堆肥化处理TNT红水污染土壤

丛 鑫， 姜久宁， 刘寒冰， 杨 兵*， 薛南冬

1.辽宁工程技术大学环境科学与工程学院， 辽宁 阜新 123000 2.中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京 100012

堆肥化处理TNT红水污染土壤

丛 鑫1,2， 姜久宁1,2， 刘寒冰2， 杨 兵2*， 薛南冬2

1.辽宁工程技术大学环境科学与工程学院， 辽宁 阜新 123000 2.中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京 100012

DNTS〔二硝基甲苯磺酸盐，主要包括2,4-DNT-3-SO3-(2,4-二硝基甲苯-3-磺酸盐)和2,4-DNT-5-SO3-(2,4-二硝基甲苯-5-磺酸盐〕是TNT(2,4,6-三硝基甲苯)红水污染土壤中主要污染物质，为研究堆肥化对土壤中DNTS的降解效果，采用有机废物堆肥方法，探讨堆肥化对TNT红水污染土壤中DNTS降解的可行性，以及温度、含水率和pH变化对降解效果的影响. 结果表明，有机废物堆肥能处理TNT红水污染土壤，在堆肥60 d内，5个堆肥体系(猪粪+木屑、猪粪+麦壳、污泥+木屑、污泥+麦壳和马粪+木屑)对2,4-DNT-3-SO3-的降解率为65.5%～88.4%，对2,4-DNT-5-SO3-的降解率为60.9%～100%. 在第4天各堆肥体系的高温阶段(29.7～53.6 ℃)，5个堆肥化体系中2,4-DNT-3-SO3-总量的49.5%～67.3%被降解，说明各堆体的中温-高温阶段对有机物的降解起重要作用. 堆体含水率随堆肥时间的延长呈下降趋势，在堆肥第8天，外源补水至体系含水率为50%，猪粪+麦壳体系对2,4-DNT-3-SO3-的降解率从70.2%增至88.4%，说明适当的外源补水可提高2,4-DNT-3-SO3-的降解率. 5个堆肥体系中pH均呈初期上升、后期下降并趋于稳定的趋势，但在整个堆肥过程中，堆体pH始终保持在7.3～8.3之间. 研究显示，5个堆肥体系中猪粪+麦壳体系对DNTS的降解率最高，分别为88.4%和100%.

堆肥; TNT红水; 土壤; DNTS

TNT(2,4,6-三硝基甲苯)红水是TNT精制过程中产生的含有DNTS(dinitrotoluenesulfonate，二硝基甲苯磺酸盐)的高浓度废水[1]. DNTS是一类有毒物质，包括2,4-DNT-3-SO3-(2,4-二硝基甲苯-3-磺酸盐)和2,4-DNT-5-SO3-(2,4-二硝基甲苯-5-磺酸盐)两种异构体，在环境中可以转化为具有相似或更大毒性的物质. TNT红水进入环境中后，可以通过渗透和溢流等作用在环境介质间迁移，从而导致土壤污染甚至造成地下水污染[2-3]. 因此此类土壤修复研究受到高度关注. ZHU等[4]研究了纳米铁颗粒还原降解TNT红水中二硝基甲基磺酸钠的可行性，结果表明，纳米铁能够将硝基转化为氨基，将硝酸氮转化为氨氮，但纳米铁容易团聚限制了它在环境修复中的应用. 一些学者采用活性焦吸附、芬顿法和生物处理等方法去除TNT红水中的有机物质，但这些方法存在处理费用较高等问题[5-8].

堆肥化修复污染土壤是20世纪80年代以来兴起的治理环境污染的生物工程技术，主要是利用生物特有的分解有毒有害物质的能力，采用诸如提高通气效率、外源加水、补充营养等办法来提高微生物的代谢作用和降解活性水平，以加快对污染物的降解速率[9]. 目前堆肥化修复石油、杀虫剂和多环芳烃等污染土壤方法和研究已见报道[10-13]，但鲜见堆肥化修复TNT红水污染土壤的相关报道. 鉴于此，该研究通过不同的有机废物堆肥化体系，探讨优化堆肥条件下二硝基甲苯磺酸盐的降解规律，以期为TNT红水污染土壤修复提供依据.

1 材料与方法

1.1试验材料

试验所用的新鲜猪粪取自天津某养猪场，马粪和麦壳取自北京郊区农场，脱水污泥取自北京某污水处理厂，木屑取自天津某木材加工厂. 堆肥试验所采用的畜禽粪便、污泥、木屑和麦壳等材料性质如表1所示. 堆肥土壤中w(2,4-DNT-3-SO3-)为500.46 mg/kg，w(2,4-DNT-5-SO3-)为25.24 mg/kg；5种堆肥原料(猪粪、马粪、污泥、木屑和麦壳)中均未检出2,4-DNT-3-SO3-和2,4-DNT-5-SO3-.

2,4-二硝基甲苯-3-磺酸钠(2,4-DNT-3-SO3Na)标准样品(98%)和2,4-二硝基甲苯-5-磺酸钠(2,4-DNT-5-SO3Na)标准样品(98%)均购自德国Synchem公司；乙腈，色谱纯，购自美国J.T.Baker公司；磷酸二氢钾，优级纯，购自国药集团化学试剂有限公司；磷酸，优级纯，购自天津市光复科技发展有限公司.

表1 堆肥原料基本理化性质

注：n=3.

1.2堆肥试验装置

所用强制通风静态筒式堆肥反应器如图1所示. 该静态桶由PVC材料制成，直径30 cm，高度50 cm，有效体积为32 L. 该装置底面布设一根十字型的曝气管，曝气管表面均匀分布圆孔，同时底面上铺有粒径为2～4 mm、5 cm厚的石英砂层，使得空气能够均匀流过堆体，不会造成冲击性或通风的强弱不均. 筒壁厚1 cm，具有保温作用. 桶壁上面有一层黑色塑料布，作用是防止堆肥化过程中水分蒸发，同时减少堆肥化前期异味的扩散. 每天进行渗滤液收集，渗滤液阀打开后将渗滤液回收到堆肥体系中，确保将渗滤液中污染物有效的去除. 同时每天利用电子温度计测定堆体温度.

图1 堆肥反应器示意Fig.1 Schematic diagram of composting reactor

1.3试验设计

堆肥试验在通风状况良好的温室(25±5)℃中进行. 各堆肥化体系中土壤、有机废物、调理剂质量及初始加水量如表2所示. 在土壤(有机废物+调理剂)质量比为1∶1的条件下，调节其CN在20～25之间以有利于微生物的生长[14-15]. 各堆肥体系通过加水保证堆肥体系的初始含水率为50%. 按照表2所示，将土壤、有机废物+调理剂进行混合，加入指定水量，均匀搅拌，装入堆肥化装置中. 参照胡天觉等[16]堆肥试验装置设计，该试验采用间歇供氧，通过气体流量计调节阀将通入堆肥桶内的通风量调解到0.3 m3min，试验前10 d，空气泵开10 min，停110 min，通气量为1.5 m3(kg·d)，10 d后空气泵开10 min，停170 min，通气量为1.0 m3(kg·d)，每个堆肥体系设3个重复.

表2 各堆肥体系参数

1.4取样及分析测定

堆肥试验历时60 d，分别在堆肥开始后的第0天、第4天、第7天、第14天、第21天、第28天、第42和第60天取样. 方法为用土钻在堆体上层、中层和下层共取约250 g的样品，混合均匀，用保鲜袋密封. 将50 g保存于-20 ℃条件下以备微生物群落多样性分析，将100 g样品密封并保存于4 ℃以备含水率和pH测定，将100 g样品风干后过425 μm筛，以备土壤理化指标的测定.

堆体土壤样品的含水率采用Precisa测定仪测定. 堆体土壤样品的w(TN)采用凯氏定氮法测定. 堆体土壤样品的w(TC)采用有机碳测定仪(Multi NC 31000，耶拿分析仪器股份公司，德国)测定. 堆体土壤样品的pH采用METTLER TOLEDO测定仪〔梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司〕测定. 每日14：00监测堆体上层、中层和下层的温度，以其平均值作为当天堆体的温度，同时记录环境温度. DNTS提取条件：提取剂为去离子水，土液比为1∶5(gmL)，提取时间为24 h. 液相色谱测定条件：高效液相色谱仪LC-10AT-紫外检测器，C18键合硅胶色谱柱(4.6 mm×250 mm，5 μm)，流动相为乙腈磷酸缓冲溶液〔pH为3.0，2080(VV)〕，流速为1 mLmin，进样量为 20 μL. 2,4-DNT-3-SO3-和2,4-DNT-5-SO3-的添加回收率为69.4%～111%.

2 结果与讨论

2.1堆肥体系中的二硝基甲苯磺酸盐堆肥降解效果

在整个堆肥周期不同体系中二硝基甲苯磺酸盐的去除效果如图2所示，结果显示，5个堆肥体系均能降解土壤中的二硝基甲苯磺酸盐，但降解效果有所不同. 从图2(a)可以看出，在堆肥0～4 d期间，各堆体中w(2,4-DNT-3-SO3-)的降幅较大，4～42 d内下降相对平缓，42 d后堆体中w(2,4-DNT-3-SO3-)基本趋于稳定. 从图2(b)可以看出，与2,4-DNT-3-SO3-相比，2,4-DNT-5-SO3-的降解周期较短，但降解特征较为一致：在0～4 d内，w(2,4-DNT-5-SO3-)的降幅较大，这可能由于0～4 d堆体处于高温阶段，微生物较为活跃，通过代谢作用将污染物分解，使得污染物呈现较明显的下降趋势.w(2,4-DNT-5-SO3-)在14 d后趋于稳定，第14天时5个体系中2,4-DNT-5-SO3-的降解率基本可达到100%. 5个堆肥体中2,4-DNT-5-SO3-的降解率均高于2,4-DNT-3-SO3-. ZHANG等[17]在研究生物降解红水中DNTS时也发现这一去除率差异较大的现象，观察到2,4-DNT-5-SO3-能够有效地被微生物降解，这可能是与这两种异构体结构上的差异有关，2,4-DNT-3-SO3-磺酸基团的空间位阻效应使其比2,4-DNT-5-SO3-更难被还原.

图2 不同堆体中DNTS含量及其降解率变化Fig.2 Change of DNTS concentration and degradation rate during composting

堆肥第60天，猪粪+木屑、猪粪+麦壳、污泥+木屑、污泥+麦壳和马粪+木屑5个堆肥体系对2,4-DNT-3-SO3-的降解率分别为66.7%、88.4%、74.7%、87.5%和65.5%，对2,4-DNT-5-SO3-的降解率均可以达到100%. 在试验条件下，各堆肥体系对二硝基甲苯磺酸盐降解率由大到小依次为猪粪+麦壳体系>污泥+麦壳体系>污泥+木屑体系>猪粪+木屑体系>马粪+木屑体系，即试验条件下5个堆肥体系中猪粪+麦壳体系更能有效修复TNT红水污染土壤. 猪粪和污泥体系的降解效果略好于马粪体系，这可能是由于，相比马粪，猪粪和污泥中含有丰富的水分和碳源，微生物生长活跃，对堆体中二硝基甲苯磺酸盐降解效果相对较好；同时，含有麦壳的堆肥体系比含有木屑的堆肥体系降解效果略好，有研究[18]表明，麦壳多的堆体有利于生产纤维素微生物的生长，相应堆体中纤维素酶的活性也较高，纤维素酶在纤维素的降解中起着非常重要的作用. 胡天觉[19]将饮食业农业植物废物、树叶、庭院杂草、花生壳和木屑等类典型的城市固体有机废物分别进行堆肥试验时，发现木屑的有机物降解率最低，这主要是受其结构所影响.

堆肥过程中DNTS主要是通过微生物作用将DNTS降解，不是高温作用使化合物结构降解，也不是堆肥材料的吸附作用导致DNTS的减少. 堆肥过程中样品的液相色谱图如图3所示. 通过LC-MS对产物进行分析可知，随着时间的推移，色谱图中含硝基污染物的峰面积逐渐减小，浓度在逐渐减小，含氨基的峰面积逐渐增大，可以确定含氨基物质含量增加. ZHANG等[17]利用好氧厌氧条件下将微生物固定到活性炭对含DNTS的TNT红水进行降解，反应结束后DNTS上的硝基被微生物转化为氨基. WANG等[20]利用固定化微生物对TNT废水降解时，反应结束后检测到TNT上的硝基被转化为氨基. 陈琛[21]在研究Escherchiacoli降解TNT时，发现产物中有ADNT、DANT产生. 可得在微生物的作用下，DNTS的硝基转化为氨基.

注： ①—2,4-DNT-5-SO3-； ②—2,4-DNT-3-SO3-； ③—2,4-DNT-5-SO3-转化产物； ④—2,4-DNT-3-SO3-转化产物. 图3 堆肥样品液相色谱图Fig.3 Liquid chromatograms of composting samples

2.2堆肥体系温度变化及温度对DNTS降解效果的影响

温度是反映堆肥进程与腐熟度的重要指标，它直接影响微生物的数量与活性，进而影响有机质的分解速度和腐殖化进程[22]. 5个堆肥体系堆体温度与周围环境温度变化如图4(a)所示. 从图4(a)可以看出，堆体温度变化主要经历了升温、高温、降温和稳定4个阶段. 堆肥初期，5个堆肥体系温度都迅速升高，在堆肥第3天时猪粪+麦壳和污泥+麦壳体系达到最高温度，分别为53.7和54.2 ℃. 猪粪+木屑、污泥+木屑和马粪+木屑体系温度上升的幅度相对较小，在堆肥的5～6 d达到最高温度，分别为31.3、31.6和37.3 ℃. 各堆体高温阶段污染物质2,4-DNT-3-SO3-

的降解率如图4(b)所示，5个堆肥体系对污染物质2,4-DNT-3-SO3-的降解率为49.5%～67.3%，其中猪粪+麦壳体系对2,4-DNT-3-SO3-降解率最高，其次是污泥+麦壳体系，降解率最低的是猪粪+木屑体系. 图4(b)中数据表明，在堆体处于高温阶段时，体系中微生物可降解大部分的二硝基甲苯磺酸盐. 这与已有研究成果[23-24]较为一致，即堆肥过程的升温阶段，微生物迅速增殖，当堆肥进入高温阶段时，有机物迅速降解.

堆肥化3～6 d后，各堆体温度开始下降，这是由于堆体停留在高温阶段一段时间后，大部分有机物被降解，由于营养物质缺乏使得堆体中微生物活动减弱，发热量减少，堆体温度逐渐下降. 在这一阶段，嗜温菌开始占据优势，对部分残余较难分解的有机物作进一步分解，有机物种类和浓度趋于稳定化[25]. 堆肥后期，堆体异味消除，(猪粪+麦壳)体系的CN由20.0降至13.1，其他几个堆肥体系堆肥过程CN由20.6～24.0降至16.0以下，说明堆肥已经完全腐熟[26].

图4 堆体温度变化及堆体温度对污染物降解率的影响Fig.4 Change of temperature during composting and the effect of temperature to pollutants degradation

2.3堆肥体系含水率变化及含水率对DNTS降解效果的影响

含水率是堆肥过程中的一个重要参数，水分不仅溶解有机物，参与微生物的新陈代谢，而且通过蒸发作用带走热量，调解堆体温度. 堆肥体系的最佳含水率通常是在40%～60%之间[27]，试验中5个堆肥体系初始含水率均为50%，各堆肥体系含水率变化曲线如图5(a)所示. 从图5(a)可知，5个堆肥体系在0～7 d内堆体的含水率急剧降低，第7天时猪粪+麦壳和污泥+麦壳这两个体系的含水率已低于40%，分别降至38.6%和39.1%. 有学者[28]认为，堆肥过程中湿度的连续下降是有机质降解的重要标志. 在堆肥第8天向各堆体外源添加水，调节堆体含水率至50%左右. 从图5(a)可以看出，各堆体中含水率仍呈现持续降低趋势，直至堆肥结束，测得5个堆体的含水率在36.8%～41.1%之间，猪粪+麦壳和污泥+麦壳这两个堆肥体系含水率下降得最快.

图5 堆体中含水率的变化及含水率对污染物降解效果的影响Fig.5 Change of moisture during composting and the effect of moisture to pollutants degradation

选取高温阶段2,4-DNT-3-SO3-降解率最高的猪粪+麦壳体系进行污染物质含量的测定，在外源加水和对照(无外源加水)两种条件下监测并计算得到污染物质2,4-DNT-3-SO3-的降解率如图5(b)所示，第60天，2,4-DNT-3-SO3-在外源加水和无外源加水两种条件下的降解率分别88.4%和70.2%，即外源加水之后堆体中2,4-DNT-3-SO3-的降解率要高于对照堆体中污染物质降解率(18.2%). 这可能是由于堆肥过程中水分损失过多使得微生物繁殖慢，分解过程迟缓，从而导致有机物降解速率相应降低[29]. 一些相关研究[30]也表明，当湿度小于45%时，有机物降解速率会明显降低.

图6 堆体中pH的变化Fig.6 Change of pH during composting

2.4堆肥体系pH的变化

在堆肥过程中，pH是影响堆肥效果的重要因素，适宜的pH可以使微生物有效的发挥作用. 堆肥期内5个堆肥体系pH变化情况如图6所示. 5个堆肥体系的初始pH各不相同，堆肥初期，各堆体pH迅速上升，这可能是由于物料中一些含氮化合物在微生物作用下氨化，产生大量的氨气，使得堆体pH升高[31-32]. 在堆肥的后期，pH呈下降趋势并趋于稳定，这可能由于硝化作用使NH4+-N含量大幅降低，释放出的H+不断增多，使得pH下降. 另外可能是由于堆肥过程中有机物的分解而产生有机酸导致pH下降[33]. 整个堆肥过程中，堆体pH始终保持在7.3～8.3之间，已有报道[34]表明，一般微生物最适宜的pH为中性或弱碱性，pH太高或太低都会影响堆肥效果.

3 结论

a) 5个堆肥体系均能有效降解红水污染土壤中二硝基甲苯磺酸盐，堆肥第60天，猪粪+木屑、猪粪+麦壳、污泥+木屑、污泥+麦壳和马粪+木屑体系对2,4-DNT-3-SO3-的降解率分别为66.7%、88.4%、74.7%、87.5%和65.5%，对2,4-DNT-5-SO3-的降解率均可以达到100%，猪粪+麦壳体系对污染物质2,4-DNT-3-SO3-的降解率最高.

b) 试验条件下，5个堆肥体系在3～6 d达到最高温度. 各堆体的高温阶段降解了49.5%以上的2,4-DNT-3-SO3-.

c) 堆肥过程中各体系的含水率均不断下降，通过外源加水可提高2,4-DNT-3-SO3-的降解率.

d) 堆肥初期，各堆肥体系pH呈现较明显上升趋势，之后pH呈现下降趋势，最后呈现稳定. 整个堆肥过程中，各堆体pH始终保持在7.3～8.3之间.

[1] FU Dan,ZHANG Yihe,LV Fengzhu,etal.Removal of organic materials from TNT red water by bamboo charcoal adsorption[J].Chemical Engineering Journal,2012,193/194:39-49.

[2] ZHANG Mohe,ZHAO Quanlin,YE Zhengfang.Organic pollutants removal from 2,4,6-trinitrotoluene (TNT) red water using low cost activated coke[J].Journal of Environmental Sciences,2011,23(12):1962-1969.

[3] ZHAO Quanlin,YE Zhengfang,ZHANG Mohe.Treatment of 2,4,6-trinitrotoluene (TNT) red water by vacuum distillation[J].Chemosphere,2010,80(8):947-950.

[4] ZHU Shini,LIU Guohua,YE Zhengfang,etal.Reduction of dinitrotoluenesulfonates in TNT red water using nanoscalezerovalent iron particles[J].Environmental Science and Pollution Research,2012,19(6):2372-2380.

[5] AN Fuqiang,GAO Baojiao,FENG Xiaoqin.Adsorption performance and mechanism of 2,4,6-trinitrotoluene on a novel adsorption material polyvinylbenzyl acid/SiO2[J].Applied Surface Science,2009,255(9):5031-5035.

[6] HAO O J,PHULL K K,CHEN J M,etal.Factors affecting wet air oxidation of TNT red water:rate studies[J].Journal of Hazardous Materials,1993,34(1):51-68.

[7] BARRETO-RODRIGUES M,SILVA F T，PAIVA T C B.Optimization of Brazilian TNT industry wastewater treatment using combined zero-valent iron and Fenton processes[J].Journal of Hazardous Materials,2009,168(2/3):1065-1069.

[8] TSAI T S.Biotreatment of red water-a hazardous waste stream from explosive manufacture with fungal systems[J].Hazardous Waste and Hazardous Materials,1991,8(3):231-244.

[9] 毛丽华.石油污染土壤生物通风堆肥修复研究[D].北京:中国地质大学,2006.

[10] VASUDEVAN N,RAJARAM P.Bioremediation of oil sludge-contaminated soil[J].Environment International,2001,26(5/6):409-411.

[11] ZENG Guangming,YU Zhen,CHEN Yaoning,etal.Response of compost maturity and microbial community composition to pentachlorophenol (PCP)-contaminated soil during composting[J].Bioresource Technology,2011,102(10):5905-5911.

[12] ZHANG Yuan,ZHU Yongguan,HOUOT S,etal.Remediation of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) contaminated soil through composting with fresh organic wastes[J].Environmental Science and Pollution Research,2011,18(9):1574-1584.

[13] WEI Li,MA Fang,ZHAO Guang.Composition and dynamics of sulfate-reducing bacteria during the waterflooding process in the oil field application[J].Bioresource Technology,2010,101:2643-2650.

[14] 赵建荣,高德才,汪建飞,等.不同C/N下鸡粪麦秸高温堆肥腐熟过程研究[J].农业环境科学学报,2011,30(5):1014-1020.

ZHAO Jianrong,GAO Decai,WANG Jianfei,etal.The high-rate composting of chicken manure and wheat straw in different C/N[J].Journal of Agro-Environment Science,2011,30(5):1014-1020.

[15] 高孟春,于安,杨丽娟,等.鸡粪/木屑强制通风堆肥的研究[J].环境科学与技术,2010,33(1):11-15.

GAO Mengchun,YU An,YANG Lijuan.Forced aerated composting with chicken manure and sawdust[J].Environmental Science & Technology (China),2010,33(1):11-15.

[16] 胡天觉,曾光明,袁兴中.城市固体有机废物堆肥试验装置设计[J].环境污染治理技术与设备,2002,3(2):71-75.

HU Tianjue,ZENG Guangming,YUAN Xingzhong.Design of composting experimental device of municipal organic solid waste[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2002,3(2):71-75.

[17] ZHANG Mohe,LIU Guohua,SONG Kai,etal.Biological treatment of 2,4,6-trinitrotoluene (TNT) red water by immobilized anaerobic-aerobic microbial filters[J].Chemical Engineering Journal,2015,259:876-884.

[18] LIU Dongyang,ZHANG Ruifu,WU Hongsheng,etal.Changes in biochemical and microbiological parameters during the period ofrapid composting of dairy manure with rice chaff[J].Bioresource Technology,2011,102(19):9040-9049.

[19] 胡天觉.城市有机固体废物仓式好氧堆肥工艺改进及理论研究[D].长沙:湖南大学,2004.

[20] WANG Zhongyou,YE Zhengfang,ZHANG Mohe,etal.Degradation of 2,4,6-trinitrotoluene (TNT) by immobilized microorganism-biological filter[J].Process Biochemistry,2010,45(6):993-1001.

[21] 陈琛.Escherichia coli厌氧降解TNT的研究[D].大连:大连理工大学,2008.

[22] 潘攀,王晓昌,李倩,等.初始温度对人粪便好氧堆肥过程的影响[J].环境工程学报,2015,9(2):939-945.

PAN Pan,WANG Xiaochang,LI Qian,etal.Effect of initial temperature on aerobic composting of human feces[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2015,9(2):939-945.

[23] 席北斗,李英军,刘鸿亮,等.温度对生活垃圾堆肥效率的影响[J].环境污染治理技术与设备,2005,6(7):33-36.

XI Beidou,LI Yingjun,LIU Hongliang,etal.Effect of temperature on composting process of municipal solid waste[J].Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control,2005,6(7):33-36.

[24] 卜贵军,于静,邸慧慧,等.鸡粪堆肥有机物演化对重金属生物有效性影响研究[J].环境科学,2014,35(11):4352-4358.

BU Guijun,YU Jing,DI Huihui,etal.Influence of organic matter evolution during composting on the bioavailability of heavy metals[J].Environmental Science,2014,35(11):4352-4358.

[25] 余震.毒死蜱降解菌的筛选、鉴定及其在污染土壤堆肥修复中的应用[D].长沙:湖南大学,2009.

[26] ARIAS O,VIA S,UZAL M,etal.Composting of pig manure and forest green waste amended with industrial sludge[J].Science of the Total Environment,2017,586:1228-1236.

[27] JUVONEN R,MARTIKAINEN E,SCHULTZ E,etal.A battery of toxicity tests as indicators of decontamination in composting oily waste[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2000,47(2):156-166.

[28] MILLER F C,FINSTEIN M S.Materials balance in the composting of wastewater sludge as affected by process control strategy[J].Water Pollution Control Federation,1985,57(2):122-127.

[29] 罗维,陈同斌.湿度对堆肥理化性质的影响[J].生态学报,2004,24(11):2656-2663.

LUO Wei,CHEN Tongbin.Effects of moisture content of compost on its physical and chemical properties[J].Acta Ecologica Sinica,2004,24(11):2656-2663.

[30] HIGGINS C W,WALKER L P.Validation of a new model for aerobic organic solids decomposition:simulations with substrate specific kinetics[J].Process Biochemistry,2001,36(8/9):875-884.

[31] 周金波,金树权,陈若霞,等.剩余污泥与木屑·鸡粪·猪粪混合好氧堆肥研究[J].安徽农业科学,2012,40(33):16191-16192.

ZHOU Jinbo,JIN Shuquan,CHEN Ruoxia,etal.Research on aerobic composting of sewage sludge mixed with sawdust,chicken manure and pig manure[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences,2012,40(33):16191-16192.

[32] 邱珊,赵龙彬,马放,等.不同通风速率对厌氧残余物沼渣堆肥的影响[J].中国环境科学,2016,36(8):2402-2408.

QIU Shan,ZHAO Longbin,MA Fang,etal.The influence of aeration rate on intermittent forced-aeration composting of biogas residue[J].China Environmental Science,2016,36(8):2402-2408.

[33] 张翠绵,贾楠,胡栋,等.低温型复合发酵菌剂接种鸡粪堆肥的效应[J].环境工程学报,2016,10(10):5881-5885.

ZHANG Cuimian,JIA Nan,HU Dong,etal.Fermentation effects of chicken manure inoculating with compound inoculants of low temperature character[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2016,10(10):5881-5885.

[34] 胡涛,王晓昌,李倩,等.好氧堆肥反应器对人粪便堆肥中温降解的中试研究[J].环境工程学报,2013,7(12):4965-4970.

HU Tao,WANG Xiaochang,LI Qian,etal.A pilot scale study on a human feces composting in aerobic medium temperature composting reactor[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2013,7(12):4965-4970.

CompostingSoilsContaminatedbyTNTRedWater

CONG Xin1,2, JIANG Jiuning1,2, LIU Hanbing2, YANG Bing2*, XUE Nandong2

1.College of Environmental Science and Engineering, Liaoning Technical University, Fuxin 123000, China 2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China

Dinitrotoluenesulfonates (2,4-dinitrotoluene-3-sulfonate and 2,4-dinitrotoluene-5-sulfonate) are the main pollutants of soils contaminated by TNT red water from explosives factories. The present study assessed the effectiveness of composting with organic waste to degrade dinitrotoluenesulfonates, as well as the effects of the changes in moisture, temperature and pH during the composting process. The obtained results revealed that the degradation rates in five composting systems (i.e., pig manure+sawdust, pig manure+rice chaff, sewage sludge+sawdust, sewage sludge+rice chaff, and horse manure+sawdust) were 65.5%-88.4% for 2,4-dinitrotoluene-3-sulfonate and 60.9%-100% for 2,4-dinitrotoluene-5-sulfonate during the 60-day composting. More than 49.5% of dinitrotoluenesulfonates were degraded in the thermophilic period (29.7-53.6 ℃) in the fourth day. The moisture contents of the five composting systems declined during the composting process, and supplementing water to 50% in the eighteenth day caused an increase from 70.2% to 88.4% in the degradation rate of 2,4-dinitrotoluene-3-sulfonate (pig manure+rice chaff). The pH of the five composting systems increased initially, decreased subsequently and stabilized finally. The results showed that organic waste composting can treat soil polluted by TNT red water. The pig manure+sawdust system had the highest degradation rate among the five studied composting systems, representing degradation rates of 88.4% and 100% for 2,4-dinitrotoluene-3-sulfonate and 2,4-dinitrotoluene-5-sulfonate, respectively.

composting; TNT red water; soil; dinitrotoluenesulfonates

2017-04-05

2017-08-17

国家自然科学基金项目(41571481，41403100)

丛鑫(1976-)，女，辽宁阜新人，副教授，博士，主要从事土壤环境化学研究，congxin1800@163.com.

*责任作者，杨兵(1976-)，男，湖北荆州人，副研究员，博士，主要从事区域土壤风险评估与修复研究，yangbing@craes.org.cn

丛鑫,姜久宁,刘寒冰,等.堆肥化处理TNT红水污染土壤[J].环境科学研究,2017,30(11):1732-1738.

CONG Xin,JIANG Jiuning,LIU Hanbing,etal.Composting soils contaminated by TNT red water[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(11):1732-1738.

X53

1001-6929(2017)11-1732-07

A

10.13198j.issn.1001-6929.2017.03.22