葉面肥與不同類型鈍化材料組合施用對(duì)水稻累積鎘效應(yīng)研究

李嘉琳，梁金明，陳波華，李永濤，王進(jìn)進(jìn)*

（1.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，廣州 510642；2.中山市農(nóng)業(yè)科技推廣中心，廣東 中山 528400）

礦山開采、工業(yè)廢棄物排放以及農(nóng)業(yè)投入品的不合理使用等一系列人類活動(dòng)導(dǎo)致農(nóng)田土壤重金屬鎘（Cd）逐漸累積[1-2]，而Cd被公認(rèn)為是一種高毒性致癌物質(zhì)，會(huì)對(duì)人類健康產(chǎn)生很大威脅[3-4]。特別在南方水稻產(chǎn)區(qū)，水稻作為一種易吸收Cd的主要糧食作物，更增加了Cd的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[5-6]。針對(duì)Cd污染土壤，特別是中輕度污染土壤（占Cd超標(biāo)土壤點(diǎn)位的94%，《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，2014）的修復(fù)，降低土壤Cd活性或有效性以達(dá)到安全生產(chǎn)的目的是目前的研究熱點(diǎn)[7-12]。目前，污染土壤修復(fù)的安全利用技術(shù)包括鈍化、低累積作物、水分管理、葉面肥等。

鈍化措施是一種通過添加固定化材料，以吸附、沉淀、離子交換、腐殖化、氧化-還原等一系列反應(yīng)來降低土壤重金屬移動(dòng)性的技術(shù)，常用的無機(jī)鈍化材料包括硅酸鹽類（膨潤土、蒙脫石、海泡石、沸石等）、磷酸鹽類（羥基磷灰石、磷礦粉、骨炭等）以及碳酸鹽類（石灰、粉煤灰、白云石等）等[4，13-14]。如Liang等[15]在田間試驗(yàn)條件下用海泡石修復(fù)Cd污染土壤，在0.75、1.50、2.25 kg·m-2的添加量下兩個(gè)品種的稻米（FY-9和ZLY-950）對(duì)Cd的吸收量下降52.3%～73.6%和40.2%～47.9%。硅酸鹽黏土礦物一般具有巨大的比表面積且通常帶有負(fù)電荷，可通過靜電引力吸引重金屬陽離子，并在膠體表面完成化學(xué)吸附，形成絡(luò)合物或者螯合物，達(dá)到鈍化的效果。另外由于其巨大的比表面積，還可以促進(jìn)對(duì)重金屬的物理吸附[7，16]。Thawornchaisit等[17]研究了過磷酸鈣、磷酸氫二銨和磷礦粉對(duì)土壤中Cd的鈍化效果，經(jīng)過60 d的鈍化后，可浸出態(tài)Cd的濃度從對(duì)照的306 mg·kg-1分別下降到140、34 mg·kg-1和12 mg·kg-1。磷酸鹽類礦物對(duì)重金屬Pb的吸附較強(qiáng)烈且吸附機(jī)理比較明確[18]，而對(duì)Cd的吸附機(jī)理尚不明確。最近有報(bào)道指出，羥基磷灰石去除Cd的機(jī)理主要包括表面吸附和形成共沉淀[19]。Lee等[20]在盆栽試驗(yàn)條件下采用碳酸鈣鈍化土壤中的Cd，在15 g·盆-1（砂土）和30 g·盆-1（黏土）的添加量下，4種土壤溶液中的Cd含量下降了60%～98.6%。對(duì)于碳酸鹽類礦物，調(diào)控土壤pH值以及與重金屬離子形成沉淀可能是其最主要的吸附機(jī)制[21]。

除鈍化措施以外，葉面肥也是一種常用的污染土壤修復(fù)農(nóng)藝措施。水稻作為一種喜硅作物，有研究指出，葉面噴施微量元素能夠顯著影響其對(duì)重（類）金屬的吸收[22-26]。其中葉面噴施硅肥能夠顯著促進(jìn)作物生長、增強(qiáng)作物抗逆性[27]，以及能夠顯著抑制Cd向稻米中的遷移[23]。此外，葉面噴施含硒（Se）肥料能夠降低作物對(duì)重（類）金屬的吸收，減輕重（類）金屬的毒性效應(yīng)[28-32]，促進(jìn)作物生長及增產(chǎn)[33-34]。

近年來，許多研究集中在重金屬單項(xiàng)控制技術(shù)研發(fā)及修復(fù)機(jī)理研究上，但面對(duì)復(fù)雜的土壤污染來源及現(xiàn)狀，需要將各種單項(xiàng)修復(fù)技術(shù)進(jìn)行合理的集成，形成污染耕地過程控制技術(shù)體系[7]。因此，本研究在田間試驗(yàn)條件下，通過不同種類的鈍化處理（硅酸鹽類、磷酸鹽類及碳酸鹽類）和葉面噴施微肥進(jìn)行技術(shù)集成，驗(yàn)證不同組合的修復(fù)效果，篩選出一種適用于南方中輕度污染土壤的安全利用技術(shù)模式，為污染農(nóng)田主要糧食的安全和區(qū)域農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展提供保障。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)地位于廣東省中山市大涌鎮(zhèn)某地水稻田（22°26′19″N，113°15′34″E），供試土壤屬于紅壤性水稻土。該試驗(yàn)地位于珠江三角洲沖積平原地區(qū)，長期受西江水灌溉影響。在之前的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，當(dāng)?shù)亟?jīng)常以生雞糞作為有機(jī)肥施入到土壤中，而未經(jīng)腐熟的生雞糞可能含有大量的重金屬等有害物質(zhì)。此外，該試驗(yàn)地毗鄰當(dāng)?shù)氐囊粭l交通主干道——古神公路，由大氣沉降導(dǎo)致的重金屬累積也可能是當(dāng)?shù)赝寥乐亟饘俪瑯?biāo)的原因之一。該試驗(yàn)點(diǎn)土壤總Cd含量為0.376±0.053 mg·kg-1，前期調(diào)查采集的水稻籽粒中的總Cd含量為0.215±0.003 mg·kg-1，根據(jù)《全國土壤污染狀況評(píng)價(jià)技術(shù)規(guī)定》（環(huán)發(fā)〔2008〕39號(hào)）中關(guān)于土壤污染風(fēng)險(xiǎn)的規(guī)定，該試驗(yàn)點(diǎn)屬于輕度污染風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。供試土壤的基礎(chǔ)理化性質(zhì)指標(biāo)見表1。

供試水稻（Oryza sativa L.）品種為當(dāng)?shù)爻Ｓ闷贩N——珍香絲苗。供試改性鉬礦為課題組前期研制的產(chǎn)品，該鈍化劑以天然低品位鉬礦和白云石為原料，經(jīng)“高溫熔融+冷萃活化+分散改性”后制得[16]，鈍化劑為白色粉末，pH為12.0，其組成為24%CaO、13%MgO、15%SiO2，Cd含量未檢測出。供試石灰和羥基磷灰石為市場購買，pH分別約為12.0和9.0。供試葉面肥為市場采購，有效硅含量≥100 g·L-1，pH 7.0～9.0，兌水稀釋后進(jìn)行噴施。

表1 供試土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)Table 1 Physic-chemical parameters of the experimental soil

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)于2018年3—7月在中山市大涌鎮(zhèn)某地水稻田進(jìn)行。試驗(yàn)區(qū)布置及各處理添加量見圖1和表2。試驗(yàn)共設(shè)置5種不同的修復(fù)處理，每種處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，每個(gè)重復(fù)的小區(qū)面積為30 m2，采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)：CK，常規(guī)施肥處理，采用當(dāng)?shù)赝扑]施肥用量，即50%的N∶P2O5∶K2O=24∶7∶19 復(fù)合肥（300 kg·hm-2），分基肥（45%）、回青肥（30%）和分蘗肥（25%）3次施用；Ⅰ，常規(guī)施肥+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅱ，常規(guī)施肥+增施3000 kg·hm-2改性鉬礦；Ⅲ，常規(guī)施肥+增施3000 kg·hm-2改性鉬礦+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅳ，常規(guī)施肥+增施1500 kg·hm-2石灰+噴施7.5 L·hm-2葉面肥；Ⅴ，常規(guī)施肥+增施4500 kg·hm-2羥基磷灰石+噴施7.5 L·hm-2葉面肥。各種類型的鈍化劑產(chǎn)品在水稻插秧前一次性施入，后續(xù)不再施用；葉面肥每0.5 L用水稀釋至約100 L后噴施，在水稻分蘗期到拔節(jié)期（秧齡大約60～70 d左右），選擇晴天或多云天氣的午后4：00左右進(jìn)行噴施，如噴后24 h下雨，需再補(bǔ)噴一次。

圖1 試驗(yàn)地處理示意圖及田間種植情況Figure 1 Schematic diagram of experimental treatments and field planting

表2 田間試驗(yàn)各處理添加量Table 2 The designed experimental addition amount

1.3 樣品采集與測試

試驗(yàn)前基礎(chǔ)土樣于2018年2月底在田間采集，試驗(yàn)后田間試驗(yàn)樣品采集工作于2018年7月下旬進(jìn)行。每個(gè)試驗(yàn)小區(qū)采集3～5株長勢均勻的水稻植株及對(duì)應(yīng)的土壤樣品，水稻植株樣品洗凈后分成根系、莖葉和稻谷3部分，將稻谷洗凈、吸干水分，風(fēng)干后脫殼取出籽粒，水稻植株各部位風(fēng)干研磨后待測。土壤樣品自然風(fēng)干后，研磨分別過2 mm和0.149 mm篩，用于土壤pH值和重金屬Cd的測定。

水稻籽粒產(chǎn)量采用試驗(yàn)小區(qū)全收全測的方式測定，按比例換算成每公頃產(chǎn)量。土壤pH值采用玻璃電極法（PHS-3C，China）測定（水土比為2.5∶1）[35]。土壤重金屬Cd總量采用三酸（HNO3+HF+HClO4，體積比為5∶5∶3）消解[36]，并用國家一級(jí)標(biāo)樣（土壤樣GSS-16）進(jìn)行質(zhì)量控制。水稻籽粒中的Cd含量采用HNO3+HClO4（4∶1）進(jìn)行消解[36]。所有樣品測試全程同步做試劑空白，土壤及籽粒Cd待測液采用石墨爐原子吸收分光光度計(jì)（ZEEnit 650P，德國）進(jìn)行測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

Cd在水稻體內(nèi)的分布特征以生物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）來表征：

式中：Cgrain為水稻籽粒中Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1；Csoil為土壤中Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1；Cshoot為水稻莖葉中Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1；Croot為水稻根系中Cd的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，mg·kg-1。

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)為3次重復(fù)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差，試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2013及SPSS Statistics 23軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 技術(shù)集成措施對(duì)水稻產(chǎn)量的影響

本研究中各處理水稻籽粒產(chǎn)量見表3。單獨(dú)噴施葉面肥處理（Ⅰ）的水稻籽粒產(chǎn)量相比于常規(guī)施肥處理（CK）下降了0.8%，單獨(dú)施用改性鉬礦處理（Ⅱ）相比于CK下降了2.7%，葉面肥和改性鉬礦組合處理（Ⅲ）相比于CK下降了4.5%，葉面肥和石灰組合處理（Ⅳ）相比于CK下降了2.4%，葉面肥和羥基磷灰石組合處理（Ⅴ）相比于CK下降了5.7%。所有修復(fù)處理的水稻籽粒產(chǎn)量均低于CK，但差異均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。說明本研究中采用的各種修復(fù)處理對(duì)試驗(yàn)地水稻籽粒產(chǎn)量沒有顯著影響。

2.2 技術(shù)集成措施對(duì)土壤pH值的影響

不同修復(fù)措施對(duì)土壤pH值的影響如圖2所示。CK組土壤pH值為6.48±0.03，呈中性，經(jīng)過修復(fù)處理后，土壤pH值變化范圍在6.48～6.98之間，其中單獨(dú)施用葉面肥以及葉面肥+改性鉬礦組合處理下土壤pH值與CK處理無顯著差異，而單獨(dú)施用改性鉬礦、葉面肥與石灰或羥基磷灰石組合施用時(shí)，土壤pH值較CK處理均顯著增加（P＜0.05）。

2.3 技術(shù)集成措施對(duì)水稻各部位Cd累積的影響

不同修復(fù)措施土壤浸提態(tài)Cd含量以及水稻根系、莖葉和籽粒中的Cd含量如圖3所示，圖中實(shí)線為Cd的國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)限量值0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）。從浸提態(tài)Cd含量變化來看，除葉面肥+羥基磷灰石組合處理外，其他修復(fù)處理土壤浸提態(tài)Cd含量均有所降低，降幅為15.6%～22.8%，但均未達(dá)到顯著差異水平。

表3 各集成措施處理下水稻籽粒產(chǎn)量Table 3 Rice yields under different treatments

在所有處理下，水稻各部位Cd含量的順序均為根系＞莖葉＞籽粒，且均達(dá)到顯著差異水平（P＜0.05）。從各處理對(duì)比來看，CK處理和單獨(dú)施用葉面肥處理的水稻籽粒Cd含量分別為0.251±0.048 mg·kg-1和0.240±0.025 mg·kg-1，超標(biāo)幅度分別為25.5%和19.9%，單獨(dú)施用改性鉬礦處理及各種組合技術(shù)處理后水稻籽粒中Cd含量相對(duì)于CK處理均顯著下降（P＜0.05），且處理后籽粒Cd含量均低于Cd的國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)限量值。其中，改性鉬礦處理降低37.8%，葉面肥+改性鉬礦組合處理降低46.4%，葉面肥+石灰組合處理降低48.8%，葉面肥+羥基磷灰石組合處理降低25.2%。根系和莖葉中Cd含量范圍分別為 0.699～1.342 mg·kg-1和 0.303～0.848 mg·kg-1，從根系和莖葉中Cd含量的變化來看，各處理的變化規(guī)律一致，處理后水稻根系和莖葉中的Cd含量均顯著低于CK處理，下降幅度分別為12.9%～47.9%和37.5%～64.3%，各修復(fù)處理間改性鉬礦、葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+羥基磷灰石組合技術(shù)處理后根系Cd含量顯著低于單獨(dú)施用葉面肥處理，而莖葉中Cd含量在各修復(fù)處理間無顯著差異（P＞0.05）。

圖2 各集成措施處理下土壤pH值Figure 2 Soil pH values under different treatments

圖3 各集成措施處理下土壤浸提態(tài)Cd含量及水稻各部位Cd含量Figure 3 Extracted soil Cd concentration and Cd in roots，straws and grains under different treatments

2.4 技術(shù)集成措施對(duì)水稻籽粒BCF和TF的影響

不同修復(fù)措施對(duì)水稻籽粒BCF的影響如圖4所示，各處理對(duì)水稻籽粒的BCF影響不一。相較于CK處理，單獨(dú)施用葉面肥以及葉面肥+羥基磷灰石處理對(duì)水稻籽粒的BCF無顯著影響（P＞0.05），而改性鉬礦、葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+石灰處理顯著降低了籽粒的BCF（P＜0.05），下降幅度分別為25.9%、31.3%和47.3%。

從Cd在根系到莖葉中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFshoot/root）的變化來看，除單獨(dú)施用改性鉬礦處理下TFshoot/root與CK無顯著差異外（P＞0.05），其他修復(fù)處理均顯著降低了TFshoot/root（P＜0.05）；從Cd在莖葉到籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TFgrain/shoot）的變化來看，與CK組相比，除單獨(dú)施用葉面肥處理顯著增加了TFgrain/shoot外（P＜0.05），其他修復(fù)處理下TFgrain/shoot與CK無顯著差異（P＞0.05）。綜合考慮以上研究結(jié)果、土壤浸提態(tài)Cd含量及Cd在水稻各部位中的含量發(fā)現(xiàn)，本研究中采用的改性鉬礦的作用主要是通過降低土壤浸提態(tài)Cd含量及根系Cd含量，即通過減少Cd從土壤中向水稻體內(nèi)的遷移過程來實(shí)現(xiàn)水稻籽粒降Cd的目的；葉面硅肥處理能夠顯著影響Cd在水稻體內(nèi)的分配，可能會(huì)通過降低Cd從根系向莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)以及增加向籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)來減少Cd在水稻莖葉中的滯留。

圖4 各集成措施處理下水稻籽粒的生物富集因子（BCF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）Figure 4 Bioconcentration factors（BCF）and transfer factor（TF）of rice grain under different treatments

3 討論

本研究中采用的葉面肥為含硅葉面肥，水稻作為一種喜硅作物，有效硅的施用會(huì)促進(jìn)污染脅迫下水稻的生長[23，37]，特別在水稻生育后期（抽穗期-成熟期），葉面肥具有顯著的促生效果[38]。然而在本研究中葉面肥在分蘗期-拔節(jié)期之間施用，對(duì)水稻無顯著促生作用，這說明施用期的選擇可能會(huì)影響葉面硅肥的促生效果，因此在實(shí)地應(yīng)用時(shí)，應(yīng)結(jié)合待修復(fù)地的土壤性質(zhì)和水稻品種開展葉面肥噴施量及噴施時(shí)間的試驗(yàn)，以確定最佳施用方式。對(duì)于葉面肥施用抑制作物吸收Cd的機(jī)制，前人的研究指出，可能是Si進(jìn)入水稻體內(nèi)后，隨著養(yǎng)分循環(huán)系統(tǒng)運(yùn)移至根部，與根系中的Cd發(fā)生了共沉淀反應(yīng)而減少了Cd向籽粒中的遷移[39]。也有研究指出可能是因?yàn)镾i會(huì)影響Cd進(jìn)入水稻體內(nèi)后的再分布，通過降低Cd的向上轉(zhuǎn)運(yùn)來達(dá)到抑制Cd毒性的目的[25]。在本研究中葉面肥處理表現(xiàn)出與前人研究相似的作用，能夠顯著降低試驗(yàn)地水稻根系中的Cd向地上部位遷移的能力，但對(duì)Cd從莖葉到籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)無顯著影響。

本研究中采用的3種鈍化材料均為堿性無機(jī)材料，可通過提高土壤pH值來達(dá)到修復(fù)土壤的目的[40]。特別是羥基磷灰石和石灰中含有大量的CaO，施用到土壤中會(huì)顯著降低土壤的交換性酸和鋁含量，本研究中添加羥基磷灰石和石灰的處理相較于其他處理，土壤pH值顯著增加（P＜0.05）。然而供試土壤為中性（pH 6.37±0.04）時(shí)，pH值的增加引起的可溶性Cd的降低作用可能不顯著，所以在本研究中含有羥基磷灰石的處理下，Cd在籽粒中的BCF相較于CK處理并無顯著差異，該處理對(duì)Cd在水稻各個(gè)部位的累積雖相比CK具有顯著的降低作用，但對(duì)于Cd在籽粒中的累積效應(yīng)仍顯著高于葉面肥與改性鉬礦硅質(zhì)鈍化劑或與石灰的配合施用。石灰在相對(duì)較小的添加量（小于1.5 kg·m-2）時(shí)也表現(xiàn)出與其他處理接近的修復(fù)效果，說明在珠三角地區(qū)，石灰也是一種適宜的Cd污染土壤修復(fù)材料，也得到了諸多的研究和應(yīng)用。但是關(guān)于石灰長期施用帶來的不利影響也受到了眾多學(xué)者的關(guān)注，因此在具體應(yīng)用過程中應(yīng)考慮待修復(fù)土壤的類型、施用量和施用方式等問題。本研究中采用的改性鉬礦硅質(zhì)鈍化劑為課題組前期研制的鈍化材料[16]，其具有良好的化學(xué)機(jī)械穩(wěn)定性和環(huán)境兼容性。該鈍化材料主要成分為硅酸鈣鎂，具有巨大的比表面積且提供了大量的可交換性Ca2+和Mg2+，可以與土壤中的Cd2+發(fā)生交換吸附從而使得Cd2+被固定在材料表面；另外，材料釋放出的Ca2+和Mg2+會(huì)與Cd2+競爭作物根系的吸收通道[41]，從而減少作物對(duì)Cd的吸收。此外，材料中豐富的Si也會(huì)抑制作物根系對(duì)Cd的吸收[42]。在本研究中，改性鉬礦處理在不降低作物產(chǎn)量的情況下（表3），顯著降低了水稻根系、莖葉和籽粒對(duì)Cd的吸收，對(duì)籽粒Cd的BCF也具有顯著的降低作用，表現(xiàn)出良好的應(yīng)用前景。

本研究中未經(jīng)修復(fù)的CK組水稻籽粒Cd含量為0.251±0.048 mg·kg-1，在單獨(dú)施用葉面肥時(shí)修復(fù)效果不顯著，對(duì)Cd在籽粒中的累積相較于CK來說均沒有顯著影響，但是單獨(dú)施用改性鉬礦處理能夠顯著降低籽粒中Cd的累積，說明針對(duì)本研究中輕度污染的耕地，在選擇適宜修復(fù)技術(shù)的情況下，單一技術(shù)能夠?qū)崿F(xiàn)Cd超標(biāo)農(nóng)田安全利用的目的。葉面肥與3種不同類型的鈍化材料組合施用時(shí)對(duì)Cd在水稻根系、莖葉和籽粒中的累積效應(yīng)均表現(xiàn)出顯著的降低作用，且處理后水稻籽粒Cd含量均低于國家食品安全標(biāo)準(zhǔn)限量值0.2 mg·kg-1（GB 2762—2017）。面對(duì)我國目前的污染現(xiàn)狀，可根據(jù)實(shí)地需要，將各種單項(xiàng)修復(fù)技術(shù)進(jìn)行合理的集成，形成污染耕地過程控制技術(shù)體系[7]并開展驗(yàn)證討論，才是實(shí)現(xiàn)重金屬污染可持續(xù)安全利用、應(yīng)對(duì)人口迅速增長、耕地面積減少、環(huán)境日趨惡化局面的必然選擇。

4 結(jié)論

通過在田間試驗(yàn)條件下使用葉面肥和不同類型的鈍化劑（硅酸鹽類、碳酸鹽類、磷酸鹽類）進(jìn)行Cd污染農(nóng)田安全利用的試驗(yàn)表明：與對(duì)照相比，單獨(dú)施用葉面肥對(duì)籽粒吸收Cd無顯著降低作用；而單獨(dú)施用改性鉬礦以及葉面肥+改性鉬礦、葉面肥+石灰、葉面肥+羥基磷灰石等組合處理均能顯著降低稻米中的Cd含量，降幅達(dá)到25.2%～48.8%。改性鉬礦和石灰處理均可通過減少Cd從土壤中向水稻體內(nèi)的遷移過程來實(shí)現(xiàn)水稻籽粒降Cd的目的，葉面硅肥通過降低Cd從根系向莖葉的轉(zhuǎn)運(yùn)以及增加向籽粒中的轉(zhuǎn)運(yùn)來減少Cd在水稻莖葉中的滯留。在本研究中，葉面肥+改性鉬礦和葉面肥+石灰組合處理相比單施葉面肥處理表現(xiàn)出顯著的應(yīng)用優(yōu)勢，但是相比單施改性鉬礦處理無顯著差異。