CN116064044B - 一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂及土壤改良方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物；缓释沼液微生物复合肥以海藻酸钠及羟丙基壳聚糖交联形成的复合微球载体为核，固载芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌后包覆聚乙烯醇，再以沼液为分散介质、羧甲基纤维素钠为粘接剂包裹沸石粉末，经造粒、干燥而得；生物炭基双金属氢氧化物是在生物炭上原位生成双金属氢氧化物，经间氨基苯甲酸插层后，依次接枝戊二醛及甲硫氨酸而得；本发明还公开了该土壤改良剂用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法。本发明可以提高土壤有机质含量，改善土壤环境和植物生存条件，增强了土壤缓冲性能，修复土壤酸化板结及重金属污染。

Description

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂及土壤改 良方法

技术领域

本发明属于土壤修复技术领域，具体涉及一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂及土壤改良方法。

背景技术

伴随着土壤的不断开发和利用，土壤污染、退化问题越来越严重。土壤作为农业生产活动中最基本的生产资料，在人为因素及成土母质的影响下，产生了许多障碍因子，包括土壤结构耕性较差、土壤盐碱/酸化、土壤重金属污染、土壤养分匮乏等。土壤中重金属不能自行降解，同时，土壤酸化有助于重金属的高浸出率，使重金属容易被作物所吸收，还会对土壤中的动物及微生物产生不利影响，进而通过食物链进入人体，对人体产生一定的损害。

目前，国内外对重金属污染酸性土壤的修复主要体现在以下2个方面：一是应用工程方法或高富集植物去除土壤中的重金属污染物，使其保持在标准范围内；二是利用物理、化学或生物法改变土壤中重金属的赋存形态，防止重金属迁移至植物体内，并将其固定在土壤中。公开号为CN115026116A的专利公开了一种重金属污染黏性土壤修复系统，通过基坑支护、加水浸泡、旋耕制浆等原位操作将重金属污染土分层制成泥浆，异位洗脱模块对挖出的少量表层杂填土进行滚筒制浆，制成的泥浆与原位抽出的泥浆依次进行粒径分级、强化洗脱、泥水分离、废水处理，实现重金属淋洗修复去除，该方法工程量大、成本较高。公开号为CN112029505A的专利公开了一种钝化农田重金属的土壤调理剂，包括生石灰、白云石、钙镁硅肥，该调理剂成本较低、使用便捷，但难以彻底清除或钝化重金属，存在增加土壤盐碱化、加重土壤板结的风险。公开号为CN107695088B的专利公开了利用超富集植物生物质炭组合系统修复As-Cd复合污染农田土壤的方法，在施加底肥和种植超富集植物后，通过对农田污染土壤施加以微生物菌剂、螯合剂为主的复合改良剂，实现对As和Cd钝化与螯合，最后再在农田土壤表面施用生物质炭基修复剂；该方法微生物菌剂剂螯合剂是在超富集植物快收获时才施用，超富集植物在重金属土壤环境下生长周期长，且所用螯合剂易随雨水下渗、迁移，导致重金属难以彻底固定，无机的氮磷钾底肥存在破坏土壤团粒结构的可能性，故修复完成后仍需对土壤进行长期监测。

使用土壤改良剂产品确实可以改善土壤物理及化学性状，补充土壤中的营养元素，调整土壤微生物群落的结构和数量，进而改善土壤的障碍因子。但土壤改良剂的不合理施用会直接引起土壤退化加剧，甚至产生二次污染，同时长期施用土壤改良剂也可能会对土壤生态系统的结构和功能造成一定影响，导致土壤的产能与品质下降，引发农产品安全等相关问题。对于农田类的重金属污染酸性土壤，其范围广、面积大，修复过程中需充分考虑修复成本及效率问题。现有的修复方式中工程措施成本较高，植物富集周期长，生物修复与化学修复耦合技术不成熟等问题，故修复重金属污染酸性土壤依然存在较大困扰。

发明内容

针对重金属污染酸性土壤的修复问题，本发明提供了一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，一方面以海藻酸钠及羟丙基壳聚糖交联形成的复合微球载体为核，经固载微生物菌、包覆聚乙烯醇后，以沼液为分散介质、羧甲基纤维素钠为粘接剂包裹沸石粉末，制得颗粒状的缓释沼液微生物复合肥，另一方面在生物炭上原位生成铁锌双金属氢氧化物，经间氨基苯甲酸插层后，依次接枝戊二醛及甲硫氨酸，制得生物炭基双金属氢氧化物，通过缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物复配，调节土壤结构、钝化重金属，并缓释有机质和微量元素，增加土壤中有益微生物含量。

本发明还公开了以及该土壤改良剂用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法，操作简便、周期短，减免了土壤板结及二次污染等问题。

为了实现上述目的，本发明采用的技术方案为：

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物；

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

（a）以沼气工程的厌氧消化物为原料，调节pH至7~8后，固液分离，得到沼液；

（b）将含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液滴入氯化钙溶液中形成凝胶颗粒，分离出固体，经水洗、干燥，得到复合微球载体；将复合微球载体置于含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液中，震荡3~6 h后，分离出固体，得到固载微生物颗粒；固载微生物颗粒经聚乙烯醇包覆、干燥，得到缓释微生物菌剂；

（c）将步骤（a）所得沼液浓缩后，依次加入羧甲基纤维素钠及粉碎后的沸石，搅拌混匀后，加入步骤（b）所得缓释微生物菌剂，混匀、造粒、干燥，即得；

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）将硫酸亚铁、硝酸锌和尿素溶于水中，再加入生物炭，超声分散后，于120~160℃水热反应10~20 h，经固液分离，取固体洗涤、干燥，得到基体；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液，于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液，得到前驱液；将前驱液升温至80~110℃搅拌反应2~4 h后，经固液分离，取固体洗涤、干燥，得到带氨基的有机插层基体；

（3）向戊二醛的乙醇溶液中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，密闭搅拌6~15 h后，固液分离，取固体洗涤、干燥，得到带醛基的有机插层基体；

（4）将甲硫氨酸溶于乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，密闭搅拌6~15 h后，经固液分离，取固体洗涤、干燥，即得；

步骤（1）~（4）中，硫酸亚铁、硝酸锌、尿素、间氨基苯甲酸、戊二醛及甲硫氨酸的摩尔比为1:(3~4):(4~5.5):(4~7):(4~7):(4~7.5)。

本发明在制备缓释沼液微生物复合肥时，先利用海藻酸钠及羟丙基壳聚糖交联互穿形成具有网络结构的复合微球载体，以使缓释微生物菌剂保持良好的颗粒状，利用芽孢杆菌（如解淀粉芽孢杆菌、侧孢芽孢杆菌及胶质芽孢杆菌）、光合细菌及酵母菌复配，以达到固氮、溶磷、释钾、合成生理活性物质等肥沃土壤功能以及促进植物生长的目的，再通过复合微球载体溶胀吸附固定微生物菌，避免了复合微球载体凝胶过程中原料对微生物菌的灭活作用，然后通过聚乙烯醇包覆，形成缓释微生物菌剂，可以在重金属被吸附钝化后，再充分发挥作用；然后利用天然多孔的沸石作为沼液中养分的存储载体，并在羧甲基纤维素钠的作用下包裹缓释微生物菌剂，形成颗粒状的缓释沼液微生物复合肥，沸石与土壤兼容性好、对土壤本体环境干扰性较小，不仅能对沼液中的养分进行有效控释，并能对土壤结构起到改良作用。

本发明在制备生物炭基双金属氢氧化物时，在具有三维孔道的生物炭上原位生成具有二维片层状结构的双金属氢氧化物，并通过有机插层增大了片层间的层间距，经戊二醛及甲硫氨酸的依次接枝反应，使有机插层修饰有甲硫基官能团，提高了材料对重金属的吸附、络合性能，使重金属离子由生物利用率高的形态向生物利用率低的形态转变。

本发明所述缓释沼液微生物复合肥得粒径为4~7 mm，所述生物炭基双金属氢氧化物粒径为0.2~1 mm，利用两者不同的孔隙结构、离子交换性能和表面荷电能力，可以有效提高土壤中离子的交换量、土壤颗粒团聚量和养分元素的保存量；同时，缓释沼液微生物复合肥与生物炭基双金属氢氧化物相互协同、互相促进，提高土壤有机质含量，改善土壤环境和植物生存条件，通过分泌代谢物质或者氧化还原作用等转化重金属的化学形态，从根本上修复土壤酸化板结及重金属污染问题。

为了保证缓释沼液微生物复合肥的养分含量，步骤（a）中，所述沼气工程厌氧消化物是由畜禽粪便、农作物秸秆及泥炭在厌氧条件下发酵而得，所述沼液含总氮1~4 g/L、总磷0.5~2.0 g/L、总钾2~7 g/L。

为了提高复合微球载体对微生物菌的吸附固载量，同时保证复合微球载体满足性能要求（不轻易崩解、碎裂），步骤（b）中，含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液中海藻酸钠的质量百分数为1~2.5%，海藻酸钠与羟丙基壳聚糖的质量比为1:0.5~0.8，氯化钙溶液的质量百分数为1.5~3%；将含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液滴入氯化钙溶液中的滴加速度为2.4~4 mL/min，每滴加0.5~2 min后静置15~35 min、分离出固体。

为了使缓释微生物菌剂更好地实现缓释效果，步骤（b）中所述含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液采用以下步骤制备：将芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌分别接种于固体培养基活化16~26 h，再移入液体培养基活化16~26 h，然后置于液体培养基中扩大培养1~4天，分别收集芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体，混合分散于无菌水中，即得复合菌液；其中，以干重计，复合菌液中菌体的总质量百分数为1.5~3%，芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体质量比为(3.7~7):(2.4~4.5):1；复合菌液中复合微球载体的加入量为15~30 g/L；所述聚乙烯醇包覆是喷涂质量分数为8~12%的聚乙烯醇水溶液；所述缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加2~4%。

步骤（c）中，为了降低沼液的运输成本、提高沼液中养分的利用率，所述浓缩是将沼液浓缩至原体积的10~20%；为了实现具有核壳结构的颗粒状形态，浓缩后沼液中羧甲基纤维素钠的加入量为2~4 g/L、沸石的加入量为20~40 g/L、固载微生物颗粒的加入量为20~30 g/L。

步骤（1）中，所述生物炭的制备方法如下：以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆和/或果壳为原料，将原料分散于质量分数为8%~15%的氢氧化钾溶液中，于90~110℃水热反应1~3 h，经固液分离，取固体于85~105℃烘干，在无氧条件下，以5~10℃/min的速率升温至450~550℃后，恒温炭化50~80 min，冷却至常温，研磨、过筛，即得。所述生物质原料（农作物秸秆和/或果壳）经KOH活化，不仅可以除杂，还可以破坏表面坚硬的外壳，增大其比表面积，在水热处理过程中，生物质原料表面的羟基中的H⁺可以发生解离，使颗粒表面部分带负电荷，还可以使其活性位增多，有助于后续原位生成双金属氢氧化物。

为了综合生物炭、无机双金属氢氧化物和有机物的各自特性，更好地形成有机-无机杂化材料，步骤（1）中，所述去离子水中硫酸亚铁的加入量为3.3~5.1 g/L，所述生物炭的加入量为10~20 g/L；步骤（2）中，所述基体悬浮液中基体的浓度为10~25 g/L，所述间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为30~50 g/L。步骤（3）中，所述戊二醛的乙醇溶液由戊二醛分散于乙醇中而得、戊二醛的浓度为2.8~5.6 g/L；步骤（4）中，所述甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为4.2~8.4 g/L，所述乙醇的水溶液中乙醇的质量百分数为90~95%。

上述土壤改良剂用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法，包括以下步骤：

步骤一，对重金属污染土壤监测、取样，若土壤4.8≤pH＜7，则直接作为供试土壤，若土壤pH＜4.8，先撒施石灰粉、翻耕施灌，pH恢复至4.8~5.0，再作为供试土壤，利用供试土壤进行盆栽试验，确定重金属富集植物的品种及种植方式；

步骤二，对污染土壤翻耕后，将缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物混匀作为土壤改良剂，撒施土壤改良剂，并翻土混匀，每隔10~24小时喷水施灌一次，平衡7~10天；土壤改良剂的施用量为25~50 g/kg，每次喷水施灌的用水量为0.3~0.6 kg/kg，施用量单位中每kg土壤是以土层表面0~20 cm深的土壤重量计量的；

步骤三，按照步骤一确定的重金属富集植物及种植方式实施播种或移栽，待重金属富集植物长大、成熟后收获；

经过上述步骤一至三即完成土壤改良的一个处理周期；完成一个处理周期后对土壤采样测试。

为了较好地实现土壤改良效果，步骤二中，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为(8~10):(3~5)。

本发明对于4.8≤pH＜7的重金属污染酸性土壤，不施用无机肥及石灰类调理剂，通过施加缓释沼液微生物复合肥协同生物炭基双金属氢氧化物，先利用两者的粒径不同，增加土壤透气性、改善土壤团粒结构；然后在施灌过程中，生物炭基双金属氢氧化物先吸附、络合重金属，并发生一些化学反应钝化重金属，有效降低土壤中重金属（如Pb、Cr、Cd等）有效态的含量；同时，沸石与羧甲基纤维素钠在有水环境下，逐渐脱离缓释微生物菌剂，并释放沼液中的养分及微生物，在调理土壤含水量、提高土壤中养分含量的同时，也可以对土壤中的污染物进行吸附去除；在土壤环境得到一定改善后，缓释微生物菌剂逐渐发挥作用，再种植重金属富集植物，这样可以加快微生物和植物生长繁殖，强化微生物及植物对重金属污染的修复，综合增强了土壤缓冲性能。

具体实施方式

为了使本发明的技术目的、技术方案和有益效果更加清楚，下面结合具体实施例对本发明的技术方案作出进一步的说明，但所述实施例旨在解释本发明，而不能理解为对本发明的限制，实施例中未注明具体技术或条件者，按照本领域内的文献所描述的技术或条件或者按照产品说明书进行。

下述实施例中所用原料均为普通市售产品。其中，海藻酸钠：SA，CAS 9005-38-3，粘度≥0.02 Pa·s（10 g/L, 20℃）；羟丙基壳聚糖：HPCS，CAS

，取代度≥80%；聚乙烯醇：PVA，CAS 9002-89-5，聚合度1750±50；羧甲基纤维素钠：CMC，CAS 9004-32-4，粘度300~600 mPa·s（20 g/L, 25℃），pH 6.5~8.0（10 g/L, 25℃）；沸石：斜发沸石，二氧化硅含量65%，200目；芽孢杆菌：解淀粉芽孢杆菌选用CICC（中国工业微生物菌种保藏管理中心）编号21746、侧孢芽孢杆菌选用CICC编号24775、胶质芽孢杆菌选用ACCC（中国农业微生物菌种保藏管理中心）编号02983；光合细菌：沼泽红假单胞菌选用ACCC编号10650；酵母菌：丝孢酵母选用ACCC编号21147。

下述沼液是以沼气工程的厌氧消化物为原料，调节pH至8后过滤，即得，经检测，所述沼液含总氮3.4 g/L、总磷0.94 g/L、总钾5.6 g/L；将该沼液涂布于PCA培养基上，30℃恒温培养48 h后检测，微生物菌数量为6.3×10⁵ cfu/mL，主要为芽孢杆菌属（占总数的66~69%）。其中，沼气工程的厌氧消化物：由畜禽粪便（包括养殖废水）、农作物秸秆及泥炭在厌氧条件下发酵50 d而得（采用本领域常规技术手段即可），沉淀除去沼渣。

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

将含有海藻酸钠（1~2.5 wt%）及羟丙基壳聚糖（海藻酸钠与羟丙基壳聚糖的质量比为1:0.5~0.8）的水溶液，以2.4~4 mL/min的滴加速率，滴入1.5~3 wt%氯化钙溶液中，形成凝胶颗粒，每滴加0.5~2 min后（停止滴加以使滴入的颗粒交联）静置15~35 min，分离出固体，水洗1遍，40~50℃干燥7~10 h，得到粒径为3~4 mm的复合微球载体；向含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液中加入复合微球载体（加入量为15~30 g/L），震荡3~6 h后，分离出固体，30~40℃干燥5~10 h（可进行干燥处理，也可自然风干），得到固载微生物颗粒；喷涂8~12 wt%聚乙烯醇水溶液使固载微生物颗粒表面形成聚乙烯醇包覆层，于低于40℃鼓风吹干，得到缓释微生物菌剂（缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加2~4%）；将沼液浓缩（采用现有浓缩技术即可）至原体积的10~20%后，加入羧甲基纤维素钠（加入量为2~4g/L），搅拌至溶解后，再加入沸石（粉末状，加入量为20~40 g/L），搅拌混匀后，加入缓释微生物菌剂（加入量为20~30 g/L），混匀、造粒、干燥，即得粒径为4~6 mm的缓释沼液微生物复合肥。

其中，所述含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液采用以下步骤制备：将芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌分别接种于固体培养基活化16~26 h，再移入液体培养基活化16~26 h，然后置于液体培养基中扩大培养1~4 d，分别收集芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体，混合分散于无菌水中，即得复合菌液；其中，以干重计，复合菌液中菌体的总质量百分数为2%，芽孢杆菌（解淀粉芽孢杆菌:侧孢芽孢杆菌:胶质芽孢杆菌=2:2:1）、光合细菌（沼泽红假单胞菌）及酵母菌（丝孢酵母）的菌体质量比为(3.7~7):(2.4~4.5):1。另外，菌体的扩大培养、固体培养基、液体培养基及上述缓释沼液微生物复合肥制备过程中所需的杀菌处理均属于本领域现有技术的常规操作，并非发明创新所在，故不再详细赘述。取复合菌液加入液体培养基中，作为空白对照，另取复合菌液加入液体培养基，并加入复合微球载体，震荡培养48 h后进行对比，发现复合微球载体对复合菌液中的微生物菌未表现出抑制作用。

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆为原料，将原料分散于质量分数为8~15%的氢氧化钾溶液中，于90~110℃水热反应1~3 h，经固液分离，取固体于85~105℃烘干，在无氧条件下，以5~10℃/min的速率升温至450~550℃后，恒温炭化50~80 min，冷却至常温，研磨、过筛，得到生物炭；

将硫酸亚铁（FeSO₄·7H₂O）、硝酸锌（Zn(NO₃)₂·6H₂O）和尿素按照摩尔比1:(3~4):(4~5.5)溶于水中（水中硫酸亚铁的溶入量为3.3~5.1 g/L），再加入生物炭（加入量为10~20g/L），超声分散15~30 min后，于120~160℃水热反应10~20 h，经固液分离，取固体水洗，于90℃空气气氛干燥8 h，得到基体，记为Zn₃Fe-LDHs/BC；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液（基体悬浮液中基体的浓度为10~25 g/L），于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液（间氨基苯甲酸与硫酸亚铁的摩尔比为4~7:1，间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为30~50 g/L），得到前驱液；将前驱液继续于氮气气氛，升温至90℃，搅拌反应3 h后，经固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带氨基的有机插层基体，记为Zn₃Fe-LDHs-NH₂/BC；

（3）向戊二醛的乙醇溶液（戊二醛与硫酸亚铁的摩尔比为4~7:1，戊二醛的乙醇溶液中戊二醛的浓度为2.8~5.6 g/L）中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应6~15 h后，固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于70~90℃真空干燥7~10 h，得到带醛基的有机插层基体，记为Zn₃Fe-LDHs-GD/BC；

（4）将甲硫氨酸（甲硫氨酸与硫酸亚铁的摩尔比为4~7.5:1）溶于90~95 wt%乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液（甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为4.2~8.4 g/L）；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应6~15 h后，固液分离，取固体采用去离子乙醇与水交替洗涤，于70~90℃真空干燥7~10 h，即得生物炭基双金属氢氧化物，记为Zn₃Fe-LDHs-Met/BC。

实施例1

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为9:4。

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

将含有海藻酸钠（1.6 wt%）及羟丙基壳聚糖（1 wt%）的水溶液，以3 mL/min的滴加速率，滴入2 wt%氯化钙溶液中，形成凝胶颗粒，每滴加1 min后静置20 min，分离出固体，水洗1遍，40~50℃干燥8 h，得到粒径为3~4 mm的复合微球载体；向含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液中加入复合微球载体（加入量为20 g/L），震荡4.5 h后，分离出固体，30~40℃干燥8 h（可进行干燥处理，也可简单沥干），得到固载微生物颗粒；喷涂10 wt%聚乙烯醇水溶液使固载微生物颗粒表面形成聚乙烯醇包覆层，于低于40℃鼓风吹干，得到缓释微生物菌剂（缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加3%）；将沼液浓缩（采用现有浓缩技术即可）至原体积的15%后，加入羧甲基纤维素钠（加入量为3 g/L），搅拌至溶解后，再加入沸石（粉末，加入量为30 g/L），搅拌混匀后，加入缓释微生物菌剂（加入量为25 g/L），混匀、造粒、干燥，即得粒径为4~6 mm的缓释沼液微生物复合肥。

其中，所述含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液采用以下步骤制备：将芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌分别接种于固体培养基活化24 h，再移入液体培养基活化24 h，然后置于液体培养基中扩大培养2 d，分别收集芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体，混合分散于无菌水中，即得复合菌液；其中，以干重计，复合菌液中菌体的总质量百分数为2%，芽孢杆菌（解淀粉芽孢杆菌:侧孢芽孢杆菌:胶质芽孢杆菌=2:2:1）、光合细菌（沼泽红假单胞菌）及酵母菌（丝孢酵母）的菌体质量比为5.5:3.5:1。

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆为原料，将原料分散于质量分数为10%的氢氧化钾溶液中，于100℃水热反应2 h，经固液分离，取固体于90℃烘干，在无氧条件下，以10℃/min的速率升温至500℃后，恒温炭化60 min，冷却至常温，研磨、过筛，得到生物炭，记为BC；

将硫酸亚铁（FeSO₄·7H₂O）、硝酸锌（Zn(NO₃)₂·6H₂O）和尿素按照摩尔比1:3:4.4溶于水中（水中硫酸亚铁的溶入量为4.17 g/L），再加入生物炭（加入量为15 g/L），超声分散20 min后，于150℃水热反应15 h，经固液分离，取固体水洗，于90℃空气气氛干燥8 h，得到基体，记为Zn₃Fe-LDHs/BC；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液（基体悬浮液中基体的浓度为18 g/L），于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液（间氨基苯甲酸与硫酸亚铁的摩尔比为4.5:1，间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为41.14 g/L），得到前驱液；将前驱液继续于氮气气氛，升温至90℃，搅拌反应3 h后，经固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带氨基的有机插层基体，记为Zn₃Fe-LDHs-NH₂/BC；

（3）向戊二醛的乙醇溶液（戊二醛与硫酸亚铁的摩尔比为4.5:1，戊二醛的乙醇溶液中戊二醛的浓度为4.0 g/L）中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带醛基的有机插层基体，记为Zn₃Fe-LDHs-GD/BC；

（4）将甲硫氨酸（甲硫氨酸与硫酸亚铁的摩尔比为4.5:1）溶于95 wt%乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液（甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为5.97 g/L）；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子乙醇与水交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，即得生物炭基双金属氢氧化物，记为Zn₃Fe-LDHs-Met/BC。

为了探究氢氧化钾及水热处理对生物炭的影响，下面测试未活化生物炭（将经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆以10℃/min的速率升温至500℃后，恒温炭化60 min，冷却至常温，研磨、过筛）以及步骤（1）所得生物炭的比表面积及孔隙率，未活化生物炭的比表面积为4.16 m²/g、孔隙率为72.01%。对比可见，对生物质原料进行碱液水热处理，可以使生物炭比表面积增大、孔隙率提高，有助于生物炭吸附土壤中的氨氮、磷及其他养分，为微生物和植物提供能量。

另外，Zn₃Fe-LDHs/BC为有机-无机杂化材料，其中的双金属氢氧化物经有机插层改性，可有助于提升络合、钝化重金属的效果。为了验证基体经间氨基苯甲酸插层、戊二醛及甲硫氨酸接枝所带来的改性效果，下面以BC、Zn₃Fe-LDHs/BC、Zn₃Fe-LDHs-NH₂/BC、Zn₃Fe-LDHs-GD/BC、Zn₃Fe-LDHs-Met/BC为钝化剂，将钝化剂配置成质量分数为10%的水分散液，喷洒入Pb、Cd含量分别为65.7 mg/kg、1.4 mg/kg的土壤（钝化剂的施用比例为3%），12 h后补水，再静置12 h后，测试Pb、Cd有效态含量。经计算，BC、Zn₃Fe-LDHs/BC、Zn₃Fe-LDHs-NH₂/BC、Zn₃Fe-LDHs-GD/BC、Zn₃Fe-LDHs-Met/BC处理后土壤中Pb有效态含量分别降低40.9%、45.4%、63.3%、77.5%、80.2%，土壤中Cd有效态含量分别降低62.5%、70.3%、82.4%、87.8%、90.0%。对比可见，对双金属氢氧化物进行有机插层改性，可以增大片层结构双金属氢氧化物的层间距，同时引入反应性基团，将重金属固定于钝化剂表面，并与重金属发生一系列的化学反应，促使重金属离子由生物利用率高的形态向生物利用率低的形态转变。

实施例2

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为10:3。

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

将含有海藻酸钠（1 wt%）及羟丙基壳聚糖（0.8 wt%）的水溶液，以3 mL/min的滴加速率，滴入1.5 wt%氯化钙溶液中，形成凝胶颗粒，每滴加1 min后静置20 min，分离出固体，水洗1遍，40~50℃干燥8 h，得到粒径为3~4 mm的复合微球载体；向含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液（同实施例1）中加入复合微球载体（加入量为20 g/L），震荡4.5 h后，分离出固体，30~40℃干燥8 h（可进行干燥处理，也可简单沥干），得到固载微生物颗粒；喷涂8wt%聚乙烯醇水溶液使固载微生物颗粒表面形成聚乙烯醇包覆层，于低于40℃鼓风吹干，得到缓释微生物菌剂（缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加2%）；将沼液浓缩（采用现有浓缩技术即可）至原体积的10%后，加入羧甲基纤维素钠（加入量为4 g/L），搅拌至溶解后，再加入沸石（粉末，加入量为20 g/L），搅拌混匀后，加入缓释微生物菌剂（加入量为20g/L），混匀、造粒、干燥，即得粒径为4~6 mm的缓释沼液微生物复合肥。

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆为原料，将原料分散于质量分数为10%的氢氧化钾溶液中，于100℃水热反应2 h，经固液分离，取固体于90℃烘干，在无氧条件下，以10℃/min的速率升温至500℃后，恒温炭化60 min，冷却至常温，研磨、过筛，得到生物炭，记为BC；

将硫酸亚铁（FeSO₄·7H₂O）、硝酸锌（Zn(NO₃)₂·6H₂O）和尿素按照摩尔比1:4:5.5溶于水中（水中硫酸亚铁的溶入量为4.17 g/L），再加入生物炭（加入量为15 g/L），超声分散20 min后，于150℃水热反应15 h，经固液分离，取固体水洗，于90℃空气气氛干燥8 h，得到基体，记为Zn₄Fe-LDHs/BC；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液（基体悬浮液中基体的浓度为18 g/L），于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液（间氨基苯甲酸与硫酸亚铁的摩尔比为6:1，间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为41.14 g/L），得到前驱液；将前驱液继续于氮气气氛，升温至90℃，搅拌反应3 h后，经固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带氨基的有机插层基体，记为Zn₄Fe-LDHs-NH₂/BC；

（3）向戊二醛的乙醇溶液（戊二醛与硫酸亚铁的摩尔比为6:1，戊二醛的乙醇溶液中戊二醛的浓度为4.0 g/L）中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8h，得到带醛基的有机插层基体，记为Zn₄Fe-LDHs-GD/BC；

（4）将甲硫氨酸（甲硫氨酸与硫酸亚铁的摩尔比为6:1）溶于95 wt%乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液（甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为5.97 g/L）；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子乙醇与水交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，即得生物炭基双金属氢氧化物，记为Zn₄Fe-LDHs-Met/BC。

实施例3

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为5:2。

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

将含有海藻酸钠（2.4 wt%）及羟丙基壳聚糖（1.2 wt%）的水溶液，以3 mL/min的滴加速率，滴入3 wt%氯化钙溶液中，形成凝胶颗粒，每滴加1 min后静置20 min，分离出固体，水洗1遍，40~50℃干燥8 h，得到粒径为4~5 mm的复合微球载体；向含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液（同实施例1）中加入复合微球载体（加入量为30 g/L），震荡4.5 h后，分离出固体，30~40℃干燥8 h（可进行干燥处理，也可简单沥干），得到固载微生物颗粒；喷涂12 wt%聚乙烯醇水溶液使固载微生物颗粒表面形成聚乙烯醇包覆层，于低于40℃鼓风吹干，得到缓释微生物菌剂（缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加4%）；将沼液浓缩（采用现有浓缩技术即可）至原体积的20%后，加入羧甲基纤维素钠（加入量为2 g/L），搅拌至溶解后，再加入沸石（粉末，加入量为40 g/L），搅拌混匀后，加入缓释微生物菌剂（加入量为30 g/L），混匀、造粒、干燥，即得粒径为5~7 mm的缓释沼液微生物复合肥。

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆为原料，将原料分散于质量分数为10%的氢氧化钾溶液中，于100℃水热反应2 h，经固液分离，取固体于90℃烘干，在无氧条件下，以10℃/min的速率升温至500℃后，恒温炭化60 min，冷却至常温，研磨、过筛，得到生物炭，记为BC；

将硫酸亚铁（FeSO₄·7H₂O）、硝酸锌（Zn(NO₃)₂·6H₂O）和尿素按照摩尔比1:3.5:5溶于水中（水中硫酸亚铁的溶入量为4.17 g/L），再加入生物炭（加入量为15 g/L），超声分散20 min后，于150℃水热反应15 h，经固液分离，取固体水洗，于90℃空气气氛干燥8 h，得到基体，记为Zn_3.5Fe-LDHs/BC；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液（基体悬浮液中基体的浓度为18 g/L），于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液（间氨基苯甲酸与硫酸亚铁的摩尔比为5.5:1，间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为41.14 g/L），得到前驱液；将前驱液继续于氮气气氛，升温至90℃，搅拌反应3 h后，经固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带氨基的有机插层基体，记为Zn_3.5Fe-LDHs-NH₂/BC；

（3）向戊二醛的乙醇溶液（戊二醛与硫酸亚铁的摩尔比为5.5:1，戊二醛的乙醇溶液中戊二醛的浓度为4.0 g/L）中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子水与乙醇交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，得到带醛基的有机插层基体，记为Zn_3.5Fe-LDHs-GD/BC；

（4）将甲硫氨酸（甲硫氨酸与硫酸亚铁的摩尔比为5.5:1）溶于95 wt%乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液（甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为5.97 g/L）；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，于密闭容器内，室温下搅拌反应12 h后，固液分离，取固体采用去离子乙醇与水交替洗涤，于80℃真空干燥8 h，即得生物炭基双金属氢氧化物，记为Zn_3.5Fe-LDHs-Met/BC。

对比例1

按照实施例1的方法制备缓释沼液微生物复合肥，作为土壤改良剂。

对比例2

按照实施例1的方法制备生物炭基双金属氢氧化物，作为土壤改良剂。

对比例3

一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，由以下重量份数的原料混合而成：浓缩沼液（沼液浓缩至原体积的15%）100份、羧甲基纤维素钠0.4份、沸石4份、含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液3.5份、生物炭30份、锌铁双金属氢氧化物10份。其中，复合菌液及生物炭均同实施例1，所述锌铁双金属氢氧化物的制备步骤是：将硫酸亚铁、硝酸锌和尿素按照摩尔比1:3:4.4溶于水中（水中硫酸亚铁的溶入量为4.17 g/L），于150℃水热反应15 h，经固液分离，取固体水洗，于90℃空气气氛干燥8 h，即得。

下面选择广东清远的重金属污染酸性农田土壤为试验田，该试验田原土平均理化指标为：pH 4.69，有机质33.9 g/kg、总氮1.76 g/kg、总磷0.89 g/kg、总钾15.64 g/kg，重金属含量：Cu 203.2 mg/kg、Pb 364.5 mg/kg、Cd 1.98 mg/kg。依据农用地土壤污染风险管控标准（《GB15618-2018》），该试验田的重金属污染物虽未达到管制值，但已远超风险筛选值，且Cd含量接近管制值。将试验田分成6个区组（分别施用实施例1~3及对比例1~3），每个区组分8个1×2 m 的田块，共有48个小田块，田块之间行距30 cm。

利用土壤改良剂修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法，包括以下步骤：

步骤一，对重金属污染土壤监测、取样，先对土壤样品撒施石灰粉的水分散液，以使pH恢复至4.8以上，同时确定石灰粉的使用量，待土壤pH稳定为4.85±0.05，将施用石灰粉后的土壤作为供试土壤；对供试土壤进行盆栽试验（每盆供试土壤1.5 kg，进行单作海州香薷、单作香草根、间作海州香薷和香草根的试验），根据盆栽试验结构确定采用海州香薷（单作）为重金属富集植物；

步骤二，对污染土壤翻耕后，按照步骤一确定的石灰粉用量配水施用，使土壤pH升高至4.85±0.05，撒施土壤改良剂，并翻土混匀，每隔12小时喷水施灌一次，平衡8天；其中，土壤改良剂的施用量为40 g/kg，每次喷水施灌的用水量为400 g/kg，施用量单位中每kg土壤是以土层表面0~20 cm深的土壤重量计量的；

步骤三，移栽海州香薷幼苗（每个田块移栽45株），保持田间持水量45~60%，待海州香薷生长50 d后收获；

经过上述步骤一至三即完成土壤改良的一个处理周期；完成一个处理周期后对土壤采样测试。

采用实施例1~3及对比例1~3所制备的土壤改良剂对酸化板结及重金属污染的土壤进行修复，种植重金属富集植物前，对污染土壤采样测试重金属（Cu、Pb、Cd）的含量，记为中期样品；完成一个处理周期后，对土壤采样测试，记为后期样品，中期样品及后期样品的重金属污染的修复结果（重金属去除率）如表1所示；对后期样品的土壤pH进行检测，实施例1~3修复后的土壤pH提高至6.2~6.4，对比例1及对比例3修复后的土壤pH为5.9~6.1，对比例2修复后的土壤pH为5.5~5.6。

表1 实施例1~3及对比例1~3改良重金属土壤的修复效果（去除率/%）

从表1中可以看出，使用缓释型沼液有机肥及生物炭基双金属氢氧化物两者混合的土壤改良剂，明显优于缓释型沼液有机肥及生物炭基双金属氢氧化物两者单独使用。实施例1~3制得的土壤改良剂应用于中高风险的重金属污染酸性土壤，使“有机质-微生物-植物”耦合达到最佳处理效果，经过一个处理周期，土壤中重金属的去除率均达到80%以上，除实施例2的Cd去除率83.28%（即含量0.33 mg/kg），其余土壤中重金属指标均降至风险筛选值以下；而对比例1~3制得的土壤改良剂应用于中高风险的重金属污染酸性土壤，经过一个处理周期，Pb、Cd含量依然远超风险筛选值，存在农用地土壤污染风险，可能需要再次进行土壤改良，同时加强土壤环境监测和农产品协同监测。

上述的实施例仅表达了本发明的几种实施方式，其描述较为具体和详细，但并不能因此而理解为对本发明专利范围的限制。应当指出的是，对于本领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明构思的前提下，还可以做出若干变形和改进，这些都属于本发明的保护范围。因此，本发明专利的保护范围应以所附权利要求为准。

上述的仅为本发明的较佳实施例而已，并不用以限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。

Claims (9)

1.一种用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于，包括缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为(8~10):(3~5)；

所述缓释沼液微生物复合肥采用以下步骤制备：

（a）以沼气工程的厌氧消化物为原料，调节pH至7~8后，固液分离，得到沼液；

（b）将含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液滴入氯化钙溶液中形成凝胶颗粒，分离出固体，经水洗、干燥，得到复合微球载体；将复合微球载体置于含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液中，震荡3~6 h后，分离出固体，得到固载微生物颗粒；固载微生物颗粒经聚乙烯醇包覆、干燥，得到缓释微生物菌剂；

（c）将步骤（a）所得沼液浓缩后，依次加入羧甲基纤维素钠及粉碎后的沸石，搅拌混匀后，加入步骤（b）所得缓释微生物菌剂，混匀、造粒、干燥，即得；

步骤（b）中所述含芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的复合菌液采用以下步骤制备：将芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌分别接种于固体培养基活化16~26 h，再移入液体培养基活化16~26 h，然后置于液体培养基中扩大培养1~4天，分别收集芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体，混合分散于无菌水中，即得复合菌液；其中，以干重计，复合菌液中菌体的总质量百分数为1.5~3%，芽孢杆菌、光合细菌及酵母菌的菌体质量比为(3.7~7):(2.4~4.5):1；

复合菌液中复合微球载体的加入量为15~30 g/L；

所述聚乙烯醇包覆是喷涂质量分数为8~12%的聚乙烯醇水溶液；

所述缓释微生物菌剂比固载微生物颗粒的干重增加2~4%；

所述生物炭基双金属氢氧化物采用以下步骤制备：

（1）将硫酸亚铁、硝酸锌和尿素溶于去离子水中，再加入生物炭，超声分散后，于120~160℃水热反应10~20 h，经固液分离，取固体洗涤、干燥，得到基体；

（2）将步骤（1）所得基体分散于乙醇中，得到基体悬浮液，于氮气气氛下，边搅拌边加入间氨基苯甲酸的乙醇溶液，得到前驱液；将前驱液升温至80~110℃搅拌反应2~4 h后，经固液分离，取固体洗涤、干燥，得到带氨基的有机插层基体；

（3）向戊二醛的乙醇溶液中加入步骤（2）所得带氨基的有机插层基体，密闭搅拌6~15 h后，固液分离，取固体洗涤、干燥，得到带醛基的有机插层基体；

（4）将甲硫氨酸溶于乙醇的水溶液中，得到甲硫氨酸溶液；向甲硫氨酸溶液加入步骤（3）所得带醛基的有机插层基体，密闭搅拌6~15 h后，经固液分离，取固体洗涤、干燥，即得；

步骤（1）~（4）中，硫酸亚铁、硝酸锌、尿素、间氨基苯甲酸、戊二醛及甲硫氨酸的摩尔比为1:(3~4):(4~5.5):(4~7):(4~7):(4~7.5)。

2.根据权利要求1所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于：步骤（a）中，所述沼气工程厌氧消化物是由畜禽粪便、农作物秸秆及泥炭在厌氧条件下发酵而得，所述沼液含总氮1~4 g/L、总磷0.5~2.0 g/L、总钾2~7 g/L。

3.根据权利要求1所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于：步骤（b）中，含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液中海藻酸钠的质量百分数为1~2.5%，海藻酸钠与羟丙基壳聚糖的质量比为1:0.5~0.8，氯化钙溶液的质量百分数为1.5~3%；将含有海藻酸钠及羟丙基壳聚糖的水溶液滴入氯化钙溶液中的滴加速度为2.4~4 mL/min，每滴加0.5~2 min后静置15~35 min、分离出固体。

4.根据权利要求1所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于：步骤（c）中，所述浓缩是将沼液浓缩至原体积的10~20%，浓缩后沼液中羧甲基纤维素钠的加入量为2~4 g/L、沸石的加入量为20~40 g/L、固载微生物颗粒的加入量为20~30 g/L。

5.根据权利要求1所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于，步骤（1）中，所述生物炭的制备方法如下：以经过洗涤、风干、粉碎后的农作物秸秆和/或果壳为原料，将原料分散于质量分数为8%~15%的氢氧化钾溶液中，于90~110℃水热反应1~3 h，经固液分离，取固体于85~105℃烘干，在无氧条件下，以5~10℃/min的速率升温至450~550℃后，恒温炭化50~80 min，冷却至常温，研磨、过筛，即得。

6.根据权利要求5所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于：步骤（1）中，所述去离子水中硫酸亚铁的加入量为3.3~5.1 g/L，所述生物炭的加入量为10~20g/L；步骤（2）中，所述基体悬浮液中基体的浓度为10~25 g/L，所述间氨基苯甲酸的乙醇溶液中间氨基苯甲酸的浓度为30~50 g/L。

7.根据权利要求5所述用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良剂，其特征在于：步骤（3）中，所述戊二醛的乙醇溶液由戊二醛分散于乙醇中而得、戊二醛的浓度为2.8~5.6 g/L；步骤（4）中，所述甲硫氨酸溶液中甲硫氨酸的浓度为4.2~8.4 g/L，所述乙醇的水溶液中乙醇的质量百分数为90~95%。

8.权利要求1至7任一所述土壤改良剂用于修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法，其特征在于，包括以下步骤：

步骤一，对重金属污染土壤监测、取样，若土壤4.8≤pH＜7，则直接作为供试土壤，若土壤pH＜4.8，先撒施石灰粉、翻耕施灌，pH恢复至4.8~5.0，再作为供试土壤，利用供试土壤进行盆栽试验，确定重金属富集植物的品种及种植方式；

步骤二，对污染土壤翻耕后，将缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物混匀作为土壤改良剂，撒施土壤改良剂，并翻土混匀，每隔10~24小时喷水施灌一次，平衡7~10天；土壤改良剂的施用量为25~50 g/kg，每次喷水施灌的用水量为0.3~0.6 kg/kg，施用量单位中每kg土壤是以土层表面0~20 cm深的土壤重量计量的；

步骤三，按照步骤一确定的重金属富集植物及种植方式实施播种或移栽，待重金属富集植物长大、成熟后收获；

经过上述步骤一至三即完成土壤改良的一个处理周期；完成一个处理周期后对土壤采样测试。

9.根据权利要求8所述修复酸化板结及重金属污染的土壤改良方法，其特征在于：步骤二中，缓释沼液微生物复合肥及生物炭基双金属氢氧化物的质量比为(8~10):(3~5)。