厭氧消化殘余物土地利用的中外標準政策淺析＊

王志杰，何品晶,3，章 驊，彭 偉，邵立明,3，呂 凡,2

（1.同濟大學固體廢物處理與資源化研究所，上海 200092；2.上海污染控制與生態安全研究院，上海 200092；3.上海多源固廢協同處理和能源化工程技術研究中心，上海 200092）

1 引言

厭氧消化作為一種可以同時實現廢棄物穩定化和能量回收的技術，是目前國內外處理城市易腐生活垃圾及農業畜禽糞便的主流方式。在《中華人民共和國固體廢物污染環境防治法（2020 年修訂版）》頒布后，全國開始全面推行生活垃圾分類制度。據統計，我國城鄉生活垃圾中易腐垃圾占36.5%～76.0%（wt）［1］，而厭氧消化是主流的易腐垃圾處理技術［2］。因此實行生活垃圾分類后，全國將新建大量集中化易腐垃圾厭氧消化處理設施并投入使用，《“十四五”城鎮生活垃圾分類和處理設施發展規劃》（發改環資〔2021〕642 號）明確要求要“有序開展廚余垃圾處理設施建設”。相應地，消化殘余物的產生量也將急劇增加，大量產生的消化殘余物如何經濟合理地處理和資源化利用成為突出問題。

圖1 顯示了當前消化殘余物的多種處理利用途徑［3］，消化殘余物經固液分離后分為沼液和沼渣。根據不同技術的成熟度，沼液的常用處理方式主要包括兩類：①當作污水處理，使得沼液可以達到相關的排放標準，如GB 16889—2008 生活垃圾填埋場污染控制標準、DB 31/425—2009 污水排入城鎮下水道水質標準；②實現資源化利用，用于生產有機肥產品或直接作為有機肥使用。當前我國易腐垃圾厭氧消化沼渣的主要處理方式為：①干化焚燒或填埋；②生產有機肥產品或直接作為有機肥或土壤改良劑進行土地利用；此外研究人員還對沼渣蟲體養殖開展了初步探索［4］。消化殘余物中含有大量植物易于吸收的氮、磷、鉀以及其他的宏量和微量營養元素，在循環經濟和“雙碳”目標背景下，土地利用被認為是消化殘余物可持續利用的方式之一［5］，有助于保護有限的自然礦物資源，并大幅降低垃圾厭氧消化技術的碳排放量［6］。

圖1 消化殘余物的不同處理方式Figure 1 Different treatment methods of digestate

可用于厭氧消化的原料豐富多樣，厭氧消化技術有多種形式，不同厭氧消化處理廠的運行狀態不一，這也導致消化殘余物的質量參差不齊，消化殘余物直接進行土地利用時存在一定的生態安全風險，例如原料中可能存在鹽分、重金屬以及有機污染物，這些物質在厭氧消化過程中不會被降解。施用到土地中的沼液或沼渣應當是安全的、高質量的，有害物質的含量不應對動、植物以及土壤生態造成威脅，因此需要制定和頒布相關法規與標準，以規范沼液和沼渣的安全施用，避免造成可能的土地污染。

包括我國在內的許多厭氧消化產業發達的國家，都已經建立了保障生物質廢物（主要是農業廢棄物，部分包括生活源易腐垃圾）厭氧消化殘余物質量以及土地施用安全性的管理框架。消化殘余物作為有機肥或土壤改良劑進行土地利用時，通常要受到土壤保護法規、廢棄物管理法規、肥料質量標準中一種或多種組合的監管。在歐洲，最新的歐盟法規提案［7］針對不同類型的沼肥做了質量規定，包括營養物質含量、重金屬限值、無害化處理要求等，部分歐洲國家在此基礎上有自己更嚴格的國家法規［8］；在美國，消化殘余物作為有機肥土地利用的具體法規由各個州自行確立和管理［9］。此外，為了盡可能避免氨的流失和向大氣及水體的釋放，不同國家也有指導沼肥施用的最佳實踐指南，這些政策和指南旨在鼓勵和規范消化殘余物的土地利用，并確保安全和可持續的施用。

本研究系統梳理了我國及國外代表性國家或地區消化殘余物土地利用的相關政策和標準，具體比較分析了原料的選擇與管控、工藝過程、沼肥產品質量要求以及有害物質限值等。此外，針對氮的安全施用量及施用方式，介紹了不同國家的消化殘余物施用指南，探索了目前消化殘余物土地利用仍存在的限制及解決方案，以期為我國相關標準、指南的修訂和完善提供參考，促進消化殘余物的資源化利用。

2 消化殘余物的性質特征

在厭氧消化過程中，有機營養成分被轉化為無機形式，如有機氮轉化為氨氮（NH3-N），有機磷轉化為磷酸根，但消化過程中總氮（Total Nitrogen，TN）、總磷（Total Phosphorus，TP）的含量基本不變。表1 根據Peng 等［5］的研究結果列出了以易腐生活垃圾（Organic Fraction of Municipal Solid Waste，OFMSW）和餐廚垃圾為原料的消化殘余物和固液分離后沼液沼渣的相關性質，主要包括消化殘余物土地利用時所關心的營養成分、生物穩定性和重金屬含量。固液分離后，沼液與沼渣的性質很大程度上取決于原料的性質、工藝原理、消化狀態和分離性能［10］，但通常而言，沼渣的總固體（Total Solid，TS；也稱為干物質Dry Matter，DM）含量約為20%～30%，沼液的約為1%～6%，大部分有機氮、磷和纖維被分離到固相中，沼渣中的磷約占直接從消化罐中排出的殘余物的55%～65%，而約80%的氨氮和鉀被分離到沼液當中［8］。固液分離后N、P 的不同賦存狀態使得沼液和沼渣可以分別以不同的劑量施用到對營養需求不同的土地中，有助于消化殘余物中植物營養的管理和利用，沼渣作為磷肥單獨施用，也可降低儲存和運輸的成本。

表1 易腐生活垃圾和餐廚垃圾消化殘余物的性質特征Table 1 Properties and characteristics of digestate from OFMSW and food waste

除了營養物質含量，消化殘余物的生物穩定性也是土地利用時所需關心的重要問題，可以通過四日呼吸耗氧量（Respiration Activity for 4 Days，RA4）、OUR、RBP 等指標來衡量［11］，Ponsá 等［12］提出可安全應用于農業的有機廢棄物OUR 限值為2 g/（kg·h），相對易降解的原料在運行狀態良好的反應器內可以達到良好的生物穩定性，例如表1所列的餐廚垃圾；而對于生物穩定性較差的消化殘余物，需要補充后續的堆肥處理以進一步穩定其中的殘留有機物。重金屬在消化殘余物中的含量與原料類型具有非常密切的關系，通常在易腐生活垃圾和餐廚垃圾的消化殘余物中的濃度極低（表1），各國對土地利用時重金屬濃度的限制將在第4 節中展開。另外，由于餐廚垃圾來源于烹飪過的食物，烹飪過程往往會加入鹽以及含鹽的調味品，Lyu 等［13］在餐廚垃圾的消化殘余物中發現了濃度較高的Na+（137～159 mg/L）和Cl-（202～208 mg/L）。

3 國內外消化殘余物質量管理與土地利用管控政策標準匯總

3.1 國外法規

在歐洲，系統的廢棄物管理法規已實行了20余年［14］，在完善的廢棄物管理框架下，歐洲各國對厭氧消化的政策支持以及消化殘余物管理都較為成熟，消化殘余物可以根據質量和法規要求歸類為“廢棄物”或“產品”［5］，歐盟成員國可以根據本國情況將歐盟的消化殘余物管理法規落實到國家法規中，部分國家還制定了完整的消化殘余物認證體系，如德國、英國和瑞典［15-17］，這些國家允許經過認證的消化殘余物直接進行土地利用，具體由各國根據原料準入清單以及物理性質和化學污染物濃度方面的質量要求進行評估，由于不同成員國的原料準入清單存在差異，為了統一標準，歐洲議會和理事會在2016 年提出了有機肥料質量認證體系［7］，消化殘余物被列為可用于生產有機肥的原料，旨在為合格的消化殘余物開發有價值的綠色市場。

美國環保署對消化殘余物的土地利用沒有明確的法規要求，具體的標準由各州自行確立，如紐約州法規6NYCRR Part 361［9］對可用于生產消化物的原料以及土地利用時的污染物限值做了詳細要求；環保署的養分管理計劃（Nutrient Management Plan，NMP）［18］則要求對氮、磷肥的土地施用進行評估，以最大程度減少氮、磷向地表水的遷移，這與歐洲的硝酸鹽指令（Nitrates Directive，ND）［19］類似，消化殘余物的土地施用量都要受該計劃的限制。由于國土資源豐富，美國對消化殘余物管理的重視程度不及歐洲國家。澳大利亞同樣如此，不過新西蘭生物質能協會最新制定的技術指南（Technical Guide 8，TG8）［20］，參考了英國的消化殘余物管理及認證體系，為澳大利亞和新西蘭提供了一套消化殘余物認證和肥料化利用的解決方案。表2 詳細匯總了上述國家與厭氧消化殘余物土地利用相關的政策標準。

表2 代表性國家消化殘余物土地利用政策匯總Table 2 Summary of land use policies for digestate in some representative countries

3.2 國內標準

我國對消化殘余物的不同用途、去向或制成產品的質量，做出了更細化的分類管理要求，如表3所示。

表3 我國沼液/沼渣土地利用相關標準匯總Table 3 Summary of relevant standards for land application of biogas slurry/residue in China

若達不到用作肥料的標準要求，也可以用作農田灌溉水，甚至作為廢水排放，但同樣需要處理以達到排放的標準。我國土地利用相關標準的應用場景主要是農業大田，在此基礎上，GB/T 33891—2017 綠化用有機基質補充了可作為園林綠化基質的應用場景。但大部分標準所針對的原材料主要為農業有機廢棄物，尤其是畜禽糞便和動植物殘體，尚缺乏針對垃圾分類產生的餐廚垃圾和廚余垃圾為原料的消化殘余物的土地利用標準。

4 土地利用對于消化殘余物的質量要求

4.1 原料管控

消化殘余物作為有機肥進行土地利用時，需要保證其穩定、安全且不含雜質，而厭氧消化殘余物的性質和質量，首先取決于原料的組成和性質，優質原料是生產安全的、利于土地利用的消化殘余物的重要起點。從進入厭氧消化罐的原料開始進行源頭管理，是技術和經濟層面上最為有效的措施，一方面需要保證原料不被有害化學物污染，另一方面還要確保原料易于被厭氧微生物利用，并可為微生物提供足夠營養［27］。

依托于歐盟廢棄物分類管理體系及廢棄物清單［21］，歐洲國家對原料的管控原則整體上是相似的。歐洲國家的消化物認證體系［15-17］中明確列出了適合用于生產優質消化物的原料類型，即原料準入清單，澳大利亞和新西蘭的技術指南（TG8）［20］也參考了該管理方式。以瑞典為例，允許的原料包括園林垃圾，來自家庭和餐館的餐廚垃圾，食品加工和銷售行業產生的食品垃圾、畜禽糞便、農作物以及林業垃圾［16］；英國消化物質量協議和德國生物質廢物條例［15,17］則根據歐洲廢棄物清單和編號［21］做出了更詳細的分類。此外，歐洲委員會允許在有監管的前提下，使用污水污泥和源頭分離的OFMSW 為原料，生產用于農田土壤的消化殘余物，但不同國家對這兩種原料的接受程度差異較大，因為他們可能會使得消化殘余物中的重金屬濃度超標。意大利不允許OFMSW 為原料的消化殘余物直接用作肥料［28］；瑞典則嚴格地把污水污泥排除在準入清單以外；英國沒有完全限制污泥的流入，但對污泥類型也有明確限制，通常只允許食品行業自有污水處理廠產生的污泥，市政污泥為原料的消化殘余物則需視為廢棄物，不允許進行土地利用；而美國則允許在滿足污染物限值的前提下，直接對污泥進行土地利用［29］，且美國并沒有類似于歐洲國家的原料準入清單。

在歐洲，若原料為“動物副產品”類別下的廢物，則須嚴格遵守歐盟的動物副產品法規［22］要求進行消化。在認證體系下，原料供應商需要對輸送給厭氧消化廠的原料做詳細的描述，需要包含來源、產甲烷潛力、物理化學性質（pH、干物質含量、有機質含量）、化學和生物污染、土地利用潛在危害等［30］，厭氧消化廠則根據其描述的原料性質及消化殘余物的預期用途，決定是否接受該原料。

厭氧消化在我國的實際情況是傳統上主要用于處理畜禽養殖產生的糞便，現在開始用于處理餐廚垃圾以及垃圾分類產生的廚余垃圾（即歐洲法規中的OFMSW），而其他類型的適合用于厭氧消化的原料分布較分散，缺乏有效的管理和收集。但從現行標準對沼液和沼渣的定義來看，所針對的主要原料是畜禽糞便和農業有機物，如NY/T 2065—2011 中，沼渣和沼液的定義是“畜禽糞便等廢棄物經沼氣發酵后形成的固形物和液體”，NY/T 2596—2014 對沼肥的定義是“以農業有機物經厭氧消化產生的沼液沼渣為載體，加工成的肥料”，《農用沼液》（征求意見稿）對“農用沼液”的定義中，原料除了畜禽糞便和農作物秸稈，還包括了農村生活污水。然而在我國現行標準體系中，尚缺乏類似歐洲的原料準入清單，已有標準更多關注終端產品的質量，忽視了對源頭原料質量的管理，面對日益增多的餐廚垃圾和廚余垃圾原料，還沒有針對性的土地利用相關標準。

4.2 工藝過程

主流的厭氧消化技術包括中溫消化和高溫消化［31］，消化殘余物的質量受到消化溫度、停留時間等過程參數的共同影響。保證特定溫度下足夠長的停留時間，是確保消化殘余物生物穩定以及病原體滅活的關鍵，但出于經濟性的考慮，在實際過程中，厭氧消化廠往往以盡可能短的保留時間追求盡可能高的產甲烷效率。針對有潛在生物污染的原料，為確保產品的穩定和安全，操作者必須選擇適合對應原料的工藝溫度和停留時間，中外標準法規中均對此提出了要求。

歐盟衛生標準［22］的基礎要求是溫度和停留時間的組合要相當于在70 ℃下停留1 h，對應高溫消化（52～55 ℃）的最短停留時間為10 h；由于在連續攪拌反應器中有部分原料可能未能經過完全的混合和降解就被排出消化罐，因此要求高溫消化罐的水力停留時間（HRT）至少為7 d，以保證原料中的所有組分均滿足最短10 h 的停留時間，中溫消化罐的HRT 則至少為14 d［27］，如果原料中包含動物副產物，或者消化工藝過程不能滿足上述要求，則需要對原料進行單獨的消毒處理。此外，瑞典消化液認證體系要求對連續運行過程中的溫度、pH、HRT、有機負荷等參數進行記錄并存檔。

我國對厭氧處理工藝過程的要求中，CJJ 184—2012 要求餐廚垃圾在進行厭氧消化前進行濕熱或干熱預處理，其中濕熱處理在120～160 ℃下處理時間不少于20 min，干熱處理在95～120 ℃下處理時間不少于25 min；濕式工藝的消化物料含固率宜為8%～18%，停留時間不低于15 d，干式工藝的物料含固率宜為18%～30%，停留時間不低于20 d。GB 7959—2012 中要求中溫厭氧消化停留15 d以上，高溫厭氧消化停留8 d 以上。

對比可見，我國在標準層面上對停留時間的要求實際上普遍高于歐洲國家，餐廚垃圾即便是在已經經過熱處理的前提下，不低于15 d 的停留時間仍高于歐盟要求的14 d；同樣，對于糞便的厭氧無害化處理，中溫和高溫的停留時間均比歐盟的最低要求長，這對于產出的消化殘余物穩定性和無害化更有利，而更長的停留時間意味著更低的生產率和更高的運營成本。但是，已有的國外實踐表明他們實際運行的停留時間一般為數十天，遠高于其標準要求。我國標準尚未根據生物污染風險對厭氧消化的原料進行分類，在滿足4.4部分所述無害化要求的前提下，不同原料的預處理過程、溫度與停留時間組合應靈活選擇。

4.3 產品品質

消化殘余物是否適合進行土地利用，與其基本性質密切相關，這些性質包括干物質、有機質、營養成分含量等。對產品品質的評估，也是歐洲國家消化物認證體系的核心環節。表4 以最新的歐盟有機肥料管理提案［7］和瑞典消化物認證規范［16］為參考，列出了其對有機肥料基本性質及營養含量的要求，并對比了我國不同用途有機肥料的標準要求。歐盟有機肥料管理提案［7］僅提供了有機肥作為商品在市場中銷售的含水率及基礎營養含量要求，以TN、TP 和TK 的形式進行了規定，此外除了有害物質濃度需滿足4.4 所述要求外，并未對其他指標做詳細要求。當消化殘余物進行土地利用時，歐洲大多數國家（如德國［17］、英國［15］等）的具體要求均與瑞典［16］一致，明確了干物質含量、有機質含量的要求，并對雜物和雜草種子含量進行了限制，但沒有對養分含量做十分嚴格的要求，而是要求必須標注和聲明其營養成分，以確定準確的養分施用劑量，并根據施用指南和養分管理計劃將消化殘余物整合到農場的施肥計劃中。

表4 歐洲和中國有機基質土地利用的質量標準Table 4 European and Chinese quality standards for organic substrate land application

相比之下，我國對用作肥料的消化殘余物均做出了養分含量的要求，以總養分（氮+五氧化二磷+氧化鉀）的形式標注，除了有機/無機混肥以外，我國不同肥料/基質標準的養分含量要求略低于歐盟的有機肥管理提案，但對于干物質含量的要求顯著高于歐洲國家，這對沼渣的干化提出了更高的要求。此外在較新的標準［34-36］中，鹽分含量（可溶性鈉和可溶性氯）也成為限制指標，特別是直接用作綠化或農林基質的沼渣，高鹽分含量可能造成燒苗以及土壤的鹽堿化；而餐廚垃圾中往往含有較高的鹽分，以其作為原料的消化殘余物鹽分含量將是后續土地利用中的受關注問題。值得注意的是，歐洲國家限制了消化殘余物土地利用時的RBP，這是保證施用到土地上的消化殘余物具有高生物穩定性的重要指標，而我國標準中尚未出現該要求。

4.4 有害物質濃度限制

適用于土地利用的消化殘余物除了要滿足上述營養要求和基本性質以外，更重要的是施用到環境中要保證健康和安全，包括：①確保對生物和環境安全，不含過高濃度的化學污染物；②確保不含任何致病性生物成分。

這些問題需要對有機和無機化學污染物、病原體的含量進行嚴格的控制，由于重金屬和持久性有機污染物在厭氧過程中很難被降解，因此除了4.1 節所述的原料管控外，表5 和表6 列出了一些國家消化殘余物土地利用時的有害化學物質濃度限值。

表5 生物質廢物衍生產品土地利用的重金屬限值Table 5 Heavy metal limits for land application of biomass waste derivatives

表6 生物質廢物衍生產品土地利用的有機污染物限值Table 6 Organic pollutants limits for land application of biomass waste derivatives

消化殘余物當中的重金屬含量很大程度上取決于所使用的原料類型，污水廠污泥往往含有高濃度重金屬，Zhu 等［43］在以污水污泥為原料的消化殘余物中檢測到的Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As 濃度（以干基計） 分別為1 158.28、2 743.49、217.51、 60.93、 10.48、 23.58 mg/kg， 其 中Pb、Cd、As 均超過了GB 38400—2019 中所限定的濃度，Cu、Zn 也遠超GB 4284—1984 農用污泥中污染物控制標準的限定濃度，因而許多國家不允許市政污水廠污泥消化殘余物的土地利用，特別是歐洲國家；而由優質的農業原料生產的消化殘余物中的重金屬濃度水平通常遠低于法規限值。相比以農業殘留物為原料的沼液，Beggio 等［44］在以OFMSW 為原料的沼液中檢測到了更高濃度的Pb（以干基計）（18.6 mg/kg vs.4.66 mg/kg）和Hg（以干基計）（0.08 mg/kg vs.0.05 mg/kg），但濃度均符合表5 中各國的限值要求，以此為原料的消化殘余物土地利用，重金屬濃度可以認為是安全的。值得注意的是，《農用沼液》（征求意見稿）中針對不同應用場景，對沼液中的重金屬濃度提出了不同的限值要求，對施用于糧食、果蔬等食用類作物的沼液中有害物質濃度要求相對更高。

有機污染物在消化殘余物中的存在情況地域差異較大，這在很大程度上取決于不同國家對有機污染物的管控法規嚴格程度。在大多數歐洲國家，盡管在農業中可以發現微量的其他殺蟲劑、抗生素和化學品，但其法規嚴格禁止使用持久性殺蟲劑，如DDT 和666，因此在農業原料所生產的消化殘余物中不含這類污染物［8］，但在一些發展中國家，這類農藥還在使用，其出現在農產品中的概率要高很多。

厭氧消化過程具有一定的消毒效果，能夠滅活消化罐內原料混合物中存在的大多數常見病原體，對施用到土地中的消化殘余物，我國同其他國家的無害化要求對比見表7。根據不同的原料類型，消化廠可選擇不同的工藝過程（如4.2 所述）以保證產出的消化物符合表7 要求，出于防疫需要，歐盟法規1069/2009［22］要求對某些特定的動物副產物（Animal By-Product，ABP）原料補充額外的消毒措施，其中死亡動物以及屠宰的非食用動物需高壓滅菌（133 ℃，300 kPa），食用類動物及屠宰廢棄物需進行巴氏消毒。我國NY/T 2374—2013 則要求沼液沼渣在進行資源化利用前需要進行額外的臭氧或紫外消毒處理。

表7 生物質廢物衍生產品土地利用無害化要求Table 7 Harmless requirements for land application of biomass waste derivatives

5 施用規范

消化殘余物作為有機肥進行土地利用時，除了滿足上述質量標準和有害物質濃度限值以外，施肥量和施肥時間還受到肥料施用管理法規和良好農業規范的約束。

歐洲國家在硝酸鹽指令［19］的框架下，有關部門需根據土壤特性、種植的作物類型以及沼肥中營養物質含量制定合理的施肥計劃，大部分歐盟成員國根據該指令，將土地上每年的氮輸入量限制在170 kg/hm2，成員國在證明不會導致污染的前提下可以適當提高該限值，如丹麥為230 kg/hm2（以氮計），比利時和荷蘭為250 kg/ hm2（以氮計）。消化殘余物在進行土地利用時會因氨的排放和硝酸鹽浸出造成氮的損失，養分流失到附近水域還會導致富營養化的風險，因此在硝酸鹽脆弱地區，良好農業規范是要求農民強制執行的，這些規范［27］包括：①沼肥應在植物生長開始時（即春季）施用，冬季禁止施用；②靠近河道、陡坡、結冰以及積雪覆蓋的土地限制施用；③施用最佳天氣是潮濕、無風且不降雨，干燥多風天氣會增加蒸發和氨的流失，降雨則易導致營養的淋溶流失；④應采用管道或直接注入土壤進行施肥，禁止廣泛散播（噴濺板散播）。

在非硝酸鹽脆弱地區，上述良好農業規范由農民自愿執行。英國農業和園藝發展協會出版的《養分管理指南》［46］提供了詳細的消化液的營養成分信息、各種作物的營養需求信息以及養分管理原則和實踐指南。

在美國，作為美國環保署集中式畜禽養殖管理規則的一部分，養殖場在申請國家污染物排放消除系統許可時需要制定和實施NMP［18］，該計劃必須包含生物質廢物土地施用的最佳管理實踐（Best Management Practice，BMP）［26］，可最大程度地減少養分損失，指定以農藝學比例施用有機養分，并需要保留適當的記錄。農場主必須基于對農田中氮、磷轉移潛力的具體評估，并針對每個農田養分的形式、來源、數量、施用時間和方法，制定并實施NMP，最大程度地減少氮、磷向地表水中的遷移。BMP 還要求施用土地須距離開放的地表水水源或井口至少100 英里以上，或35 英里以上的植被緩沖帶（1 英里=1.609 344 km）；施用的有機肥料養分信息（N、P）每年測定1 次，受納土壤至少每5 年測定1 次。

我國類似的施用指南為農業行業標準NY/T 2065—2011，該規范針對以畜禽糞便為原料制成的沼肥，包含了對沼肥理化性質的要求，并描述了沼肥的施用方法以及施用量的確定方式，根據土壤養分狀況和作物對養分的需求量，給出了不同農作物的具體施用量參照；沼渣宜作基肥一次性集中施用，沼液宜作追肥和葉面追肥，除此之外，沼渣還可用于配制營養土和栽培食用菌，沼液還可用于農作物浸種、防治農作物病蟲害、無土栽培營養液，針對每種用途，規范均給出了詳細的參考做法。《農用沼液》（征求意見稿）進一步細化了葉面施用和土壤施用時有益元素（Cu、Zn、Se、B）和鹽含量的要求，且對于雨水充沛區和干旱半干旱區的限值有所區別。相較而言，我國標準對沼肥品質和營養含量的要求比歐洲國家更加明確，但缺乏類似歐洲國家和美國的養分管理措施，沼肥施用量是根據不同作物和土壤類型的推薦參考值進行確定的，而不是通過養分分析和計算。對于原料類型不同、性質差異較大的消化殘余物，這種施用量確定方式并不具有普適性，可能因施用不當造成營養過剩，不但影響養分的利用率，還可能造成附近水體的富營養化。

6 問題及建議

1）對比歐洲消化殘余物認證體系，盡管我國標準體系在橫向上更加詳細，種類更加豐富，但缺乏從原料選擇到施用方式的全流程消化殘余物土地利用管理規范和指南，在其他國家，這些規范和指南往往是由社會組織在國家法規的框架下進行整理和撰寫的，如英國農業和園藝發展協會（Agriculture and Horticulture Development Board）、新西蘭生物質能協會（BioEnergy Association），目前我國在《關于培育和發展團體標準的指導意見》（國質檢標聯〔2016〕109 號）指導下，來自社會團體的優質標準正在涌現，相關團體應參考歐洲的消化殘余物認證體系，對現行標準進行整合和匯編，以降低生產者選擇和參照標準的復雜性。

2）我國尚缺乏對原料的分級管控和分類收集，特別是對具有不同生物污染風險的原料，這在一定程度上影響了工藝過程的靈活選擇。例如歐盟國家對動物副產物類的原料進行單獨消毒處理，在處理量、處理效率及處理成本上具有顯著優勢，而我國為了滿足表7 所述的無害化要求，工藝過程及后處理措施都更為嚴苛，對于低污染風險的原料，這會造成不必要的額外成本。原料分類收集和處理、原料準入清單的建立仍是需要完善的方向。

3）總體而言，我國標準對肥料品質、有害物質含量及無害化的要求都更嚴格，充分保證了消化殘余物施用到土地上的安全性，但嚴格的要求一定程度上降低了生產者對消化殘余物資源化利用的積極性，現有政策對消化殘余物的土地資源化利用鼓勵措施和市場引導力度不足，導致現階段我國大型厭氧消化廠的沼液主要采用了達標排放的方式，沼渣主要輸送至焚燒廠進行焚燒，大量營養被浪費，而且背離了利用厭氧消化技術實現有機垃圾碳減排的有利優勢。因此，需要建立更強有力的資源化利用法律框架，提供官方可靠的質量認證，為沼肥產品建立一個健全和穩定的市場，提高使用者對其質量的信心。沼渣堆肥干化、沼液濃縮等方式可以進一步提高沼肥的質量，以滿足我國標準要求，雖然這意味著額外的成本，但提高沼肥質量、運輸便攜性和適銷性，可使得產品以可觀的出售價格來彌補沼肥后處理的投入。

4）目前我國厭氧消化的處理對象和占比正在發生顯著變化，餐廚垃圾和家庭/集市廚余垃圾等易腐垃圾的處理需求迅速上升，但現行沼肥相關標準大部分均針對農業有機物消化殘余物，如畜禽糞便、動植物殘體等，針對廚余垃圾的標準十分有限，有必要對早期標準進行更新，補充并完善缺失的生物穩定性要求，細化鹽含量限制，補充高鹽消化殘余物的處理措施。同時，應根據土地的營養承載能力細化氮、磷的施用量計算方法及施用指南，而不是粗略給出消化殘余物施用量的經驗值和推薦值，以使養分利用率最大化，并避免過量施用可能造成的其他環境問題。