一种氧化亚氮偏好型反硝化污泥及其培养方法

1.本发明属于环境工程技术领域，具体而言，涉及一种氧化亚氮偏好型反硝化污泥及其培养方法。


背景技术：

2.氧化亚氮(n2o)是一种强大的温室气体，其致温室效应潜能是二氧化碳(co2)的300倍。且n2o上升至平流层后还会与臭氧发生光化学反应，破坏臭氧层，对人类居住环境产生非常大的危害。
3.基于微生物硝化和反硝化作用的生物脱氮(bnr)技术是目前广泛应用的废水处理技术，被认为是n2o的重要排放来源。据估计，2005-2020年间污水处理厂n2o的释放通量约占全球n2o释放总量的13％。根据目前的了解，导致bnr过程中n2o产生的生物学途径主要有三种：羟胺氧化途径，硝化细菌反硝化途径和异养反硝化途径。此外，bnr系统中的非生物反应也会产生n2o，但其对bnr系统中n2o总排放量的贡献通常很小(《3％)。在国际社会携手应对全球气候变化的大背景下，中已提出要加强非co2温室气体释放管控，故在保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排已成为污水处理领域面临的重要问题。
4.反硝化作用被认为是bnr过程中消耗n2o的唯一途径。目前的研究侧重于探索减少污水处理过程中n2o产生的方法，而很少关注增加n2o消耗的技术。活性污泥反硝化过程中n2o的还原能力通常超过其产生能力的2-10倍，这使反硝化有成为废水处理系统中n2o汇的潜能。因此，提高活性污泥中n2o还原能力可能是一种有效的n2o减排途径。
5.但目前关于通过驯化反硝化污泥，提高n2o还原能力从而来增加n2o消耗的报道非常有限。如何提高n2o的还原能力及影响n2o还原能力的因素等问题尚不明确。
6.因此，急需找到一种反硝化污泥及其培养方法，能通过提高n2o还原能力来增加n2o的消耗，进而实现保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排。


技术实现要素：

7.为解决现有技术中存在的问题，本发明提供一种n2o偏好型反硝化污泥及其培养方法。一方面，使用硝酸盐(no
3-)和n2o共同作为氮源使反硝化污泥始终在电子竞争条件下进行驯化，通过在反硝化污泥中富集n2o偏好型细菌来增加电子竞争下n2o的还原能力，增加了n2o的消耗，有效解决污水处理过程中n2o的排放问题，实现了保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排；另一方面，通过n2o的有效减排，减弱了温室效应，保护生态环境；再一方面，从增加n2o的消耗这一角度着手，为减少n2o的排放提供了技术支撑与新的思路，具有良好的应用前景。
8.为了达到上述目的，本发明采用以下方案实现：
9.一方面，本发明提供一种用于驯化n2o偏好型反硝化污泥的培养基，所述培养基包括含有no
3-‑
n和/或n2o-n的人工合成废水。
10.进一步地，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/
ln2o-n或r3：60mg/l n2o-n。
11.优选地，所述人工合成废水包括r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n。
12.使用硝酸盐(no
3-)和n2o共同作为氮源使反硝化污泥始终在电子竞争条件下进行驯化，通过在反硝化污泥中富集n2o偏好型细菌来增加电子竞争下n2o的还原能力，增加n2o的消耗。
13.另一方面，本发明提供一种n2o偏好型反硝化污泥，所述n2o偏好型反硝化污泥通过如上所述三种技术方案中的培养基驯化培养形成。
14.在一些实施方式中，培养得到的n2o偏好型反硝化污泥，通过提高n2o的还原速率，降低n2o的还原速率抑制率，来增加n2o的消耗，实现了保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排的目的。
15.再一方面，本发明提供一种n2o偏好型反硝化污泥的培养方法，所述方法为：将污泥接种于反应器内，分别加入如上所述技术方案中的培养基驯化培养形成。
16.在一些实施方式中，所述培养方法通过筛选得到最优的人工合成污水成分及最佳反应条件，最终培养形成一种n2o偏好型反硝化污泥，提高了n2o的还原能力，进而增加n2o的消耗。
17.再一方面，本发明提供一种n2o偏好型反硝化污泥用于制备增加n2o消耗或培养富集反硝化菌的制剂的用途，所述污泥通过使用如上技术方案所述的方法驯化得到，所述方法通过提高n2o的还原能力来增加n2o的消耗。
18.再一方面，本发明提供一种n2o偏好型反硝化污泥用于制备减少温室效应的制剂的用途，所述污泥通过使用如上技术方案所述的方法驯化得到，所述方法通过提高n2o的还原能力来增加n2o的消耗，减少n2o的排放，从而减少温室效应。
19.再一方面，本发明提供一种人工合成的废水用于制备驯化n2o偏好型反硝化污泥的制剂的用途，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n或r3：60mg/l n2o-n。
20.再一方面，本发明提供一种人工合成的废水用于制备增加n2o消耗的制剂的用途，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n或r3：60mg/l n2o-n。
21.再一方面，本发明提供一种污水处理方法，所述方法为：使用如上技术方案所述的n2o偏好型反硝化污泥，或如上技术方案所述的培养方法得到n2o偏好型反硝化污泥进行污水处理。
22.所述方法实现了保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排的目的。
23.本发明的有益效果为：
24.1、本发明提供了一种n2o偏好型反硝化污泥的培养方法，使用no
3-和n2o共同作为氮源使反硝化污泥始终在电子竞争条件下进行驯化，具有明显的协同增效作用，通过在反硝化污泥中富集n2o偏好型细菌来增加电子竞争下n2o的还原能力，增加了n2o的消耗，有效解决污水处理过程中n2o的排放问题，实现了保证污水处理效率的同时实现n2o的有效减排；
25.2、通过n2o的有效减排，减弱了温室效应，保护生态环境；
26.3、从增加n2o的消耗这一角度着手，为减少n2o的排放提供了技术支撑与新的思路，具有良好的应用前景。
附图说明
27.图1为本研究所使用的反应器。
28.图2为n2o溶解曲线。
29.图3不同反应器中污泥vss变化。
30.图4为不同反应器出水中cod的浓度。
31.图5不同反应器中n2o还原速率变化
32.图6不同反应器中nosz i和nosz ii基因丰度变化
具体实施方式
33.下面结合实施例对本发明作进一步详细描述，需要指出的是，以下所述实施例旨在便于对本发明的理解，而对其不起任何限定作用。
34.下述实施例中所使用的实验方法如无特殊说明，均为常规方法。
35.下述实施例中所用的材料、试剂等，如无特殊说明，均可从商业途径得到。
36.实施例1n2o偏好型反硝化污泥的培养
37.本实施例提供的n2o偏好型反硝化污泥的培养方法为最优方法，步骤如下：
38.1)自市政污水处理厂二沉池取回的活性污泥取10l，首先用自来水冲洗3次后，测试污泥vss为200mg/l，污泥呈现絮状分散的均匀形态；
39.2)反应器选择有效容积为10l的连续流反应器(图1)；将步骤1)中10l污泥接种至反应器内，进水在注入反应器前用氮气微孔曝气，使用蠕动泵向反应器连续供应合成废水，反应温度为25
±
1℃，ph为7.5
±
0.1。合成废水中含有6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n(r2)，具体含量包括(mg/l)：nano
3 37mg、n2o 95mg、ch3coona 260mg、nh4cl11.5mg，kh2po
4 10mg、mgso4·
7h2o 10mg，以及每升2.5毫升微量元素溶液。目标废水中的n2o浓度是根据n2o溶解曲线(图2)配置的。微量金属溶液中具体含量包括(g/l)：乙二胺四乙酸50.0g、fecl
3 8g、h3bo
3 0.15g、cocl2·
6h2o 0.15g、cuso4·
5h2o 0.12g、mncl2·
4h2o 0.12g、znso4·
7h2o 0.12g、na2moo4·
2h2o 0.12g和naseo4·
10h2o 0.12g。保持进水底物浓度不变，通过逐步将水力停留时间(hrt)从3d缩短至1.5d，增加运行工序循环次数为2次，连续监测出水溶解氧浓度和ph值。在培养结束后进行实验以量化富集物中no
3-、no
2-、n2o的还原率。
40.3)富集物中总dna使用土壤spin kit(mp biomedicals，美国)进行提取。dna的浓度及质量使用超微量分光光度计(jenway，瑞士)和琼脂糖凝胶电泳来检测。将含有16s rrna和目标基因的标准质粒(生工，中国)稀释成一系列十倍浓度后用于-qpcr标准曲线绘制。所有qpcr反应均在cfx connect荧光定量系统(bio-rad公司，美国)中进行。
41.4)在电子受体组合情况下的反应器(r2)中，可挥发性悬浮物(vss)的浓度位于仅添加no
3-的反应器(r1)和仅添加n2o的反应器(r3)之间。这表明，在使用电子受体组合情况下，产生的污泥量低于单独使用no
3-，但高于单独使用n2o。这一现象是由于no
3-的还原过程涉及多个步骤，每个步骤中的能量代谢(即电子从有机碳源转移到电子受体的过程)效率都可能不足100％，这会导致部分有机物用于生物质生成，从而产生更多的污泥。相比之下，n2o的还原过程仅涉及一个步骤，更容易达到较高的能量代谢效率，从而消耗更多的有机物用于能量代谢而不是生物质生成，结果导致产生的污泥量更少。
42.5)在整个实验过程中，出水中检测不到任何含氮化合物存在，同时设置cod(化学需氧量)浓度维持在140-170mg/l，使其为总是过量的(图4)。一方面，当cod缺乏时，会引起电子竞争；另一方面，污水厂中的cod也都设置为过量的条件。因此为了避免由cod缺乏引起的电子竞争影响，同时更符合污水处理厂的现实条件，本发明中将cod浓度设置为总是过量的，避免cod缺乏引起的误差。
43.6)在反应运行第60d，取出培养后的颗粒污泥，进行筛分观察，结果表明，n2o的还原速率受富集阶段电子受体的种类而异，对比单一电子受体(r1、r3)情况，在电子受体组合情况下(r2)，n2o还原速率显著提高。
44.本实施例提供的n2o偏好型反硝化污泥的最优培养方法，通过采取絮状市政污水处理厂二沉池活性污泥作为接种污泥，并以至少包括6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n(r2)和400mg/l cod(由ch3coona供应)的人工合成废水，采取逐步将水力停留时间(hrt)从3d缩短至1.5d，增加运行工序循环次数为2次，调控反应温度为25
±
1℃，调控ph为7.5
±
0.1，富集反硝化菌，形成反硝化颗粒，最终实现n2o偏好型污泥的制备。
45.该n2o偏好型反硝化污泥，使用no
3-和n2o共同作为氮源使反硝化污泥始终在电子竞争条件下进行驯化，通过在反硝化污泥中富集n2o偏好型细菌来增加电子竞争下n2o的还原能力，增加了n2o的消耗，有效解决污水处理过程中n2o的排放问题，实现了保证污水处理效率的同时实现n2o有效减排。
46.实施例2反应器的筛选
47.为得到实施例1中的最佳培养方法，本实施例对包含有不同人工合成废水的反应器进行了筛选，有以下几种方式(其余未提及的培养过程及条件均为实施例1中最优条件，均相同)：
48.1、对照组反应器：空白，加入原始污泥培养；
49.2、r1反应器：加入包括6mg/l no
3-‑
n的人工合成废水，具体含量包括37mg nano3，培养；
50.3、r2反应器：加入包括6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n的人工合成废水，具体含量包括37mg nano3与95mg n2o，培养；
51.4、r3反应器：加入包括60mg/l n2o-n的人工合成废水，具体含量包括95mg n2o，培养。
52.在反应运行第60d，取出培养后的颗粒污泥，进行筛分观察，并使用丹麦unisense公司的微电极工作站(uniamp single channel systems)检测，结果表明，n2o的还原速率受富集阶段电子受体的种类而异，对比单一电子受体(r1、r3)情况，在电子受体组合情况下(r2)，n2o还原速率显著提高。
53.结果从以下三方面体现：
54.1、n2o还原速率显著提高：
55.每隔五分钟分别测定反应器中n2o的减少量，将减少的物质量除以反应时间即为n2o还原速率，n2o减少量使用丹麦unisense公司的微电极工作站(uniamp single channel systems)检测。
56.从图5中可以看出，1)仅添加n2o时，四个反应器中n2o还原速率较高且没有显著差异；2)仅添加no
3-时，r2反应器中n2o还原速率最高；3)仅添加no
2-时，r2反应器中n2o还原速
率最高；4)添加no
3-与no
2-时，r2反应器中n2o还原速率最高。
57.虽然在仅添加n2o时，四个反应器中n2o还原速率均较高且没有显著差异，但在实际污水处理过程中，通常为很多种类的电子受体(氮化合物)共存于污水中，因此，结合实际情况可知，当反应器优选r2组合，加入包括6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n的人工合成废水培养污泥时，n2o的还原速率最高。
58.2、n2o还原速率抑制率显著降低：
59.n2o还原速率抑制率是一种衡量添加的氮化合物如no
3-、no
2-、no
3-+no
2-对n2o还原速率影响的参数。它通过将在添加这些氮化合物情况下的n2o还原速率与添加的氮化合物为n2o时的n2o还原速率进行比较来计算。
60.具体来说，n2o还原速率抑制率是通过以下公式计算得出的：
61.n2o还原速率抑制率＝1-(添加的氮化合物为no
3-、no
2-、no
3-+no
2-的反应器中的n2o还原速率/添加的氮化合物为n2o的反应器中的n2o还原速率)
62.不同反应器中n2o还原速率抑制率变化结果如表1所示：
63.表1不同反应器的反硝化污泥中n2o还原速率抑制率的变化
[0064][0065]
从表1中可以看出，r2反应器中n2o还原速率抑制率最低；在仅添加no
2-的测试中，n2o还原速率抑制比例最高。
[0066]
在所有的测试中，r2的n2o还原速率抑制率低于r1和r3，这说明电子受体共存(no
3-和n2o)下富集的反硝化群落中n2o还原速率受电子竞争抑制较轻，有助于缓解系统中n2o累积。
[0067]
反硝化过程中，所有还原步骤都需要由糖代谢供应的电子传递参与进行。一般来说，在cod过量的情况下，电子的总供应量不是反硝化过程的限速步骤。然而，氮化合物消耗速率受到糖代谢和电子传递链上游电子供应的限制，所有反硝化酶都在竞争来自共同电子供应系统的电子，即使在cod过量时也会发生这种竞争。在同时添加no
3-与no
2-的测试中，分配给硝酸盐还原酶的电子比例显著下降，增加了转移到其他反硝化酶的比例，这表明no
2-的加入激活了另一类偏好还原no
2-的反硝化菌群。其中，r2的富集物在电子竞争情况下分配给n2o还原酶的电子比例显著高于r1和r3，这说明电子受体共存(no
3-和n2o)下富集的反硝化群落比仅使用no
3-或n2o富集的反硝化群落更偏好利用n2o，该微生物群落对n2o的亲和力较强。
[0068]
因此可知，当反应器优选r2组合，加入包括6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n的人工合成废水培养污泥时，n2o的还原速率抑制率最低。
[0069]
3、不同反应器中nosz i和nosz ii基因丰度显著提高
[0070]
从图6中可以看出，r2反应器中nosz i和nosz ii基因丰度均为最高；
[0071]
nosz基因能编码n2o还原酶，三种富集物中noszⅰ和noszⅱ基因丰度均显著高于对照(图6)，这说明即使电子受体为非n2o的氮化合物也会富集出大量含有nosz基因的反硝化
细菌，这可以归因于n2o为反硝化的中间产物，以no
3-为唯一电子受体的情况下也会还原产生n2o。此外，在长期共存的电子受体环境中，r2中的反硝化群落富集了更高丰度的含有nosz i和nosz ii基因的细菌，更多的n2o还原型反硝化细菌进一步降低了n2o的还原速率抑制率。
[0072]
从本实施例可知，当反应器优选r2组合，加入包括6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n的人工合成废水培养污泥时，具有明显的协同增效作用，一方面，n2o的还原速率最高；另一方面，n2o的还原速率抑制率最低；再一方面，r2反应器中nosz i和nosz ii基因丰度均为最高，进一步降低了n2o还原速率抑制率。
[0073]
实施例3最优培养条件的筛选
[0074]
为得到实施例1中的n2o偏好型反硝化污泥的最佳培养方法，本实施例分别对不同hrt、运行工序循环次数、反应温度与反应ph进行了筛选，有以下几种方式(其余未提及的培养过程及条件均为实施例1中最优条件，均相同)：
[0075]
1、不同hrt的筛选：
[0076]
1)当hrt从3d逐步缩短至1.5d后，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o还原速率抑制率逐渐下降，推测n2o偏好型反硝化细菌生长速度较快，多为短世代型反硝化菌，更适合短hrt条件下培养。在逐步缩短hrt下驯化反硝化污泥不仅有利于系统中n2o的清除，还有利于n2o偏好型反硝化污泥快速培养。
[0077]
2)当hrt保持3d不变时，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o还原速率抑制率也逐渐下降，推测系统中仍可顺利培养出n2o偏好型反硝化污泥。但是，由于hrt保持不变，n2o偏好型反硝化污泥的驯化时间较逐步缩短hrt的条件时要长。
[0078]
3)当hrt从3d逐步增加至4.5d后，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o还原速率抑制率保持不变，系统中未能成功富集出n2o偏好型反硝化污泥。推测可能是由于长世代型反硝化细菌的大量生长抑制了n2o偏好型反硝化细菌的生长引起的。
[0079]
由此可知，本发明中应优选逐步缩短hrt从3d至1.5d的条件。
[0080]
2、运行工序循环次数的筛选：
[0081]
1)当运行工序循环次数为2次时，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o还原速率抑制率达到最低，推测在工序循环次数为2次的情况下，反硝化污泥内形成了一个适宜的微生物群落结构。在这种平衡的微生物环境下，n2o偏好型反硝化细菌能够良好地生长和发挥作用，因此降低了n2o还原的抑制率。
[0082]
2)当运行工序循环次数为1次或为3次时，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o的还原速率抑制率都有所增加。当循环次数为1次时，可能无法满足使得n2o偏好型反硝化细菌富集的生长世代周期，无法成功富集n2o偏好型微生物，从而导致高n2o还原速率抑制率。相反，当循环次数为3次时，可能导致驯化时间过长，长世代型反硝化细菌的大量生长抑制了短世代型的n2o偏好型反硝化菌，导致循环次数为3次时不仅无法降低n2o还原速率抑制率，甚至可能因为微生物之间的竞争，导致其活性n2o偏好型反硝化菌大量死亡。
[0083]
由此可知，本发明中应优选运行工序循环次数为2次。
[0084]
3、反应温度的筛选：
[0085]
1)当反应温度为25
±
1℃时，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o的还原速率抑制率达到最低，这可能是因为此时的反应温度既能够保证足够的反硝化细菌活性，以达到最佳的n2o
还原效果，又不至于过高，导致细菌生活活性降低。此时的反应温度也有助于维持n2o偏好型反硝化细菌的生长活性，为反应器提供了良好的运行稳定性。
[0086]
2)当反应温度为20
±
1℃或30
±
1℃时，在no
3-和no
2-‑
共存的条件下n2o的还原速率抑制率都有所升高。如果反应温度过高，反硝化细菌的活性可能会降低，同时也可能会导致微生物的生长环境变差。如果反应温度过低，虽然可以避免细菌活性降低的问题，但可能会因为环境不适，导致n2o偏好型反硝化细菌的生长受到抑制，从而影响到n2o的还原效果。
[0087]
由此可知，本发明中应优选反应温度为25
±
1℃。
[0088]
4、反应ph的筛选：
[0089]
1)在反应ph值为7.5
±
0.1的条件下，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o的还原速率抑制率达到最低。这表明在此ph范围内，环境为n2o偏好型反硝化污泥提供了最佳生长条件。同时，ph为7.5
±
0.1时与污水处理厂实际ph一致，在此ph下驯化出来的微生物也能在污水处理厂中生存并取得优势。
[0090]
2)在其他ph条件下，例如过高或过低的ph，在no
3-和no
2-共存的条件下n2o的还原速率抑制率都有所升高。我们推测这可能是由于过高或过低的ph值都会对n2o偏好型反硝化污泥的生长产生负面影响，进而对反应的进行产生阻碍。
[0091]
由此可知，本发明中应优选反应ph为7.5
±
0.1。
[0092]
上述最优培养条件的筛选结果如表2所示：
[0093]
表2不同培养条件下的反硝化污泥在no
3-和no
2-共存时n2o还原速率抑制率的变化
[0094][0095]
根据表2结果可知，本实施例进行大量实验，筛选不同的反应条件，最终得出实施例1中所述最佳反应条件：采取逐步将hrt从3d缩短至1.5d，增加运行工序循环次数为2次，调控温度为25
±
1℃，调控ph为7.5
±
0.1，富集反硝化菌，形成反硝化颗粒，最终实现n2o偏好型反硝化污泥的制备。
[0096]
虽然本发明已以较佳实施例公开如上，但其并非用以限定本发明，任何熟悉此技术的人，在不脱离本发明的精神和范围内，都可做各种的改动与修饰，因此本发明的保护范围应该以权利要求书所界定的为准。

技术特征：
1.一种用于驯化n2o偏好型反硝化污泥的培养基，其特征在于，所述培养基包括含有no
3-‑
n和/或n2o-n的人工合成废水。2.如权利要求1所述的培养基，其特征在于，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n或r3：60mg/l n2o-n。3.如权利要求2所述的培养基，其特征在于，所述人工合成废水包括r2：6mg/lno
3-‑
n+60mg/l n2o-n。4.一种n2o偏好型反硝化污泥，其特征在于，所述n2o偏好型反硝化污泥通过权利要求1、2或3所述的培养基驯化培养形成。5.一种n2o偏好型反硝化污泥的培养方法，其特征在于，所述方法为：将污泥接种于反应器内，分别加入如权利要求1、2或3所述的培养基驯化培养形成。6.一种n2o偏好型反硝化污泥用于制备增加n2o消耗或培养富集反硝化菌的制剂的用途，其特征在于，所述污泥通过使用如权利要求5所述的方法驯化得到，所述方法通过提高n2o的还原能力来增加n2o的消耗。7.一种n2o偏好型反硝化污泥用于制备减少温室效应的制剂的用途，其特征在于，所述污泥通过使用如权利要求5所述的方法驯化得到，所述方法通过提高n2o氮的还原能力来增加n2o的消耗，减少n2o的排放，从而减少温室效应。8.一种人工合成的废水用于制备驯化n2o偏好型反硝化污泥的制剂的用途，其特征在于，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n或r3：60mg/l n2o-n。9.一种人工合成的废水用于制备增加n2o消耗的制剂的用途，其特征在于，所述人工合成废水包括r1：6mg/l no
3-‑
n或r2：6mg/l no
3-‑
n+60mg/l n2o-n或r3：60mg/ln2o-n。10.一种污水处理方法，其特征在于，使用如权利要求4所述的n2o偏好型反硝化污泥，或如权利要求5所述的培养方法得到n2o偏好型反硝化污泥进行污水处理。

技术总结
本发明提供了一种氧化亚氮(N2O)偏好型反硝化污泥及其培养方法，通过采取絮状市政污水处理厂二沉池活性污泥作为接种污泥，并以包括6mg/L NO


技术研发人员：叶金宇 薛向东 张蒙恩 高源 李鑫龙
受保护的技术使用者：浙江科技学院
技术研发日：2023.06.09
技术公布日：2023/8/28