 这也使得反应器内MLSS减小, MLVSS/MLSS升高.运行35 d后, MLSS的值基本保持稳定, MLVSS和MLVSS/MLSS略微升高, 表明厌氧氨氧化菌活性稳定, 生物质含量不断增高. SVI是能够准确反映污泥沉淀性能的参数, SVI值越低, 说明污泥沉降性能越好[21].污泥体积指数(SVI30)从47.51 mL ·g-1降低到29.51 mL ·g-1, 表明反应器内的污泥沉降性能不断提高.在颗粒污泥形成后, SVI基本稳定在30 mL ·g-1, 表明具有良好的沉降性能.
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图 6 厌氧氨氧化运行过程中污泥性能变化 Fig. 6 Performance changes of sludge during ANAMMOX operation |
EPS在颗粒形成和维持颗粒稳定性过程中起着重要作用, EPS的构型和成分影响颗粒构型和完整性[22].多糖(PS)、蛋白质(PN)是EPS的重要组成部分. PS是一种生物多糖, 可以促进细胞间的相互交流, 促进细胞形成颗粒; 细菌更倾向于接近疏水性物质, EPS中的PN具有疏水性, 有利于微生物聚集, 从而形成颗粒[23, 24].
由图 7所示, PN/PS在第36 d和第63 d出现明显升高, 分别从1.86升高到2.88、从1.83升高到2.60.有研究者发现PN/PS能够在很大程度上反映颗粒稳定性, 当运行条件发生改变时, PN/PS会有明显升高[25].本实验运行过程中, 由于在这两个节点前改变了进水氮负荷, 厌氧氨氧化颗粒处理效果有所下降, 导致了PN/PS升高.第75 d后PN/PS保持在一个相对稳定值, 在1.70左右波动, 说明此时厌氧氨氧化颗粒运行稳定.本实验过程中, PN/PS最终达到恒定, 实现了常温低基质厌氧氨氧化颗粒的稳定运行.
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图 7 厌氧氨氧化运行过程中EPS变化 Fig. 7 Changes in EPS during ANAMMOX operation |
(1) 通过提高温度至27℃实现了厌氧氨氧化活性快速提高, 氨氮及亚硝氮去除率分别从53.50%和50.23%增长到91.33%和99.69%.再逐渐降温至常温(1℃ ·d-1), 同时将沉淀时间从30 min降低到10 min, 经30 d实现了常温条件下厌氧氨氧化颗粒启动, 氨氮及亚硝氮平均去除率稳定在88.00%和85.00%, 平均颗粒粒径达到430 μm.
(2) 在进水存在溶解氧的条件下, AOB的存在有利于厌氧氨氧化颗粒的启动和稳定运行, 在颗粒形成后溶解氧对于厌氧氨氧化的影响不断降低, 平均氨氮、亚硝氮消耗量及硝酸盐氮生成量之比为1 :1.25 :0.27.
(3) 在常温条件下, 通过控制HRT和进水基质浓度, 实现了常温低基质厌氧氨氧化颗粒的稳定运行.影响厌氧氨氧化工艺去除率的主要是由总氮负荷决定的, 本实验条件下所能去除的总氮容积负荷为0.24 kg ·(m3 ·d)-1, 亚硝氮去除率和总氮去除率分别达到了100%和85%, MLVSS/MLSS达到0.59, SVI稳定在30 mL ·g-1.
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