全 文 ：中国生态农业学报 2011年 3月 第 19卷 第 2期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, March 2011, 19(2): 468476


* 北京城市排水集团有限责任公司项目和公益性农业行业科研专项(200903015)资助
** 通讯作者: 华珞(1948~), 女, 博士, 教授, 主要从事土壤生态环境方面的研究。E-mail: hua_luo@sina.com.cn
李琼(1984~), 男, 博士研究生, 主要从事城市污泥农用的环境效应研究。E-mail: liq1130@163.com
收稿日期: 2010-08-27 接受日期: 2010-11-22
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2011.00468
城市污泥农用的环境效应及控制标准的发展现状*
李 琼 1,2 华 珞 1** 徐兴华 2 韦东普 2 马义兵 2
(1. 首都师范大学资源环境与旅游学院 资源环境与地理信息系统北京市重点实验室 北京 100048;
2. 中国农业科学院农业资源与农业区划研究所 农业部作物营养与养分循环重点实验室 北京 100081)
摘 要 由于城市污泥中富含植物生长所需要营养元素和有机质, 城市污泥农用已成为污泥资源化进程中的
重要方式之一。近十几年来, 国内外在污泥重金属的形态、生物有效性及其在污泥土壤植物系统中的迁移
转化规律等方面进行了广泛的研究, 并取得显著进展。同时, 污泥中有机污染物质和病原体的环境效应也越来
越受到关注。但是在我国, 污泥农用的环境风险评价的长期性、系统性和田间数据验证还需进一步加强, 为合
理制定或修改污泥农用标准积累有效的科学数据和提供可靠的科学依据。本文简述了国内外城市污泥的理化
性质、污泥农用环境效应以及我国污泥农用标准的研究现状和进展, 并对污泥农用研究进行了展望, 以期为我
国污泥农用的研究和发展提供参考依据。
关键词 城市污泥 农用 重金属 有机污染物 控制标准 风险评价 环境效应 痕量元素
中图分类号: X131.3; X705 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2011)02-0468-09
A review on environmental effects and control criteria of
biosolid agricultural application
LI Qiong1,2, HUA Luo1, XU Xing-Hua2, WEI Dong-Pu2, MA Yi-Bing2
(1. Key Laboratory of Resource Environment and GIS, Beijing City; College of Resource Environment and Tourism, Capital Normal
University, Beijing 100048, China; 2. Key Laboratory of Crop Nutrition and Nutrient Cycling, Ministry of Agriculture; Institute of
Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China)
Abstract Due to biosoilds contains plant nutrients and organic matter, its agriculture utilization is an important disposal or recy-
cling method of this solid waste. In the past decade, there was much research on the forms, behaviors and bioavailability of heavy
metals in biosolids and how they are transferred in soil/plant systems. Mean, the environmental effects of organic pollutants and
pathogen in biosoilds were attracted more and more attentions. This review compared the properties of domestic and foreign biosol-
ids. It also summarized current advances in agro-application of biosolids, with special emphasis on environmental risk and control
criteria/standards. A significant scientific progress was made in this regard. Despite this effort, many uncertainties and data gaps re-
mained in the science of regulation of boisolids in especially China. The review concluded that future studies should focus on the
risks of agro-application of biosolids by setting up systematic, long-term field experiments. This would foster greater understanding
of the environmental behaviors/effects of biosolid contamination. Such would facilitate the setting up of scientific criteria on the use
of biosolids in agricultural lands. This brief but comprehensive review has thus provided vital information on future development and
utilization of biosolids in agricultural lands.
Key words Biosolids, Agricultural application, Heavy metal, Organic pollutants, Control criteria, Risk assessments, Envi-
ronmental effects, Trace element
(Received Aug. 27, 2010; accepted Nov. 22, 2010)
随着我国城市化进程的加快和污水处理率的提
高, 城市污泥(即城市生活污水处理残余物)产生量
也在急剧增加, 急需无害化处理和资源化处置。综
合比较各种污泥处置方式, 污泥农用是一种经济有
第 2期 李 琼等: 城市污泥农用的环境效应及控制标准的发展现状 469


效的方法[12]。1998年美国城市污泥堆肥及利用占其
污泥产量的 53%[3], 而 2002年美国约 60%的污泥用
来改善土壤或者作为农作物的肥料[4]。欧洲污泥农
用更为广泛, 40%以上用于农业土地, 其中法国、西
班牙、英国、丹麦和卢森堡的污泥农业利用率超过
50%[5]。北美和欧洲的污泥农用率还在不断持续增加,
而我国的污泥农用率较低, 不足 10%。
污泥中含有丰富的 N、P、有机质和植物生长所
需要的其他营养物质, 无害化处理的污泥能够改善土
壤物理性质、提高土壤肥力、增加土壤微生物多样性
和提高酶活性, 可以作为肥料或土壤的改良剂[68]。但
除了营养物质 , 污泥中还含有一些难降解的有机
物、病原菌、寄生虫卵及重金属等有毒有害物质, 若
处理不当会造成二次环境污染。国内许多学者对城
市污泥的土地利用进行了研究 [910], 充分肯定了污
泥的土地利用效果, 但由于国内外污泥性质的差异[11],
使得国外污泥农用规范很难适用于我国。近年来 ,
国内外在污泥农用、环境效应以及控制标准方面已
取得显著进展。本文对国内外城市污泥的理化性质、
污泥农用的环境效应研究进展以及我国污泥农用标
准的研究现状进行综述, 并对城市污泥农用研究进
行了展望。
1 城市污泥的性质
城市污泥是污水处理厂在废水处理过程中所产
生的沉淀物质, 是由有机残片、细菌菌体、无机颗
粒及胶体等组成的极其复杂的非均质体。可以进行
农业利用的城市污泥都是经过减容化与稳定化的厌氧
消化污泥, 其理化性质对其利用效率有直接影响。
1.1 有机质和养分
城市污泥中含有大量有机质[1213], 丰富的 N、P
以及少量的 K[1415], 并有作物生长需要的 B 和 Mo
等各种微量元素。与发达国家相比, 我国城市污泥属
低有机组分类型。我国城市污泥(不包括工业污泥)的
有机质平均含量为 384 g·kg, 低于纯猪粪而高于猪
厩肥; N和 P平均含量高于猪厩肥和纯猪粪; K平均含
量比纯猪粪和猪厩肥低(表 1)。此结果说明, 我国城市
污泥是一个重要的植物生长所需要的 N、P资源。

表 1 中国和美国有机肥和城市污泥的有机质及养分含量
Tab. 1 Organic matter and nutrient contents in organic manure and biosolids in China and USA g·kgDW)
有机肥 Organic fertilizer 有机质 Organic matter 全氮 Total nitrogen 全磷 Total phosphorus 全钾 Total potassium
中国猪粪[9] Pig manure of China 714 20.7 9.00 11.2
中国猪厩肥[9] Pig manure compost of China 302 9.4 4.70 9.5
中国鸡粪[16] Chicken manure of China 21.4 8.79 15.3
中国城市污泥[9] Biosolids of China 384 27.1 14.30 6.9
美国城市污泥[4] Biosolids of America 534 26.0 8.10 4.0

1.2 重金属
由于连续施用污泥会显著增加土壤植物系统
中重金属含量, 所以重金属是限制污泥农用的主要
因素之一[17]。我国城市污泥重金属含量普遍低于欧
美等发达国家[18], 由于我国污水达标排放率不断提
高, 使得城市污泥中的重金属呈现下降趋势。陈同
斌等[18]研究表明, Zn是我国城市污泥中平均含量最
高的重金属元素, 其次是 Cu、Cr, 而毒性较大的元
素 Hg、Cd、As含量均较低, 通常在 10 mg·kg左
右; 70%统计样本中 As 含量在 20 mg·kg以内, 而
Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn 含量则分别在 2.8
mg·kg、250 mg·kg、417 mg·kg、5 mg·kg、
75 mg·kg、130 mg·kg、1 701 mg·kg以内。
城市污泥中重金属形态和生物有效性直接影响
到污泥土地利用的安全性[19]。陈茂林等[20]对北京、
济南、泰安、南京和厦门 5 个城市的污泥进行连续
提取的形态分组研究表明, 污泥的 pH 明显影响污
泥中重金属元素的形态及分布, 酸性污泥中各重金
属元素酸溶/交换态(可以直接被生物利用 , 通常所
说的有效态)比例明显高于其他污泥。污泥中 Cu、
Cd、Cr 和 Pb 主要以残渣态和氧化态存在, 其酸溶/
交换态比例较低; 污泥中 Zn、Ni和 B的形态分布受
污水处理厂污泥性质的影响较大, 其中酸溶/交换态
一般高于 10%。安淼等[2122]的研究也显示我国城市
污泥中的 Zn和 Ni主要以不稳定态存在, Cu主要以
残渣态及氧化态存在, 而 Pb、Cd、Cr、As、Hg 等
毒性较强重金属多以残渣态存在。此外 , Hetti-
arachchi等[23]采用同步加速器技术(微X-射线荧光探
针分析和微 X-射线吸收近边结构光谱)分析污泥中
金属形态及金属间结合状况的研究结果显示, 在去
除大部分有机碳后, Fe和 Cd、Cr、Pb、Zn之间有很
强的空间相关性(R2=0.65~0.92), 表明 Fe 的化合物
在保留污泥中痕量元素方面起着重要的作用; Fe 和
Cu 之间较强的相关性出现在没有去除有机碳的样
品中, 表明 Cu与有机碳覆盖层有密切联系, Cu很可
能存在于 Fe的化合物中。
470 中国生态农业学报 2011 第 19卷


去除或降低城市污泥中超标重金属元素是有效
处置和利用污泥的关键。目前去除污泥中重金属的
研究方法主要集中在生物淋滤法、化学方法、电动
力修复法等方面。生物淋滤法是利用微生物(氧化亚
铁硫杆菌)分泌的胞外多聚物直接吸附在污泥中金
属硫化物表面, 通过细胞内特有的氧化酶系统直接
氧化金属硫化物, 生成可溶性的硫酸盐; 或者利用
其代谢物质或代谢物与污泥中某些物质反应的产物
来溶解重金属[2425]。该方法可实现重金属的有效去
除, 具有经济高效的优点, 但是其受菌种稳定性及
所吸附重金属浓度范围较小、生物淋滤滞留时间长
的影响[2628]。化学方法是利用各种酸或有机络合剂
对污泥进行酸化或络合处理, 使难溶态的金属化合
物转化成可溶解的金属离子或金属络合物, 在一定
条件下可高效的去除重金属, 但是该法操作复杂、
耗酸量大、成本高, 而且同时还在一定程度上溶解
污泥中的 N、P和有机质, 降低污泥的肥效[2931]。电
化学法是利用电场使重金属通过离子迁移和电渗定
向迁移而移出污泥的方法, 该技术具有所用化学试
剂少、能耗低、修复彻底、可以回收重金属等优点,
是一门具有较好发展前途的绿色修复技术, 但对渗
透性高, 传导性差的污泥不太适用[3234]。
1.3 城市污泥中的有机污染物
城市污泥中含有多种有机污染物, 主要有多环
芳烃(PAHs)、邻苯二甲酸酯(PAEs)、多氯代二苯并
芘、二恶英/呋喃类(PCDD/Fs)、多氯联苯类(PCBs)、
氯苯(CBs)、氯酚(CPs)等, 其中 PCBs、OCPs和 PAHs
是常见的有机污染物[35]。对我国 9个城市的 11个污
水处理厂的污泥进行研究, 结果检测到 44种半挥发
性有机组成部分, 其中 PAHs 是含量最多的污染物,
其干物质含量在 1.4~79 mg·kg之间[36]。我国大陆
城市污泥的多环芳烃总量 (ΣPAHs)多数大于 10
mg·kg, 香港城市污泥的 ΣPAHs 在 10 mg·kg1
左右[26]。与国外相比, 我国城市污泥的 ΣPAHs总体
偏高, 而且在部分城市污泥中仅单个化合物如苯并
(a) 蒽、蒽、荧蒽和屈的含量就大于 10 mg·kg1[37]。
国内外城市污泥中的多氯联苯总量(ΣPCBs)浓度一
般在 0.1~20 mg·kg1 之间[3738]。英国城市污泥中
的 ΣPAHs 浓度为 67~370 mg·kg1(超过欧盟标准),
ΣPCBs浓度为 0.11~0.44 mg·kg1(低于欧盟标准)[39]。
美国城市污泥中 16 种 PAH 的浓度为 17~2 030
μg·kg, 其中菲的含量最多[40]。蔡全英等[41]对我国
11个城市污泥中硝基苯、2,4-二硝基甲苯、2,6-二硝
基甲苯、叠氮苯、联苯胺和 N-亚硝基二正丙胺 6种
含氮有机物进行分析发现其总量在 0.087~26.4
mg·kg1间。国外城市污泥中 ΣPAEs的总含量一般
在 1~100 mg·kg1之间[38], 我国城市污泥 6种邻苯
二甲酸酯化合物的总含量为 10.5~114.2 mg·kg, 平
均含量为 29.8 mg·kg[37]; 研究发现北京城市污泥
中 ΣPAEs 的总含量为 20.8~58.3 mg·kg, 其中
DEHP[邻苯二酯二 (2-乙已基 )酯 ]含量最高 , 约占
ΣPAEs的 90%以上[42]。我国城市污泥中主要是六氯
苯和 1, 2, 4-三氯苯 , ΣCBs 含量在 0.01~6.92
mg·kg[37]。甘平等[43]研究发现, 氯原子的引入是
氯苯类难以生物降解的原因, 氯取代数越多, 越难
被微生物氧化 , 氯苯类化合物降解的难易顺序为
1, 4-二氯苯<1, 2, 4-三氯苯<六氯苯。
2 城市污泥农用的环境效应
2.1 污泥农用对土壤性质的影响
众所周知, 污泥施用到土壤中能够改善土壤的
理化性质, 如增加土壤孔隙度, 减少土壤表面板结
和地表径流 [44], 增加土壤阳离子交换量, 提高土壤
团聚体的稳定性和保水保肥能力[45]。最近关于污泥
农用对土壤性质影响的研究进展主要表现在对于生
物学性质、土壤养分形态和有效性等方面。
Fernandes 等 [46]报道适量污泥能够增加土壤微
生物碳、氮、磷含量和增强基础呼吸, 土壤淀粉酶
和脲酶活性的增加与土壤微生物量显著相关。此结
果与提高土壤中微生物活性的相关报道一致 [4649],
其原因可能是污泥给土壤提供了增强土壤微生物代
谢和促进矿化进程的能源[50]。值得注意的是, 污泥农
用能抑制病源微生物活动, 增强土壤酶活性[46,5152]。
Meyer 等[53]研究发现污泥施用可在土壤中使氨积累
到一定水平对线虫类产生致命影响, 从而抑制根瘤
线虫(Meloidogyne incognita)群体数量。Zerzghi等[54]
报道在土壤中施加 B类(美国划分为 A、B两类)污泥
20 年后对土壤微生物(包括细菌、真菌、放射菌)数
量没有显著影响, 也未在土壤中检测出细菌或病毒
产生的病原体, 但显著提高了微生物活性。Criquet
等[55]研究发现污泥的施入增加了土壤中磷酸酶的活
性、微生物密度及有效磷含量(水溶性磷和 Olsen-P)。
由于城市污泥富含 N、P、有机质及 B、Mo 等
微量元素, 污泥施加到土壤中, 能增加土壤 N、P含
量, 但对 K 无显著影响[5658]。Sukkariyah 等[59]研究
发现施加液态污泥增加了沿海平原肥沃土壤中 P 的
饱和度和 Mehlich1-P 的浓度。Su 等[60]在缺 N 的沙
质土壤中研究污泥对土壤 P 的迁移性和分组的影响,
结果表明在污泥处理 [相当于每 3 年施加 600
kg(N)·hm的土壤中总磷和速效磷在 0~25 cm 土层
中显著增加; 同时污泥 P 绝大部分保留在土壤表层
(0~25 cm)或者被植物利用。土壤中污泥 P的迁移除
第 2期 李 琼等: 城市污泥农用的环境效应及控制标准的发展现状 471


受土壤性质和灌水量影响外, 还与污泥中 P 含量有重
要关系。虽然 P 素在土壤中的迁移性较小, 但污泥施
用后会提高污泥施用层以下的土壤 P 含量 [6162]。
Cogger 等[63]研究了在酸性(pH 5.6)砂质土上种植羊
茅(Festuca arundinacea Schreb), 连续 7年施加污泥
后发现, 每年施加 6.7 t污泥处理使土壤表层中累积
的植物可利用 N 超过了该牧草的吸收能力, 从而限
制了污泥的连续施加。由于植物生长需要的 N素高
于 P素, 大部分植物籽粒中 N\P比例为 4~9之间[64],
而我国污泥中 N/P比例较低, 约为 2(表 1)。所以, 当
污泥用做肥料时, 如果基于污泥中 N 素含量来确定
污泥的用量, 往往会引起土壤中 P 素富集, 从而导
致 P 素流失所引起的环境风险。正因为如此, 国际
上对于污泥中 P 的形态开展了一些重要研究, 其结
果有助于认识污泥农用后 P素损失的规律。Su等[60]
研究发现污泥 P 主要由水溶态磷组成, 砂质森林土
中的 P 在施加污泥后, 转变成了其他形态, 如有效
态无机磷、无定形和铝、铁结晶态磷。Huang 等[65]
采用配备了能量色散 X 射线光谱元素(EDXS)和 X-
射线衍射(XRD)的扫描电子显微镜对污泥中 P 的化
学形态进行了研究, 结果显示污泥中 P由 Ca-P形态
构成, 很可能是磷酸氢钙。同时, Shober等[66]利用 X
射线吸收近边结构(XANES)光谱技术测定城市污泥
中 P 的形态, XANES 拟合结果表明, 有机磷(以碳
磷键结合的磷)主要来源包括羟基磷灰石、氢氧化铝
吸附的 PO43和石灰固定污泥中的植酸等。这些结果
对于认识污泥中 P 在土壤中的化学行为和生物有效
性非常有帮助。
2.2 污泥农用对土壤重金属及其生物有效性的影响
污泥中重金属若在土壤中(特别是低 pH 土壤)
积累到一定水平, 进入食物链从而危害人体健康和
影响生态安全[67]。Walter 等[68]研究城市污泥农用过
程中 Cu、Zn在 0~20 cm土层有显著积累, 并随施肥
量的增加而增加, 土壤中大量 Cu、Zn的积累与污泥
中 Cu、Zn的含量高相关。此外, Walter等[6870]研究
发现, 污泥的施用促进了植物生长发育, 提高了产
量及果实和籽粒的品质。而高的污泥施用量和重金属
含量会对植物的生长产生抑制甚至毒害作用[45,69]。徐
兴华等[71]采用盆栽方法研究了污泥中重金属的植物
有效性, 并与等量重金属盐的植物有效性进行比较
的结果表明, 施用 50 g(污泥)·kg土壤)和 100 g(污
泥)·kg土壤)能明显增加番茄和玉米苗期地上部
Zn、Cu、As的含量, 对 Cr、Ni、Pb含量影响不大, 施
用污泥可以降低玉米苗期地上部Cd的含量; 施用污
泥与施用等当量水溶性重金属盐相比较, 污泥重金
属 Zn、Cu、As 的有效性低于等量水溶性重金属盐
的有效性。李琼等[72]利用田间试验初步研究了污泥
中痕量元素在土壤与植物可食部分之间的转移规律,
结果表明: 施用污泥后, 尤其是 36 t·hm施用量时,
土壤中 Zn、Cu、Cd、Pb、As 和 Hg 的含量均显著
增加, 但施用 4.5～36 t·hm污泥后, 除小麦籽粒中
Zn、Cu含量和玉米籽粒中 Zn、Cr含量显著增加外,
其他痕量元素(Cu、Cd、Pb、As 和 Hg)的含量未显
著增加。Oliver 等[73]研究表明随污泥施加到土壤中,
土壤中增加的 Zn 和 Cd 会产生竞争吸附作用, 从而
降低作物对 Cd 的吸收。McLaughlin 等[74]研究发现
污泥中Cd的溶解度相当或大于可溶性镉盐, 但污泥
中的Cd对小麦的有效性和转移性显著低于镉盐, 可
能是由于污泥中 Zn2+的竞争吸附或可溶有机物与可
溶镉的络合作用, 降低了 Cd的生物吸收。此外, 污
泥施加后, 土壤中的有机质含量增加, 也会减少作
物对 Cd的吸收[75]。
2.3 污泥中有机物对环境的影响
关于污泥农用后植物中有机污染物的累积效应和
在土壤中的残留作用已越来越被人们所关注[7679]。
Wild 和 Jones[80]通过在施加污泥的耕地上种植胡萝
卜发现, 70%的多环芳烃(PAHs)在果皮中, 而果实含
量很低(小于 4.2 mg·kg)。Jackson和 Eduljee[81]通
过建立模型对农用污泥中多氯代二苯并二恶英
(PCDDs)和多氯代二苯并呋喃 (PCDFs)进行了风险
性评价, 结果表明 PCDDs、PCDFs 进入食物链的可
能性很小。而 McLachlan等[82]对长期施用污泥的牧
场进行检测, 发现该牧场土壤及牛奶中 PCDDs、吠
喃 (PCDD/Fs)和多氯联苯 (PCBs)均有明显增加。
Oleszczuk 和 Baran[83]研究发现施加污泥后植物中的
2~3 环的芳香烃含量显著增加, 但其含量未达到影
响人体健康的程度。城市污泥农用中的有机污染物
在土壤中累积及食品安全问题也引起国内关注。比
如, 种植在施加污泥的土壤上的植物显著增加了以
邻苯二甲酸酯和多环芳烃为主的有机污染物[8486]。
但是我国在城市污泥农用有机污染物方面的研究还
处于起步阶段。
3 关于我国城市污泥农用标准的讨论
为了有效地控制污泥中的重金属、有毒有机物
等有害物质, 世界各国制定了相应控制标准。2002
年, 国家环境保护总局发布了《城镇污水处理厂污
染物排放标准》(GB18918—2002)[87], 调整了污泥中
重金属 Zn和 Cu的标准(表 2), 健全了养分、有机污
染物和病原菌等项目的标准。但 GB18918—2002只
是控制城镇污水处理厂的污泥中污染物排放标准 ,
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而不是针对城市污泥农用所制定的标准, 致使该标
准对城市污泥农用没有约束力。施用污泥的金属浓
度必须考虑到土壤的累积承载量、污泥的施用量及
年限。一些发达国家对城市污泥农用做了详细的规
范, 包括污泥中重金属的浓度控制(表 2)、土壤的累积
承载量、污泥施用量及不同污泥类别的浓度限制[88]。
基于此, 2009 年国家住房和建设部发布了《城镇污
水处理厂污泥处置 : 农用泥质》标准 (CJ/T 309—
2009), 改变了根据土壤 pH 确定金属浓度限制, 而
是根据污泥所含金属浓度将污泥分为 A、B两级, 明
确了各级别污泥所含金属总量的限值、有机污染物
[苯并(а)芘、多环芳烃及矿物油]的限值、适用作物
范围等, 还增加了卫生学和营养学指标。此标准在
一定程度上放宽了对危害较小的金属的限制, 而对
危害较大的重金属则从严控制, 例如 A 级污泥总
Cd、总 Hg 均要求小于 3 mg·kg。美国和欧洲均
制定了比较完善地防止城市污泥农用污染的法律法
规。美国 1993 年修订的城市污泥土地利用条例(40
CFR Part 503)除了规定污泥重金属浓度的限量值外,
还规定了每年允许从污泥中带入的重金属量和累积
总量。由于欧洲污泥农用率较高(>50%)且范围较广,
欧盟及各成员国制定了农用污泥重金属浓度标准、
土壤中重金属浓度标准, 并对单位面积土地污泥施
用量、施用频率、施用时间等都作了严格限制。欧
盟污泥农用标准(86/278/EEC)实际上仅供各成员国
参考, 一些成员国根据本国的国情(例如: 荷兰、丹
麦等国沙质土壤具有的高渗透性), 制定了更为严格
的污泥重金属浓度限制标准。
城市污泥中的有机污染物可在土壤中累积而造
成农作物的污染, 目前我国对有机污染物治理还缺
乏完善的限量控制标准。各国对有机污染物的控制
项目和标准有较大的差异, 美国 EPA 没有将有机污
染物列入污泥农用标准中, 这主要是因为美国对所
有优先控制有机污染物的排放已经作了严格规定。
欧洲一些国家和我国的污泥农用的有机物控制标准
如表 3。

表 2 欧盟国家及中国农用污泥中痕量元素限制值比较[89]
Tab. 2 Comparison of trace elements limits of biosolids of agricultural application for the European Union countries and China
mg·kg
痕量元素 Trace element
国家 Country
Zn Cu Pb Cr Ni Cd Hg As
欧盟 1) European Union 2 500 1 000 750 1 000 300 10 1- —
德国 Germany 3 000 1 000 800 1 000 200 15 10 —
法国 France 2 500 800 900 900 200 10 8 —
瑞典 Sweden 800 600 100 100 50 2 2.5 —
中国 CJ/T 309—2009 China
A级 Rank A 1 500 500 300 500 100 3 3 30
B级 Rank B 3 000 1 500 1 000 1 000 200 15 15 75
1)欧盟 86/278/EEC标准 2000年修订版 EU. 86/278/EEC revised in 2000.

表 3 部分国家污泥农用的有机污染物控制标准[45]
Tab. 3 Control standards of organic pollutants in biosolids of agricultural application of some countries mg·kg(DM)
国家 Country 二恶英、呋喃类
PCDD/Fs
多氯联苯类
PCBs
有机卤化合物
AOX
壬基酚聚氧乙烯醚
NPE
多环芳烃
PAH
甲苯
Methylbenzene
苯并芘(a)
Benzopyrene
法国 France — 0.81) — — 2~53) — —
德国 Germany 100 0.22) 500 — 1.5~44) — —
瑞典 Sweden — 0.4 — 100 3 5 —
中国 China — — — — 55) — 25)
1)所有 PCBs的总量 Total quantities of PCBs; 2)每一种 PCB的量 Content for a special PCB; 3)萤蒽 Fluoranthene; 4)当污泥用到牧场时的限
制标准 Limits for biosolids applied to pasture; 5)A级污泥 Rank A biosolids.

我国较早的《农用污泥中污染物控制标准》没
有规定病原体指标, 但我国于 1987年颁布的《粪便
无害化卫生标准》(GB 7959—87)明确要求病原体达
到下述标准: 蛔虫卵死亡率为 95%~100%, 粪大肠
菌值为 0.01~0.1。CJ/T 309—2009 污泥农用标准采
用如下两项指标: ①粪大肠菌值>0.01; ②蠕虫卯死
亡率>95%。美国 EPA 将土地利用的污泥产品分为 A、
B 两级[4]: A 级要求污泥中的粪便大肠菌浓度<1 000
MPNs·g(DW)或沙门氏菌浓度<3 MPNs·g(DW),
且 A 级产品必须采用附加除病原体工艺; B 级则要求
粪便大肠菌浓度几何平均值<2×106 MPNs·g(DW)。
欧洲国家在污泥土地利用的病原体方面一般只考察
第 2期 李 琼等: 城市污泥农用的环境效应及控制标准的发展现状 473


沙门氏菌和肠虫卵。
污泥农用污染物控制标准应针对不同的土地利
用类型(如园艺、林地、粮食、蔬菜等)和作物类型制
定相应的污染物控制标准。早期, 当污泥用于园林
绿化、林地利用、退化地修复时, 尚缺乏重金属、
病原菌和有机物等污染物的控制标准。于是, 2009
年国家质量监督检验检疫总局发布了《GB/T 24600
—2009 城镇污水处理厂污泥处置 土地改良用泥质》
和《GB/T 23486—2009城镇污水处理厂污泥处置园林
绿化用泥质》, 规定了不同土地利用类型的污泥污染
物控制指标。
我国现行污泥农用标准将重金属列为最大风险
因素来考虑污泥的施用量, 但是由于农业面源污染
的产生, 城市污泥农用引起的 N、P污染风险也越来
越受到关注。15 年前, 在澳大利亚城市污泥土地利
用的施用量通常是基于满足作物对 N的需求而制定
的[90]。例如, N限制污泥用量(NLBAR)通常是用污泥
中潜在有效氮(PAN)[91]、植物有效氮或可矿化氮[92]
计算的。但是, 不同学者和国家对于 PAN 的估算采
用不同的方法。例如, Pierzynski[91]用来估算 PAN的
方程 :
3 4NO NH O= + + ,PAN N XN YN 通常都用重量的百
分比表示, X表示 NH4-N的部分, 但其变化不大, 一
般认为是 1; Y 表示有机氮被矿化的部分。美国的
Gilmour 等 [93]估算第 1 年污泥中 PAN 含量为 :
PAN1=[%NO3-N+%NH4-N(1-%V/100)20]+[%Dyr1
%No0.2], 要求污泥的 C/N<15, V 表示变化系数,
污泥的变化可以被忽略; D表示分解系数, 考虑到矿
化速率在随后的几年会降低, 每年的变化会给出一
系列的系数。基于厌氧消化的脱水污泥数据 ,
Rawlinson[94]建议矿化速率为 15%和变化系数为
20%, 此后变化系数为 50%也被采用[83]。由于基于
污泥中N素含量来确定污泥用量, P的施加量往往会
超过作物的需求 [95], 从而产生水体污染的环境风
险。因此, P 限制污泥用量(PLBAR)被广泛接受。
PLBAR可用以下方程估算: PLBAR (t·hm)=作物需
求(kg·hm)/污泥总磷(kg·t)[96]。但是, 考虑到污
泥中 P 的利用率和土壤的供 P 能力, 此方程比较保
守, 或者说还存在着一定的缺陷。从理论上讲, 不仅
考虑作物需要, 还要考虑到土壤 P 素状况, 尤其是
要考虑到土壤中 P 素的面源污染发生阈值, 这样才
能既合理地利用污泥中的养分资源又有效降低了污
泥农用的环境风险。
4 对我国城市污泥农用的研究展望
为制定出适合我国国情的城市污泥土地利用控
制标准, 实现有效的资源化利用, 需要了解城市污
泥的环境效应、土壤有害物质承载量变异、作物差
别、各因素对土壤中重金属和有机污染物等的影响
等。尽管城市污泥农用是一种经济有效的资源化利
用方式, 但是存在的一些问题也亟待解决。比如, 降
低污泥中重金属和有机污染物的含量, 是污泥安全
农用的关键。所以, 在不能控制源头的情况下, 污泥
中重金属和有机污染物的去除也成为一个重要的途
径, 例如, 生物淋滤法剔除污泥中重金属。综上所述,
我国的城市污泥农用还需在以下几个方面深入研究:
(1)建立基于污泥农用研究的污染物毒性数据库, 对
污泥农用进行生态风险评价, 对污泥农用带入土壤
中的重金属要通过研究元素在污泥土壤植物人
体或动物间的转移特点进行健康风险评价和生态风
险评价; (2)通过室内试验和长期田间试验相结合的
方法, 研究污泥中重金属元素对植物的生物有效性;
(3)由于农业面源污染的产生, 城市污泥农用引起的
N、P对土壤及地下水的污染风险也必须通过长期田
间试验研究来进行分析和评价。
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