厌氧消化残余物土地利用的中外标准政策浅析＊

王志杰，何品晶,3，章 骅，彭 伟，邵立明,3，吕 凡,2

（1.同济大学固体废物处理与资源化研究所，上海 200092；2.上海污染控制与生态安全研究院，上海 200092；3.上海多源固废协同处理和能源化工程技术研究中心，上海 200092）

1 引言

厌氧消化作为一种可以同时实现废弃物稳定化和能量回收的技术，是目前国内外处理城市易腐生活垃圾及农业畜禽粪便的主流方式。在《中华人民共和国固体废物污染环境防治法（2020 年修订版）》颁布后，全国开始全面推行生活垃圾分类制度。据统计，我国城乡生活垃圾中易腐垃圾占36.5%～76.0%（wt）［1］，而厌氧消化是主流的易腐垃圾处理技术［2］。因此实行生活垃圾分类后，全国将新建大量集中化易腐垃圾厌氧消化处理设施并投入使用，《“十四五”城镇生活垃圾分类和处理设施发展规划》（发改环资〔2021〕642 号）明确要求要“有序开展厨余垃圾处理设施建设”。相应地，消化残余物的产生量也将急剧增加，大量产生的消化残余物如何经济合理地处理和资源化利用成为突出问题。

图1 显示了当前消化残余物的多种处理利用途径［3］，消化残余物经固液分离后分为沼液和沼渣。根据不同技术的成熟度，沼液的常用处理方式主要包括两类：①当作污水处理，使得沼液可以达到相关的排放标准，如GB 16889—2008 生活垃圾填埋场污染控制标准、DB 31/425—2009 污水排入城镇下水道水质标准；②实现资源化利用，用于生产有机肥产品或直接作为有机肥使用。当前我国易腐垃圾厌氧消化沼渣的主要处理方式为：①干化焚烧或填埋；②生产有机肥产品或直接作为有机肥或土壤改良剂进行土地利用；此外研究人员还对沼渣虫体养殖开展了初步探索［4］。消化残余物中含有大量植物易于吸收的氮、磷、钾以及其他的宏量和微量营养元素，在循环经济和“双碳”目标背景下，土地利用被认为是消化残余物可持续利用的方式之一［5］，有助于保护有限的自然矿物资源，并大幅降低垃圾厌氧消化技术的碳排放量［6］。

图1 消化残余物的不同处理方式Figure 1 Different treatment methods of digestate

可用于厌氧消化的原料丰富多样，厌氧消化技术有多种形式，不同厌氧消化处理厂的运行状态不一，这也导致消化残余物的质量参差不齐，消化残余物直接进行土地利用时存在一定的生态安全风险，例如原料中可能存在盐分、重金属以及有机污染物，这些物质在厌氧消化过程中不会被降解。施用到土地中的沼液或沼渣应当是安全的、高质量的，有害物质的含量不应对动、植物以及土壤生态造成威胁，因此需要制定和颁布相关法规与标准，以规范沼液和沼渣的安全施用，避免造成可能的土地污染。

包括我国在内的许多厌氧消化产业发达的国家，都已经建立了保障生物质废物（主要是农业废弃物，部分包括生活源易腐垃圾）厌氧消化残余物质量以及土地施用安全性的管理框架。消化残余物作为有机肥或土壤改良剂进行土地利用时，通常要受到土壤保护法规、废弃物管理法规、肥料质量标准中一种或多种组合的监管。在欧洲，最新的欧盟法规提案［7］针对不同类型的沼肥做了质量规定，包括营养物质含量、重金属限值、无害化处理要求等，部分欧洲国家在此基础上有自己更严格的国家法规［8］；在美国，消化残余物作为有机肥土地利用的具体法规由各个州自行确立和管理［9］。此外，为了尽可能避免氨的流失和向大气及水体的释放，不同国家也有指导沼肥施用的最佳实践指南，这些政策和指南旨在鼓励和规范消化残余物的土地利用，并确保安全和可持续的施用。

本研究系统梳理了我国及国外代表性国家或地区消化残余物土地利用的相关政策和标准，具体比较分析了原料的选择与管控、工艺过程、沼肥产品质量要求以及有害物质限值等。此外，针对氮的安全施用量及施用方式，介绍了不同国家的消化残余物施用指南，探索了目前消化残余物土地利用仍存在的限制及解决方案，以期为我国相关标准、指南的修订和完善提供参考，促进消化残余物的资源化利用。

2 消化残余物的性质特征

在厌氧消化过程中，有机营养成分被转化为无机形式，如有机氮转化为氨氮（NH3-N），有机磷转化为磷酸根，但消化过程中总氮（Total Nitrogen，TN）、总磷（Total Phosphorus，TP）的含量基本不变。表1 根据Peng 等［5］的研究结果列出了以易腐生活垃圾（Organic Fraction of Municipal Solid Waste，OFMSW）和餐厨垃圾为原料的消化残余物和固液分离后沼液沼渣的相关性质，主要包括消化残余物土地利用时所关心的营养成分、生物稳定性和重金属含量。固液分离后，沼液与沼渣的性质很大程度上取决于原料的性质、工艺原理、消化状态和分离性能［10］，但通常而言，沼渣的总固体（Total Solid，TS；也称为干物质Dry Matter，DM）含量约为20%～30%，沼液的约为1%～6%，大部分有机氮、磷和纤维被分离到固相中，沼渣中的磷约占直接从消化罐中排出的残余物的55%～65%，而约80%的氨氮和钾被分离到沼液当中［8］。固液分离后N、P 的不同赋存状态使得沼液和沼渣可以分别以不同的剂量施用到对营养需求不同的土地中，有助于消化残余物中植物营养的管理和利用，沼渣作为磷肥单独施用，也可降低储存和运输的成本。

表1 易腐生活垃圾和餐厨垃圾消化残余物的性质特征Table 1 Properties and characteristics of digestate from OFMSW and food waste

除了营养物质含量，消化残余物的生物稳定性也是土地利用时所需关心的重要问题，可以通过四日呼吸耗氧量（Respiration Activity for 4 Days，RA4）、OUR、RBP 等指标来衡量［11］，Ponsá 等［12］提出可安全应用于农业的有机废弃物OUR 限值为2 g/（kg·h），相对易降解的原料在运行状态良好的反应器内可以达到良好的生物稳定性，例如表1所列的餐厨垃圾；而对于生物稳定性较差的消化残余物，需要补充后续的堆肥处理以进一步稳定其中的残留有机物。重金属在消化残余物中的含量与原料类型具有非常密切的关系，通常在易腐生活垃圾和餐厨垃圾的消化残余物中的浓度极低（表1），各国对土地利用时重金属浓度的限制将在第4 节中展开。另外，由于餐厨垃圾来源于烹饪过的食物，烹饪过程往往会加入盐以及含盐的调味品，Lyu 等［13］在餐厨垃圾的消化残余物中发现了浓度较高的Na+（137～159 mg/L）和Cl-（202～208 mg/L）。

3 国内外消化残余物质量管理与土地利用管控政策标准汇总

3.1 国外法规

在欧洲，系统的废弃物管理法规已实行了20余年［14］，在完善的废弃物管理框架下，欧洲各国对厌氧消化的政策支持以及消化残余物管理都较为成熟，消化残余物可以根据质量和法规要求归类为“废弃物”或“产品”［5］，欧盟成员国可以根据本国情况将欧盟的消化残余物管理法规落实到国家法规中，部分国家还制定了完整的消化残余物认证体系，如德国、英国和瑞典［15-17］，这些国家允许经过认证的消化残余物直接进行土地利用，具体由各国根据原料准入清单以及物理性质和化学污染物浓度方面的质量要求进行评估，由于不同成员国的原料准入清单存在差异，为了统一标准，欧洲议会和理事会在2016 年提出了有机肥料质量认证体系［7］，消化残余物被列为可用于生产有机肥的原料，旨在为合格的消化残余物开发有价值的绿色市场。

美国环保署对消化残余物的土地利用没有明确的法规要求，具体的标准由各州自行确立，如纽约州法规6NYCRR Part 361［9］对可用于生产消化物的原料以及土地利用时的污染物限值做了详细要求；环保署的养分管理计划（Nutrient Management Plan，NMP）［18］则要求对氮、磷肥的土地施用进行评估，以最大程度减少氮、磷向地表水的迁移，这与欧洲的硝酸盐指令（Nitrates Directive，ND）［19］类似，消化残余物的土地施用量都要受该计划的限制。由于国土资源丰富，美国对消化残余物管理的重视程度不及欧洲国家。澳大利亚同样如此，不过新西兰生物质能协会最新制定的技术指南（Technical Guide 8，TG8）［20］，参考了英国的消化残余物管理及认证体系，为澳大利亚和新西兰提供了一套消化残余物认证和肥料化利用的解决方案。表2 详细汇总了上述国家与厌氧消化残余物土地利用相关的政策标准。

表2 代表性国家消化残余物土地利用政策汇总Table 2 Summary of land use policies for digestate in some representative countries

3.2 国内标准

我国对消化残余物的不同用途、去向或制成产品的质量，做出了更细化的分类管理要求，如表3所示。

表3 我国沼液/沼渣土地利用相关标准汇总Table 3 Summary of relevant standards for land application of biogas slurry/residue in China

若达不到用作肥料的标准要求，也可以用作农田灌溉水，甚至作为废水排放，但同样需要处理以达到排放的标准。我国土地利用相关标准的应用场景主要是农业大田，在此基础上，GB/T 33891—2017 绿化用有机基质补充了可作为园林绿化基质的应用场景。但大部分标准所针对的原材料主要为农业有机废弃物，尤其是畜禽粪便和动植物残体，尚缺乏针对垃圾分类产生的餐厨垃圾和厨余垃圾为原料的消化残余物的土地利用标准。

4 土地利用对于消化残余物的质量要求

4.1 原料管控

消化残余物作为有机肥进行土地利用时，需要保证其稳定、安全且不含杂质，而厌氧消化残余物的性质和质量，首先取决于原料的组成和性质，优质原料是生产安全的、利于土地利用的消化残余物的重要起点。从进入厌氧消化罐的原料开始进行源头管理，是技术和经济层面上最为有效的措施，一方面需要保证原料不被有害化学物污染，另一方面还要确保原料易于被厌氧微生物利用，并可为微生物提供足够营养［27］。

依托于欧盟废弃物分类管理体系及废弃物清单［21］，欧洲国家对原料的管控原则整体上是相似的。欧洲国家的消化物认证体系［15-17］中明确列出了适合用于生产优质消化物的原料类型，即原料准入清单，澳大利亚和新西兰的技术指南（TG8）［20］也参考了该管理方式。以瑞典为例，允许的原料包括园林垃圾，来自家庭和餐馆的餐厨垃圾，食品加工和销售行业产生的食品垃圾、畜禽粪便、农作物以及林业垃圾［16］；英国消化物质量协议和德国生物质废物条例［15,17］则根据欧洲废弃物清单和编号［21］做出了更详细的分类。此外，欧洲委员会允许在有监管的前提下，使用污水污泥和源头分离的OFMSW 为原料，生产用于农田土壤的消化残余物，但不同国家对这两种原料的接受程度差异较大，因为他们可能会使得消化残余物中的重金属浓度超标。意大利不允许OFMSW 为原料的消化残余物直接用作肥料［28］；瑞典则严格地把污水污泥排除在准入清单以外；英国没有完全限制污泥的流入，但对污泥类型也有明确限制，通常只允许食品行业自有污水处理厂产生的污泥，市政污泥为原料的消化残余物则需视为废弃物，不允许进行土地利用；而美国则允许在满足污染物限值的前提下，直接对污泥进行土地利用［29］，且美国并没有类似于欧洲国家的原料准入清单。

在欧洲，若原料为“动物副产品”类别下的废物，则须严格遵守欧盟的动物副产品法规［22］要求进行消化。在认证体系下，原料供应商需要对输送给厌氧消化厂的原料做详细的描述，需要包含来源、产甲烷潜力、物理化学性质（pH、干物质含量、有机质含量）、化学和生物污染、土地利用潜在危害等［30］，厌氧消化厂则根据其描述的原料性质及消化残余物的预期用途，决定是否接受该原料。

厌氧消化在我国的实际情况是传统上主要用于处理畜禽养殖产生的粪便，现在开始用于处理餐厨垃圾以及垃圾分类产生的厨余垃圾（即欧洲法规中的OFMSW），而其他类型的适合用于厌氧消化的原料分布较分散，缺乏有效的管理和收集。但从现行标准对沼液和沼渣的定义来看，所针对的主要原料是畜禽粪便和农业有机物，如NY/T 2065—2011 中，沼渣和沼液的定义是“畜禽粪便等废弃物经沼气发酵后形成的固形物和液体”，NY/T 2596—2014 对沼肥的定义是“以农业有机物经厌氧消化产生的沼液沼渣为载体，加工成的肥料”，《农用沼液》（征求意见稿）对“农用沼液”的定义中，原料除了畜禽粪便和农作物秸秆，还包括了农村生活污水。然而在我国现行标准体系中，尚缺乏类似欧洲的原料准入清单，已有标准更多关注终端产品的质量，忽视了对源头原料质量的管理，面对日益增多的餐厨垃圾和厨余垃圾原料，还没有针对性的土地利用相关标准。

4.2 工艺过程

主流的厌氧消化技术包括中温消化和高温消化［31］，消化残余物的质量受到消化温度、停留时间等过程参数的共同影响。保证特定温度下足够长的停留时间，是确保消化残余物生物稳定以及病原体灭活的关键，但出于经济性的考虑，在实际过程中，厌氧消化厂往往以尽可能短的保留时间追求尽可能高的产甲烷效率。针对有潜在生物污染的原料，为确保产品的稳定和安全，操作者必须选择适合对应原料的工艺温度和停留时间，中外标准法规中均对此提出了要求。

欧盟卫生标准［22］的基础要求是温度和停留时间的组合要相当于在70 ℃下停留1 h，对应高温消化（52～55 ℃）的最短停留时间为10 h；由于在连续搅拌反应器中有部分原料可能未能经过完全的混合和降解就被排出消化罐，因此要求高温消化罐的水力停留时间（HRT）至少为7 d，以保证原料中的所有组分均满足最短10 h 的停留时间，中温消化罐的HRT 则至少为14 d［27］，如果原料中包含动物副产物，或者消化工艺过程不能满足上述要求，则需要对原料进行单独的消毒处理。此外，瑞典消化液认证体系要求对连续运行过程中的温度、pH、HRT、有机负荷等参数进行记录并存档。

我国对厌氧处理工艺过程的要求中，CJJ 184—2012 要求餐厨垃圾在进行厌氧消化前进行湿热或干热预处理，其中湿热处理在120～160 ℃下处理时间不少于20 min，干热处理在95～120 ℃下处理时间不少于25 min；湿式工艺的消化物料含固率宜为8%～18%，停留时间不低于15 d，干式工艺的物料含固率宜为18%～30%，停留时间不低于20 d。GB 7959—2012 中要求中温厌氧消化停留15 d以上，高温厌氧消化停留8 d 以上。

对比可见，我国在标准层面上对停留时间的要求实际上普遍高于欧洲国家，餐厨垃圾即便是在已经经过热处理的前提下，不低于15 d 的停留时间仍高于欧盟要求的14 d；同样，对于粪便的厌氧无害化处理，中温和高温的停留时间均比欧盟的最低要求长，这对于产出的消化残余物稳定性和无害化更有利，而更长的停留时间意味着更低的生产率和更高的运营成本。但是，已有的国外实践表明他们实际运行的停留时间一般为数十天，远高于其标准要求。我国标准尚未根据生物污染风险对厌氧消化的原料进行分类，在满足4.4部分所述无害化要求的前提下，不同原料的预处理过程、温度与停留时间组合应灵活选择。

4.3 产品品质

消化残余物是否适合进行土地利用，与其基本性质密切相关，这些性质包括干物质、有机质、营养成分含量等。对产品品质的评估，也是欧洲国家消化物认证体系的核心环节。表4 以最新的欧盟有机肥料管理提案［7］和瑞典消化物认证规范［16］为参考，列出了其对有机肥料基本性质及营养含量的要求，并对比了我国不同用途有机肥料的标准要求。欧盟有机肥料管理提案［7］仅提供了有机肥作为商品在市场中销售的含水率及基础营养含量要求，以TN、TP 和TK 的形式进行了规定，此外除了有害物质浓度需满足4.4 所述要求外，并未对其他指标做详细要求。当消化残余物进行土地利用时，欧洲大多数国家（如德国［17］、英国［15］等）的具体要求均与瑞典［16］一致，明确了干物质含量、有机质含量的要求，并对杂物和杂草种子含量进行了限制，但没有对养分含量做十分严格的要求，而是要求必须标注和声明其营养成分，以确定准确的养分施用剂量，并根据施用指南和养分管理计划将消化残余物整合到农场的施肥计划中。

表4 欧洲和中国有机基质土地利用的质量标准Table 4 European and Chinese quality standards for organic substrate land application

相比之下，我国对用作肥料的消化残余物均做出了养分含量的要求，以总养分（氮+五氧化二磷+氧化钾）的形式标注，除了有机/无机混肥以外，我国不同肥料/基质标准的养分含量要求略低于欧盟的有机肥管理提案，但对于干物质含量的要求显著高于欧洲国家，这对沼渣的干化提出了更高的要求。此外在较新的标准［34-36］中，盐分含量（可溶性钠和可溶性氯）也成为限制指标，特别是直接用作绿化或农林基质的沼渣，高盐分含量可能造成烧苗以及土壤的盐碱化；而餐厨垃圾中往往含有较高的盐分，以其作为原料的消化残余物盐分含量将是后续土地利用中的受关注问题。值得注意的是，欧洲国家限制了消化残余物土地利用时的RBP，这是保证施用到土地上的消化残余物具有高生物稳定性的重要指标，而我国标准中尚未出现该要求。

4.4 有害物质浓度限制

适用于土地利用的消化残余物除了要满足上述营养要求和基本性质以外，更重要的是施用到环境中要保证健康和安全，包括：①确保对生物和环境安全，不含过高浓度的化学污染物；②确保不含任何致病性生物成分。

这些问题需要对有机和无机化学污染物、病原体的含量进行严格的控制，由于重金属和持久性有机污染物在厌氧过程中很难被降解，因此除了4.1 节所述的原料管控外，表5 和表6 列出了一些国家消化残余物土地利用时的有害化学物质浓度限值。

表5 生物质废物衍生产品土地利用的重金属限值Table 5 Heavy metal limits for land application of biomass waste derivatives

表6 生物质废物衍生产品土地利用的有机污染物限值Table 6 Organic pollutants limits for land application of biomass waste derivatives

消化残余物当中的重金属含量很大程度上取决于所使用的原料类型，污水厂污泥往往含有高浓度重金属，Zhu 等［43］在以污水污泥为原料的消化残余物中检测到的Cu、Zn、Pb、Cr、Cd、As 浓度（以干基计） 分别为1 158.28、2 743.49、217.51、 60.93、 10.48、 23.58 mg/kg， 其 中Pb、Cd、As 均超过了GB 38400—2019 中所限定的浓度，Cu、Zn 也远超GB 4284—1984 农用污泥中污染物控制标准的限定浓度，因而许多国家不允许市政污水厂污泥消化残余物的土地利用，特别是欧洲国家；而由优质的农业原料生产的消化残余物中的重金属浓度水平通常远低于法规限值。相比以农业残留物为原料的沼液，Beggio 等［44］在以OFMSW 为原料的沼液中检测到了更高浓度的Pb（以干基计）（18.6 mg/kg vs.4.66 mg/kg）和Hg（以干基计）（0.08 mg/kg vs.0.05 mg/kg），但浓度均符合表5 中各国的限值要求，以此为原料的消化残余物土地利用，重金属浓度可以认为是安全的。值得注意的是，《农用沼液》（征求意见稿）中针对不同应用场景，对沼液中的重金属浓度提出了不同的限值要求，对施用于粮食、果蔬等食用类作物的沼液中有害物质浓度要求相对更高。

有机污染物在消化残余物中的存在情况地域差异较大，这在很大程度上取决于不同国家对有机污染物的管控法规严格程度。在大多数欧洲国家，尽管在农业中可以发现微量的其他杀虫剂、抗生素和化学品，但其法规严格禁止使用持久性杀虫剂，如DDT 和666，因此在农业原料所生产的消化残余物中不含这类污染物［8］，但在一些发展中国家，这类农药还在使用，其出现在农产品中的概率要高很多。

厌氧消化过程具有一定的消毒效果，能够灭活消化罐内原料混合物中存在的大多数常见病原体，对施用到土地中的消化残余物，我国同其他国家的无害化要求对比见表7。根据不同的原料类型，消化厂可选择不同的工艺过程（如4.2 所述）以保证产出的消化物符合表7 要求，出于防疫需要，欧盟法规1069/2009［22］要求对某些特定的动物副产物（Animal By-Product，ABP）原料补充额外的消毒措施，其中死亡动物以及屠宰的非食用动物需高压灭菌（133 ℃，300 kPa），食用类动物及屠宰废弃物需进行巴氏消毒。我国NY/T 2374—2013 则要求沼液沼渣在进行资源化利用前需要进行额外的臭氧或紫外消毒处理。

表7 生物质废物衍生产品土地利用无害化要求Table 7 Harmless requirements for land application of biomass waste derivatives

5 施用规范

消化残余物作为有机肥进行土地利用时，除了满足上述质量标准和有害物质浓度限值以外，施肥量和施肥时间还受到肥料施用管理法规和良好农业规范的约束。

欧洲国家在硝酸盐指令［19］的框架下，有关部门需根据土壤特性、种植的作物类型以及沼肥中营养物质含量制定合理的施肥计划，大部分欧盟成员国根据该指令，将土地上每年的氮输入量限制在170 kg/hm2，成员国在证明不会导致污染的前提下可以适当提高该限值，如丹麦为230 kg/hm2（以氮计），比利时和荷兰为250 kg/ hm2（以氮计）。消化残余物在进行土地利用时会因氨的排放和硝酸盐浸出造成氮的损失，养分流失到附近水域还会导致富营养化的风险，因此在硝酸盐脆弱地区，良好农业规范是要求农民强制执行的，这些规范［27］包括：①沼肥应在植物生长开始时（即春季）施用，冬季禁止施用；②靠近河道、陡坡、结冰以及积雪覆盖的土地限制施用；③施用最佳天气是潮湿、无风且不降雨，干燥多风天气会增加蒸发和氨的流失，降雨则易导致营养的淋溶流失；④应采用管道或直接注入土壤进行施肥，禁止广泛散播（喷溅板散播）。

在非硝酸盐脆弱地区，上述良好农业规范由农民自愿执行。英国农业和园艺发展协会出版的《养分管理指南》［46］提供了详细的消化液的营养成分信息、各种作物的营养需求信息以及养分管理原则和实践指南。

在美国，作为美国环保署集中式畜禽养殖管理规则的一部分，养殖场在申请国家污染物排放消除系统许可时需要制定和实施NMP［18］，该计划必须包含生物质废物土地施用的最佳管理实践（Best Management Practice，BMP）［26］，可最大程度地减少养分损失，指定以农艺学比例施用有机养分，并需要保留适当的记录。农场主必须基于对农田中氮、磷转移潜力的具体评估，并针对每个农田养分的形式、来源、数量、施用时间和方法，制定并实施NMP，最大程度地减少氮、磷向地表水中的迁移。BMP 还要求施用土地须距离开放的地表水水源或井口至少100 英里以上，或35 英里以上的植被缓冲带（1 英里=1.609 344 km）；施用的有机肥料养分信息（N、P）每年测定1 次，受纳土壤至少每5 年测定1 次。

我国类似的施用指南为农业行业标准NY/T 2065—2011，该规范针对以畜禽粪便为原料制成的沼肥，包含了对沼肥理化性质的要求，并描述了沼肥的施用方法以及施用量的确定方式，根据土壤养分状况和作物对养分的需求量，给出了不同农作物的具体施用量参照；沼渣宜作基肥一次性集中施用，沼液宜作追肥和叶面追肥，除此之外，沼渣还可用于配制营养土和栽培食用菌，沼液还可用于农作物浸种、防治农作物病虫害、无土栽培营养液，针对每种用途，规范均给出了详细的参考做法。《农用沼液》（征求意见稿）进一步细化了叶面施用和土壤施用时有益元素（Cu、Zn、Se、B）和盐含量的要求，且对于雨水充沛区和干旱半干旱区的限值有所区别。相较而言，我国标准对沼肥品质和营养含量的要求比欧洲国家更加明确，但缺乏类似欧洲国家和美国的养分管理措施，沼肥施用量是根据不同作物和土壤类型的推荐参考值进行确定的，而不是通过养分分析和计算。对于原料类型不同、性质差异较大的消化残余物，这种施用量确定方式并不具有普适性，可能因施用不当造成营养过剩，不但影响养分的利用率，还可能造成附近水体的富营养化。

6 问题及建议

1）对比欧洲消化残余物认证体系，尽管我国标准体系在横向上更加详细，种类更加丰富，但缺乏从原料选择到施用方式的全流程消化残余物土地利用管理规范和指南，在其他国家，这些规范和指南往往是由社会组织在国家法规的框架下进行整理和撰写的，如英国农业和园艺发展协会（Agriculture and Horticulture Development Board）、新西兰生物质能协会（BioEnergy Association），目前我国在《关于培育和发展团体标准的指导意见》（国质检标联〔2016〕109 号）指导下，来自社会团体的优质标准正在涌现，相关团体应参考欧洲的消化残余物认证体系，对现行标准进行整合和汇编，以降低生产者选择和参照标准的复杂性。

2）我国尚缺乏对原料的分级管控和分类收集，特别是对具有不同生物污染风险的原料，这在一定程度上影响了工艺过程的灵活选择。例如欧盟国家对动物副产物类的原料进行单独消毒处理，在处理量、处理效率及处理成本上具有显著优势，而我国为了满足表7 所述的无害化要求，工艺过程及后处理措施都更为严苛，对于低污染风险的原料，这会造成不必要的额外成本。原料分类收集和处理、原料准入清单的建立仍是需要完善的方向。

3）总体而言，我国标准对肥料品质、有害物质含量及无害化的要求都更严格，充分保证了消化残余物施用到土地上的安全性，但严格的要求一定程度上降低了生产者对消化残余物资源化利用的积极性，现有政策对消化残余物的土地资源化利用鼓励措施和市场引导力度不足，导致现阶段我国大型厌氧消化厂的沼液主要采用了达标排放的方式，沼渣主要输送至焚烧厂进行焚烧，大量营养被浪费，而且背离了利用厌氧消化技术实现有机垃圾碳减排的有利优势。因此，需要建立更强有力的资源化利用法律框架，提供官方可靠的质量认证，为沼肥产品建立一个健全和稳定的市场，提高使用者对其质量的信心。沼渣堆肥干化、沼液浓缩等方式可以进一步提高沼肥的质量，以满足我国标准要求，虽然这意味着额外的成本，但提高沼肥质量、运输便携性和适销性，可使得产品以可观的出售价格来弥补沼肥后处理的投入。

4）目前我国厌氧消化的处理对象和占比正在发生显著变化，餐厨垃圾和家庭/集市厨余垃圾等易腐垃圾的处理需求迅速上升，但现行沼肥相关标准大部分均针对农业有机物消化残余物，如畜禽粪便、动植物残体等，针对厨余垃圾的标准十分有限，有必要对早期标准进行更新，补充并完善缺失的生物稳定性要求，细化盐含量限制，补充高盐消化残余物的处理措施。同时，应根据土地的营养承载能力细化氮、磷的施用量计算方法及施用指南，而不是粗略给出消化残余物施用量的经验值和推荐值，以使养分利用率最大化，并避免过量施用可能造成的其他环境问题。