权利要求
S1：对离子型稀土尾矿区进行分层开挖，分别获得深度为0~30cm的表层土方、深度为30~50cm的中层土方和深度>50 m深层土方;
S2：将所述深层土方与氮素定向转化耦合材料及复合微生物菌剂混合，养护后回填至原位底层，形成氨氮靶向去除层;
S3：将所述中层土方与多孔基质耦合重金属稳定剂及功能微生物菌剂混合，养护后回填至所述氨氮靶向去除层之上，形成重金属稳定层;
S4：将所述表层土方与复合土壤调理剂混合后回填至所述重金属稳定层之上，形成土壤改良层;
S5：在所述土壤改良层上种植耐重金属的植物，完成修复;
所述复合土壤调理剂包括：土壤改良材料和微生物菌剂;
所述土壤改良材料包括发酵粪肥、煤矸石基仿生泥煤、生物炭和保水剂;
所述微生物菌剂包括解磷、解钾菌和有机质降解菌。
2.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S2中，氮素定向转化耦合材料包含沸石、球磨改性煤矸石和煤矸石基Na-X分子筛中的至少一种。
3.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S2中，所述氮素定向转化耦合材料的添加量为土壤重量的5%-20%。
4.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S2中，复合微生物菌剂包括铁氨氧化菌、厌氧氨氧化菌、硝化菌和反硝化菌中的至少一种。
5.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S3中，所述多孔基质耦合重金属稳定剂包括生物炭、铁基含磷材料、DTC改性多孔生物炭中的至少一种。
6.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S3中，所述多孔基质耦合重金属稳定剂的添加量为土壤重量的5%-15%。
7.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述步骤S3中，所述功能微生物菌剂包括硫酸盐还原菌、重金属吸附菌株和耐放射性菌株中的至少一种。
8.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，按重量份计，所述发酵粪肥、所述煤矸石基仿生泥煤、所述生物炭、所述保水剂和所述微生物菌剂为1-2.5：1-2.5：0.25-1.5：0.02-0.04：0.05-0.2。
9.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，土壤调理剂用量为10-20kg/亩，将土壤pH调节至6.0~7.0。
10.根据权利要求1所述的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，其特征在于，所述耐重金属的植物包括：皇竹草、巨菌草、甜高粱、苎麻、构树、胡枝子、黄连木、紫穗槐和牛筋条中的至少两种。
说明书
技术领域
[0001]本发明涉及环境修复领域，尤其涉及一种离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法。
背景技术
[0002]我国稀土矿产资源丰富，而南方尤以离子型稀土矿为主。开采过程中使用大量的硫酸铵浸出液通过离子交换的方式浸出稀土元素的同时伴随着重金属离子的析出，导致离子型稀土尾矿区土壤重金属及氨氮污染严重，并通过雨水冲刷渗入到周边土壤及水源。严重制约着离子型稀土矿的开采及当地经济的发展。因此，针对离子型稀土矿在开采过程中对周边生态环境的破坏，急需开发一种环境友好的生态修复方案，以对矿区进行复绿的同时减轻矿区土壤污染或恢复矿区生态环境。
[0003]目前，针对此类复合污染的系统性修复技术尚不成熟。常规技术多使用客土进行填埋或使用污泥覆盖后种植植物进行复绿的方法;亦或使用菌剂恢复稀土尾矿区植被的方法，如利用丛枝真菌菌液或其他菌液与先锋植物结合进行生态修复;也有极少数研究对矿区表层土壤重金属进行简单的固定。针对单一污染物或单一土层的修复技术(如单纯的客土、化学钝化或植物修复)，仅在于离子型稀土尾矿区表层土壤改良、重金属修复与简单的复绿，且往往存在成本高、周期长、效果不稳定、易造成二次污染等缺陷，缺乏对尾矿区土壤“垂直分层、多污染物复合”特征的针对性，以至于矿区不同深度土壤生态功能均无法得到有效恢复，难以实现土壤肥力恢复、重金属/放射性元素稳定化和氨氮去除的协同治理。
发明内容
[0004]本发明的主要目的是提供一种离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，针对不同土层主导污染类型，进行分区分质、多级协同修复。
[0005]为实现上述目的，本发明提供了一种离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法，包括以下步骤：
S1：对离子型稀土尾矿区进行分层开挖，分别获得深度为0~30cm的表层土方、深度为30~50cm的中层土方和深度>50cm深层土方;
S2：将所述深层土方与氮素定向转化耦合材料及复合微生物菌剂混合，养护后回填至原位底层，形成氨氮靶向去除层;
S3：将所述中层土方与多孔基质耦合重金属稳定剂及功能微生物菌剂混合，养护后回填至所述氨氮靶向去除层之上，形成重金属稳定层;
S4：将所述表层土方与复合土壤调理剂混合后回填至所述重金属稳定层之上，形成土壤改良层;
S5：在所述土壤改良层上种植耐重金属的植物，完成修复;
所述复合土壤调理剂包括：土壤改良材料和微生物菌剂;
所述土壤改良材料包括发酵粪肥、煤矸石基仿生泥煤、生物炭和保水剂;
所述微生物菌剂包括解磷、解钾菌和有机质降解菌。
[0006]根据本发明的第一个方面，至少具有以下有益效果：
(1)精准靶向，高效可控：针对尾矿区土壤“表层贫瘠、中层重金属/放射性元素、深层氨氮”的垂直复合污染特征，本发明采用“分区分质、三级修复”的工程化策略，对不同深度土方分别施用专属修复材料与功能微生物菌剂，确保药剂与污染物高度匹配、混合均匀，显著提升修复效率与效果的可重复性和可靠性。
[0007](2)材料–微生物协同增效：在各层土壤回填后的养护阶段，通过控制含水量、通气条件等环境参数，为功能微生物提供适宜的生存与代谢环境，充分发挥氮素定向转化材料与脱氮菌群、重金属稳定剂与重金属固定菌之间的协同作用，实现氨氮的高效脱除及重金属/放射性元素的长效稳定化。
[0008](3)工艺标准化，易于推广：本发明将复杂的多污染物协同修复过程转化为清晰、可操作的“分层开挖–定向混合–分层回填–养护管理”标准化流程，各环节参数明确、操作简便，便于质量控制和规模化工程实施，显著降低技术门槛与修复成本。
[0009](4)生态安全与资源循环兼顾：所有污染土方均在回填前完成原位处理，有效阻断污染物向下迁移或向环境释放的风险;表层种植的耐逆先锋植物不仅加速生态恢复，还可作为生物质能源或饲料资源化利用，推动形成“污染治理–生态重建–资源回收”一体化的绿色循环经济模式。
[0010]根据本发明的实施方式，所述步骤S2中，氮素定向转化耦合材料包含沸石、球磨改性煤矸石和煤矸石基Na-X分子筛中的至少一种。
[0011]在本发明的实施方式中，步骤S2所述的氮素定向转化耦合材料优选包含沸石、球磨改性煤矸石和煤矸石基Na-X分子筛中的至少一种，其中：
沸石具有高比表面积和强阳离子交换能力，可高效吸附深层土壤中的铵根离子，防止其随水分迁移或挥发损失，为后续微生物转化提供稳定底物;球磨改性煤矸石通过机械活化暴露出更多活性位点，不仅增强对氨氮的物理吸附能力，还可作为缓释载体促进电子传递，协同强化微生物代谢活性;煤矸石基Na-X分子筛具有规则的微孔结构和高选择性离子交换性能，能特异性捕获铵根离子并抑制其他共存离子干扰，提升氮素定向转化效率，单独或复配使用，一方面避免高浓度氨氮对功能微生物的毒性抑制，另一方面通过材料持续释放铵根离子维持脱氮菌群(如硝化菌、反硝化菌、厌氧氨氧化菌)的稳定活性，从而在回填养护期内实现氨氮的高效、彻底去除。同时，上述材料均以工业固废煤矸石为原料，成本低廉、环境友好，兼具污染治理与资源化利用双重价值。
[0012]根据本发明的实施方式，所述步骤S2中，所述氮素定向转化耦合材料的添加量为土壤重量的5%-20%。
[0013]在本发明的实施方式中，步骤S2所述氮素定向转化耦合材料的添加量控制为深层污染土壤重量的5%–20%，一方面，添加量不低于5%，可确保材料提供足够的阳离子交换位点和吸附容量，有效捕获高浓度氨氮，避免因剂量不足导致吸附饱和过快、氨氮泄漏或对功能微生物产生毒性抑制，从而保障后续硝化-反硝化及厌氧氨氧化过程的稳定进行;另一方面，添加量不超过20%，既避免了材料过量造成的资源浪费和成本增加，又防止因固体添加物过多而破坏土壤原有结构、降低孔隙度与透气性，影响回填后微生物的定殖与代谢活性。该添加比例在修复效能、经济成本与土壤物理性质保持之间实现了最佳平衡。
[0014]在本发明的实施方式中，步骤S2中，还包括加入生物炭。
[0015]在本发明的实施方式中，步骤S2中，所述氮素定向转化耦合材料包括煤矸石和沸石。
[0016]在本发明的实施方式中，所述煤矸石、所述沸石和所述生物炭的质量比为煤矸石:沸石:生物炭=1.5~2.5:0.8~1.2:0.3~0.7。
[0017]根据本发明的实施方式，所述步骤S2中，复合微生物菌剂包括铁氨氧化菌、厌氧氨氧化菌、硝化菌和反硝化菌中的至少一种。
[0018]在本发明的实施方式中，首先，硝化菌可将氨氮氧化为亚硝酸盐/硝酸盐，而反硝化菌则进一步将硝酸盐还原为氮气，实现氨氮的完全脱除;其次，厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下直接以生成氮气，无需有机碳源、能耗低、污泥产量少，特别适用于深层缺氧环境;再者，铁氨氧化菌能耦合Fe³⁺还原与氨氧化过程，在富含铁矿物的稀土尾矿环境中可利用原位铁氧化物作为电子受体，拓展了脱氮途径并增强系统稳定性。
[0019]根据本发明的实施方式，所述步骤S3中，所述多孔基质耦合重金属稳定剂包括生物炭、铁基含磷材料、DTC改性多孔生物炭中的至少一种。
[0020]在本发明中，生物炭(镁改性柚皮生物炭)具有高比表面积和丰富含氧官能团，经镁离子修饰后可增强对重金属的吸附与共沉淀能力，同时其天然多孔结构有利于功能微生物附着定殖，促进生物-化学协同固定;铁基含磷材料可通过释放磷酸根与重金属生成难溶磷酸盐沉淀，同时零价铁或二价铁可还原U(VI)、Cr(VI)等高价态放射性或有毒金属为低毒低价态并共沉淀，实现重金属与放射性元素的双重稳定化;DTC改性多孔生物炭含有强螯合基团与多种重金属离子形成高度稳定的五元环螯合物，显著降低其迁移性和生物有效性。上述原料体的污染物固定网络，不仅大幅降低重金属及放射性元素的含量，还因其多孔载体特性为后续接种的功能微生物提供良好栖息环境，进一步强化长期稳定性。
[0021]在本发明的实施方式中，所述生物炭包括镁改性柚皮生物炭。
[0022]在本发明的实施方式中，所述多孔基质耦合重金属稳定剂由生物炭和铁基含磷材料组成，其质量比为生物炭:铁基含磷材料为3~5:0.8~1.2。
[0023]根据本发明的实施方式，所述步骤S3中，所述多孔基质耦合重金属稳定剂的添加量为土壤重量的5%-15%。
[0024]本发明中，一方面，添加量不低于5%，可确保稳定剂提供充足的活性位点与反应界面，有效实现对重金属元素的吸附、沉淀或螯合固定，避免因剂量不足导致污染物稳定化不彻底，影响长期环境安全;另一方面，添加量不超过15%，既能防止材料过量造成土壤孔隙堵塞、透气性下降，影响后续功能微生物的定殖与代谢活性。
[0025]根据本发明的实施方式，所述步骤S3中，所述功能微生物菌剂包括硫酸盐还原菌、重金属吸附菌株和耐放射性菌株中的至少一种。
[0026]首先，硫酸盐还原菌可在厌氧条件下将硫酸盐还原为硫化物，与重金属离子生成极难溶的金属硫化物沉淀，实现高效、长效的化学固定;其次，重金属吸附菌株通过细胞壁官能团或胞外聚合物对重金属离子进行生物吸附与络合，进一步降低其迁移性和生物可利用性;耐放射性菌株不仅能在放射性环境中存活，还可通过胞外电子传递将高毒、高迁移性的U(VI)还原为低毒、难溶的U(IV)并沉淀，同时利用铁基稳定剂作为电子受体，强化重金属-放射性元素的共还原固定。上述功能菌种可单独或协同使用，一方面，材料为微生物提供附着载体与反应界面;另一方面，微生物代谢产物可激活或再生材料活性位点，显著提升污染物固定效率。
[0027]根据本发明的实施方式，所述重金属吸附菌株包括枯草芽孢杆菌、白腐真菌和硫酸盐还原菌中的至少一种。
[0028]根据本发明的实施方式，所述耐放射性菌株包括地杆菌包括Geobacter sulfurreducens。
[0029]根据本发明的实施方式，所述功能微生物菌剂的接种量确保有效活菌数≥1×10-6CFU/g土壤。
[0030]根据本发明的实施方式，所述步骤S3中，所述回填养护的时间为14~21天。
[0031]根据本发明的实施方式，按重量份计，所述发酵粪肥、所述煤矸石基仿生泥煤、所述生物炭、所述保水剂和所述微生物菌剂为1-2.5：1-2.5：0.25-1.5：0.02-0.04：0.05-0.2。
[0032]该配比体系下，一方面确保各组分功能互补、协同增效。采用该比例调理后的表层土壤pH可稳定于6.0–7.0，速效磷提升，植被覆盖率提升。
[0033]根据本发明的实施方式，土壤调理剂用量为10-20kg/亩，将土壤pH调节至6.0~7.0。
[0034]根据本发明的实施方式，所述耐重金属的植物包括：皇竹草、巨菌草、甜高粱、苎麻、构树、胡枝子、黄连木、紫穗槐和牛筋条中的至少两种。
附图说明
[0035]为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例或现有技术描述中所需要使用的附图作简单地介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图示出的结构获得其他的附图。
[0036]图1是本发明的离子型稀土尾矿区土壤复合污染多级修复方法技术路线示意图。
[0037]图2是本发明实施例1尾矿区修复效果图。
[0038]本发明目的的实现、功能特点及优点将结合实施方式，参照附图做进一步说明。
具体实施方式
[0039]下面将结合本发明实施方式中的附图，对本发明实施方式中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施方式仅仅是本发明的一部分实施方式，而不是全部的实施方式。基于本发明中的实施方式，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施方式，都属于本发明保护的范围。
[0040]需要说明，本发明实施方式中所有方向性指示(诸如上、下……)仅用于解释在某一特定姿态(如附图所示)下各部件之间的相对位置关系、运动情况等，如果该特定姿态发生改变时，则该方向性指示也相应地随之改变。
[0041]另外，在本发明中如涉及“第一”、“第二”等的描述仅用于描述目的，而不能理解为指示或暗示其相对重要性或者隐含指明所指示的技术特征的数量。由此，限定有“第一”、“第二”的特征可以明示或者隐含地包括至少一个该特征。
[0042]并且，本发明各个实施方式之间的技术方案可以相互结合，但是必须是以本领域普通技术人员能够实现为基础，当技术方案的结合出现相互矛盾或无法实现时应当认为这种技术方案的结合不存在，也不在本发明要求的保护范围之内。
[0043]实施例1
本实施例选择典型离子型稀土矿山污染场地，土壤初始pH普遍低于4.5，属于强酸性土壤，土壤有机质含量(5.6-19.1%)，尤其是有效磷含量(1.91-9.36)均偏低，土壤养分评级为贫乏;中层土壤(30-50cm)铅、镉等重金属含量(Cd：2.94-4.24mg/kg，Pb：49.6-61.9mg/kg)显著高于农用地污染风险管控值(Pb:70，Cd:0.3;GB15618-2018);深层土壤(>50cm)氨氮含量高达90.6mg/kg。
[0044]S1：对离子型稀土尾矿区进行分层开挖，分别获得深度为0~30cm的表层土方、深度为30~50cm的中层土方和深度>50cm深层土方;
S2：使用搅拌设备，将所述深层土方将土壤与15%质量比的氮素定向转化耦合材料(煤矸石：沸石：生物炭为2:1:0.5)以及复合微生物菌剂(亚硝化单胞菌Nitrosomonas europaea、假单胞菌Pseudomonas hunanensis)充分搅拌混合，混合后养护18天，期间每3天翻堆一次以交替提供好氧和厌氧环境;
S3：使用土壤稳定化搅拌设备，将土壤与5%质量比的多孔基质耦合重金属稳定剂(生物炭：铁基含磷材料(铁基炭载含磷材料nZVI@C/P)为4:1)以及复合微生物菌剂(硫酸盐还原菌Desulfovibrio desulfuricans与地杆菌Geobacter sulfurreducens)充分搅拌混合，均匀混合后回填养护10天，期间保持含水量在田间持水量的60%-70%;
其中，铁基炭载含磷材料nZVI@C/P的制备方法为：以无水三氯化铁(FeCl3)为铁源，磷酸二氢钾(KH2PO4)为磷源，并添加葡萄糖为碳源，进行水热-碳化一步法合成nZVI@C/P。
[0045]S4：使用挖掘机将表层土壤(0-30cm)就地深翻、破碎，将复合土壤调理剂(发酵羊粪：煤矸石基仿生泥煤：生物炭：保水剂：解磷菌菌剂为1.2：1：1：0.025：0.2)与开挖土方按1：50的质量比均匀混合，平整土地后，按3 kg/亩的播种量均匀撒播皇竹草与甜高粱种子。
[0046]修复效果：
修复6个月后土壤pH稳定在6左右，植被覆盖率>95%，中层回填土壤中DTPA提取有效态Cd未检出，有效态Pb降低90%以上，深层回填土壤中氨氮含量降低94%以上，整个尾矿场地的土壤环境质量得到显著改善，生态风险指数显著下降。
[0047]图1是一张技术路线示意图，展示本发明“分区分质、一层一策”的多级修复策略。
[0048]修复后土壤理化性质见表1，尾矿区修复效果如图2。
[0049]表1 稀土矿区土壤氨氮及重金属修复前后浓度对比
本发明首次明确识别出离子型稀土尾矿区土壤具有“表层贫瘠、中层重金属与放射性元素污染、深层高浓度氨氮”的典型垂直复合污染结构，并据此创新性地提出“分区分质、三层协同”的修复策略，结合“复合功能材料–功能微生物”协同作用机制，实现对整个污染剖面的系统性治理。该方法将尾矿区土壤科学划分为表层、中层和深层三个功能单元，针对每一层的主导污染物分别设计专属修复方案——表层聚焦土壤肥力重建与生态恢复，中层侧重重金属及放射性元素的固化稳定，深层专攻氨氮的定向转化与脱除——在精准解决核心问题的同时兼顾其他潜在污染风险。该模式有效避免了传统修复中因“一刀切”导致的药剂浪费、效率低下及对非目标土层的二次扰动，真正实现了“一层一策”的精准化、高效化、彻底化和可靠化的根治性修复。
[0050]实施例2
本实施例和实施例1的区别在于S2：5%氮素定向转化耦合材料(煤矸石:沸石:生物炭为2:1:0.5)+复合微生物菌剂(亚硝化单胞菌Nitrosomonas europaea、假单胞菌Pseudomonas hunanensis)，养护18天;
S3：15%多孔基质耦合重金属稳定剂(生物炭:铁基含磷材料为4:1)+功能微生物菌剂(硫酸盐还原菌Desulfovibrio desulfuricans、地杆菌Geobacter sulfurreducens)，养护10天;
其余步骤(S1、S4)与实施例1完全相同。
[0051]实施例3
本实施例和实施例1的区别在于S2：氮素定向转化耦合材料改为煤矸石基Na-X分子筛(单一组分，15%添加量)+复合微生物菌剂(亚硝化单胞菌、假单胞菌)，养护18天;
S3：多孔基质耦合重金属稳定剂改为镁改性柚皮生物炭(单一组分，10%添加量)+功能微生物菌剂(胶质芽孢杆菌Bacillus mucilaginosus+地杆菌);
S4：复合土壤调理剂调整为发酵牛粪:煤矸石基仿生泥煤:生物炭:保水剂:解钾菌为2.0:2.0:0.5:0.03:0.1，其余操作(S1)同实施例1。
[0052]实施例4
本实施例和实施例1的区别在于S4：复合土壤调理剂去除煤矸石基仿生泥煤，调整为发酵羊粪：生物炭：保水剂：解磷菌菌剂=1.2：1：1：0.025：0.2，其余操作(S1、S2、S3)同实施例1。
[0053]对比例1：
本对比例和实施例1相比，用常规钝化剂替代“氮素定向转化耦合材料+脱氮菌”体系。
[0054]本对比例和实施例1的区别在于：S2步骤中，将氮素定向转化耦合材料(煤矸石/沸石/分子筛)+复合脱氮菌剂替换为单一石灰(CaO)调节pH+常规有机肥(模拟传统氨氮控制方法)。
[0055]对比例2：
用通用稳定剂替代“多孔基质耦合稳定剂 + 功能菌”体系。
[0056](验证S3层材料–微生物协同的必要性)
本对比例和实施例1的区别在于：S3步骤中，将铁基含磷材料/改性生物炭+硫酸盐还原菌/地杆菌替换为市售通用土壤重金属钝化剂(磷酸二氢钙 +普通生物炭，无功能菌)。
[0057]具体操作：中层土方 + 5%磷酸二氢钙 + 5%普通稻壳生物炭，混合回填养护10天(无硫酸盐还原菌、无耐放射性菌)。
[0058]对比例3：
本对比例和实施例1相比，用常规有机肥替代“复合土壤调理剂”体系。
[0059]替换内容：S4步骤中，将复合土壤调理剂替换为单一常规有机肥。
[0060]具体操作：将常规有机肥与开挖土方按1：50的质量比均匀混合，平整土地后，按3kg/亩的播种量均匀撒播皇竹草与甜高粱种子。
[0061]测试例
本测试例实施例与对比例在修复1个月后的关键指标测试结果，包括表层土壤有机质含量、中层铅含量、深层氨氮浓度三项核心参数，用于定量评估不同修复方案在早期阶段对尾矿区垂直剖面复合污染的治理效果。
[0062]表2 修复1个月后效果分析
对比例1采用石灰(CaO)调节pH并辅以常规有机肥，替代本发明S2步骤中的“氮素定向转化耦合材料+复合脱氮微生物菌剂”体系。该传统方法仅依赖高pH促使氨氮挥发，缺乏针对铵态氮的定向吸附与生物转化机制，导致氨氮去除效率低下，深层土壤中仍残留较高浓度的NH4+-N;由于未引入硝化菌、反硝化菌或厌氧氨氧化菌等功能微生物，无法实现氮素从铵态氮到氮气的彻底矿化与脱除，难以达到根治性修复目标;对比例2虽可在一定程度上通过磷酸盐沉淀固定部分重金属，无法将高迁移性、高毒性的高价态放射性或有毒金属还原为低毒、难溶的低价态形态;同时，由于未引入硫酸盐还原菌，体系中无内源性S²⁻生成，不能形成热力学稳定的金属硫化物沉淀，导致重金属固定效果有限;此外，该钝化方式主要依赖表面吸附或简单化学沉淀，在遭遇酸雨等酸性环境时极易发生解吸或溶解，造成重金属重新释放，长期稳定性显著不足;对比例3因调理剂成分单一，表层有机质仅48.37%，显著低于实施例1(83.34%)，说明复合调理剂对土壤肥力重建具有不可替代性。
[0063]本发明的上述技术方案中，以上仅为本发明的优选实施例，并非因此限制本发明的专利范围，凡是在本发明的技术构思下，利用本发明说明书及附图内容所作的等效结构变换，或直接/间接运用在其他相关的技术领域均包括在本发明的专利保护范围。
说明书附图(2)
