污水处理产生的污泥：是农业用地的福音吗？

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  城市污水的处理体现了积极的公共卫生理念，净化后的水能够安全排入河流。然而，污水处理过程中产生的大量剩余污泥，作为一种既有用又有害的副产物，该如何处置？将污泥回用于土地是一种极具争议、但又似乎迫不得已的做法。那么，这些污泥对接收它的土壤会产生怎样的影响呢？

  前言说明：本文主要基于法国的相关数据，重点讨论污水污泥中所含的微量金属（TMs）。其他污染物，尤其是有机污染物，作者仅作简要提及。若需了解更全面的城市污水成分及污水处理厂的处理过程，可参阅《为什么要处理城市污水？如何处理？》一文。

1. 什么是污泥？

  污泥是指城市和乡镇污水在处理过程中产生的半固体残渣。这些“污水”的来源主要包括：

• 雨水（在冲刷屋顶和路面时，会富集锌、镉、铅以及碳氢化合物等污染物）；
• 生活污水（来源于洗涤、洗碗、淋浴和厕所排水等），富含有机物、氮、磷、纤维素等成分。

  过去，污水中还混入了来自工业和手工业活动的废水，这些废水富含多种金属，尤其是铅（Pb）、镉（Cd）和汞（Hg）等。如今，这类工业废水通常在工厂内部就地处理，至少经过部分净化后，才会进入城市排水系统。

  据估计，法国每年产生约100万吨（以干物质计）的污泥。这些污泥可以用于农田施肥，也可用于城市绿化和景观建设。

  在法国，约有73%的污水污泥被用于土地施用（农田还田）（见图1），其中近一半的污泥会先与绿化废弃物混合堆肥后再施用。目前，法国用于污泥土地利用的面积约为75万至80万公顷，占可利用农业用地的2.5%至3.0%。

2. 组成成分：优缺点

  农业施用是一种受到水务管理机构和法国环境与能源管理署（ADEME）推荐的做法。它也是欧洲污泥回收的主要方式，因为除了可以处理原本难以处置的废弃物外，还具有许多优势。施用污泥可以实现以下目标：

• 为土壤提供肥力：污泥富含有机质、氮和磷，这些都是作物生长必需的养分。它可以替代部分的化肥，并有助于农业中最稀缺、最宝贵的磷元素的循环利用。
• 改善土壤的物理和化学性质：污泥有助于保持土壤碳储量，从而改善土壤结构、提升保水性和养分保持能力。
• 污泥含有一些有益的微量元素，以及较高含量的钙（污泥经石灰处理时会引入钙质）。这一处理可以提高土壤pH值（当土壤呈酸性时）、改善土壤团粒稳定性，并为植物提供必需的养分。此外，污泥施用几乎无需农民额外投资，只需使用撒布机即可，而且污泥通常免费提供。

  然而，污泥中也含有各种不受欢迎甚至具有污染性的物质（我们将在后文详细讨论）：

• 潜在有毒的微量元素（通常称为“重金属”或“微量金属”，即TMs [1]），主要包括：镉（Cd）、铬（Cr）、铜（Cu）、汞（Hg）、镍（Ni）、铅（Pb）、硒（Se）、锌（Zn）；
• 有机微污染物：多环芳烃（PAHs）、多氯联苯（PCBs）、全氟及多氟烷基物质（PFAS[2]）、抗生素、药物残留、激素、农药、微塑料等；
• 病原微生物（寄生虫、细菌、病毒[3]）。为了消除这些有害成分，污泥通常会经过加热/或石灰处理（参见“污水污泥的石灰化与热处理”专题）。

  公众担心这些有害物质可能会从受污染的土壤转移到农作物（存在植物可利用性风险）或畜禽体内，进而影响我们的食品安全。

3. 污泥施用的社会可接受度

  农业正陷入进退两难的困境：

  一方面，城镇污水处理效率空前提升，这种进步值得称赞，但同时面临随之而来的污泥处理处置难题。污泥填埋已被明令禁止，而污泥焚烧又相对昂贵，且有一定的环境风险。不仅现有焚烧厂数量有限，而且焚烧产生的最终残渣（熟料）还需要通过卡车长途运输至填埋场存放。此外，焚烧还使污泥中有机质和养分（如磷、氮）难以循环利用。因此，越来越多的污泥需要通过农业方式进行“处置”（或“循环利用”/“回收”）。

  另一方面，我们也看到，社会对农产品质量日益关注。公众对污泥的排放普遍存疑，导致加工商（如邦杜埃集团、制糖企业）、分销商（如家乐福）、消费者乃至海外进口商相继提出抗议，最终促成禁止污泥施用的“质量宪章”或“产品标签”。公众对农产品“可追溯性”的需求增加（类似于牛肉和小麦），以及对“预防原则”的重视日益增强。

  通常情况下，农民愿意施用本村污水处理厂的污泥。但当涉及大城市污泥，尤其是巴黎及其周边地区的污泥时，情况就变得完全不同。在法国中部的多个地区，尤其是谢尔省（Cher），已由此引发了诸多争议。

  然而，巴黎大都市区两个主要污水处理厂所产生的大量污泥（塞纳河上游的瓦朗通和下游的阿谢尔，图2）无法全部倾倒在布洛涅森林或文森森林。因此必须寻找距离不太遥远的农田，这便引发农民对城市污泥接受度的问题。

  为消除顾虑，法国已签署并实施了《污水污泥农业利用质量标准宪章》，涉及政府部门、污泥施用公司、地方当局及农业商会等。此类宪章的实例很多，包括阿尔图瓦-皮卡第流域以及阿韦龙省（Aveyron）和上莱茵省（Haut-Rhin）等地。

  关于污泥施用的不同看法：

  将污水污泥施用于农田是否应被视为：一种将废物转化为肥料的循环利用方式（非常积极的意义），一种帮助我们处置难以处理的副产物的社会服务（相对积极的意义），还是一种将潜在污染物排入环境的行为（非常消极的意义）？

  在美国，这种污水污泥被误导性地称为“生物固体（biosolids）”。这种说法利用了较为积极的前缀“bio”，掩盖了其不那么吸引人的实际情况。而在法国，污泥现被归类为“有机废弃物”（PRO），有意回避了“污泥”一词。

4. 污泥之间也大有不同：空间与时间上的差异

  确实，城市污水污泥中含有一些有害的微量金属（TMs）：如铅、镉、锌、铜等，但其含量会因多种因素而产生显著变化：

• 空间上的差异：不同污水处理厂之间的污泥成分差别很大，取决于其服务的是大型工业城市还是小型乡村社区（空间差异）（参见“污水污泥成分的空间与时间变化”专题）；
• 时间上的差异：即使在同一污水处理厂，其污泥中微量金属的含量也可能随时间发生显著波动。（参见同一专题）

  多年来，Achères污泥中的重金属含量出现了显著下降，尤其是最令人担忧的金属镉（Cd）（见图3）。

  这一成效得益于多项法规的制定及严格执行。几乎所有含镉的工业工艺都被严格禁止，涉及镉电镀（金属防腐）、塑料添加剂、焊接、可充电镍镉电池制造、染料等。一个显而易见的结果就是：如今污泥的重金属组成与1970至1990年相比已完全不同（参见第7节）。

5. 法国的相关法规

  农业污泥回收利用的法规包括《环境法典》第R211-25至R211-47条，以及1998年1月8日颁布的关于污泥施用于农田的技术要求法令（后经2020年9月15日法令修订）。其要点如下：

• 污泥的法律地位与责任：污水处理厂（WWTP）产生的污泥被视为废弃物。因此，污泥生产者需对施用过程负责，必须制定年度施用计划，并随后进行农学评估。
• 重金属总量控制：拟通过对污泥成分实施更严格的要求并限制允许施用吨数，大幅减少流入系统的微量金属总量。
• 施用前土壤的六种微量元素限值：例如镉2 mg/kg、铅100 mg/kg。因此，施用前必须进行现场调查与分析（详见第6节）。当土壤中的某些金属超标时，如果仍需要施用，必须开展额外研究与分析，证明这些金属在土壤中不迁移、不被生物利用[4]。
• 土壤pH要求：施用后受体土壤的pH值必须考虑，并保持大于0。
• 施用限制：禁止在坡度过大或土壤渗透性强的土地施用，也禁止在靠近水体、饮用水集水区或居民住宅的土地施用。

  对于有机农业以及其他质量认证体系（如“Label Rouge”）所规定的情形，禁止使用污水污泥作为肥料。在草地上施用污泥虽然未被正式禁止，但并不推荐。同样，对蔬菜和水果作物的施用也存在限制。

  需要注意的是，土壤或污泥重金属元素含量的数量级非常低，其计量单位为每千克干物质中元素的毫克数（mg/kg DM）。

6. 受体污泥土壤的质量要求

  在选择适合施用污水污泥的土壤时，施用计划必须考虑以下因素：

• 地形位置：选择远离水体、坡度小或几乎没有坡度的地块；
• 土壤类型：土层不宜过薄，透水性不宜过强。土壤选择需依赖土壤分析结果，尤其是针对六种微量金属（TMs）的检测。

  法规要求六种金属元素均不得超过如表1所示的阈值。这些阈值是指元素的“总含量”，即通过预先溶解土壤中所有成分（尤其是丰富的硅酸盐）后，经分析测定的主要元素或微量元素含量[5]。

表1. 土壤中六种微量金属的阈值（实际上适用于计划施用地块的耕作表土层）。总含量以每千克干物质中的毫克数表示（mg/kg DM）。

  这些阈值的含义不应被误解。它们既不表示土壤中允许的最大限值（低于该值可能被接受，高于该值则可能不被接受），也不表示超过此值就必然达到污染的自然最高水平。这些阈值具有一定的随意性，最初是参考的荷兰法规，并非基于严格的科学研究结果[6]。法国法律并未提出区分污染土壤与未污染土壤的阈值，而是仅仅设定了行政参考值，超过这些值时，城市污水处理厂污泥的施用将不再被自动允许。

  多个研究[7,8]表明，受纳土壤中镍（Ni）的限值（50 mg/kg）设定过低。许多富含黏土或富铁的土壤都自然超过这一数值，这在某些施用方案中造成了不必要的行政管理困难，也引发了无根据的担忧。因此，该镍限值应提高为100 mg/kg。

  不过，在豁免情况下，即便某种微量金属在接收土壤中含量较高，只要能够提供充分证据证明其对环境与健康无害，仍然可以获得施用许可。这类证明通常须来源于依据充分的补充研究。为此，法国在2005年制定了一份方法指南，用于在土壤存在天然地球化学异常时，帮助撰写针对污水污泥农业施用的豁免申请[4]。

7. 对土壤质量有何影响？

7.1 1970-1980年：影响存在争议

  当时，科学与技术文献中出现了相互矛盾的观点，在会议的走廊里也能听到类似讨论。一方面有人认为：“污水污泥施用对土壤和作物有明显影响，波尔多Couhins的INRA试验已经证明了这一点”；另一方面又有人表示：“污水污泥施用对土壤或农作物产品没有可检出的影响”。

  事实上，法国韦克桑地区（Vexin français）的土壤观察到了显著影响，当地在1975至1999年间广泛施用了来自11个法国和德国污水处理厂的城市污泥[9,10]，在艾纳省（Aisne）的Bézu-le-Guéry实验场地也有类似观察结果（见图4和图5）。

  在韦克桑高原的土壤（黄土衍生卢维索土）[11]（见图4）中，尽管有机碳含量差异较大，但该地区农业土壤中的镉浓度（TAH，[12]）范围为0.20至0.40 mg/kg，与有机碳含量无明显关联，施用城市污泥的三个地块则显示出最高的有机碳含量，同时伴有明显的镉污染，浓度在1.55至2.16 mg/kg之间。因此，污染情况得到了确认。

  在巴黎盆地东南部的“退化卢维索土”（见图5）中，锌与铁之间存在良好的天然地球化学关系。唯一完全偏离这一关系的分析结果来自Bézu-le-Guéry实验的表层土壤，该实验中施用了来自Achères的污泥（1974年和1977年两次施用，总量为118 t/ha）。由此可见，锌污染十分明显。

7.2 法国实验的概览

  为深入了解这一问题，对法国进行的污水污泥施用田间实验（见图6）进行了汇总整理。整理过程中参考了各实验的最终报告，以下是汇总的一些结果[13,14,15]。

  在这些试验和研究项目中，对普通小麦（或玉米）谷粒进行了分析，同时对相应的土壤表层进行了分析[16]。研究比较了施用污泥地块与未施用污泥地块的差异。这里只展示与镉（Cd）相关的结果，因为镉是最令人担忧的重金属，具有最高的迁移性和植物可利用性。试验分为三个主要阶段或类型。

1. 1970年-1980年：城市污泥中镉含量高，过度施用。

  实验地点：INRA Couhins（吉伦特省）；Bézu-le-Guéry（艾纳省）；La Bouzule（默尔特-摩泽尔省）。

  实验内容：Achères污泥施用于韦克桑地区（瓦尔德瓦兹省）农业土壤（参见文献[9,10]）。

  这些实验大部分涉及含重金属极高的污泥，且施用剂量很大，导致大量重金属的流动，尤其是镉。例如，表3展示了本文提及的各试验中镉流量的估算值。这些流量范围从每公顷仅1 g镉（小型污水厂产生的“干净”污泥——施用量低）到每公顷4320 g镉（1970-1980年Achères污泥的四次施用）。尤其在Bézu-le-Guéry实验中，两次“双倍剂量”施用累计增加了18.9 kg镉，以及Couhins Louis Fargue实验中的641 kg。这种施用的影响在受体土壤表层测得的总浓度中清晰可见（见图4和图5）。

表2. 法国各研究中镉流量的估算值（以每公顷克数表示）。并与欧洲法规限值及磷肥施用相关流量进行比较。DM=干物质。备注：一公顷表层土壤（30 cm厚）约重3,600吨。有关表格详细信息，参见文献[9,10,11]。

2. 利穆赞地区特殊案例（1990年）：在酸性土壤环境中施用含工业镉的城市污泥

  由于某特定工业的行为，利摩日市的污水污泥长期含有高浓度的铅（Pb），但更主要的是镉（Cd）（见表3）。

表3. 利摩日污泥中重金属平均含量与同期在法国施用污泥的比较（以干物质mg/kg表示）©Denis Baize

  自1999年以来，这类污泥已不再施用于农田，但在此之前大约使用了三十年。因此，农业委员会根据Quasar项目方案[17]，开展了一项土壤与作物质量研究，以评估该污泥施用对小麦谷粒组成的影响。

  根据1988至1998年污泥施用带入的镉量，必须区分三类地块：

• 2块地：施入镉流量低于100 g/ha（低流量）；
• 4块地：施入镉流量约300 g/ha（中等流量）；
• 8块地：施入镉流量约500–600 g/ha，远高于1998年1月法国法规允许的累计流量（极高流量）。

  这些地块在过去30年中可能累计接收了上述三倍的镉量。

  在镉流量符合新法规要求的低流量地块上，适度施用污泥，其效果在土壤或小麦谷粒分析中表现均不明显。相反，镉投入量最大且持续的地块（中等和极高流量地块）在土壤分析中表现明显（见图7，参考文献[16]）。图7还显示，通过DTPA部分提取法估算的植物可利用镉含量随土壤总镉含量的增加而增加。

3. 1990年至2000年：按照1997–1998年法规的合理剂量施用污泥。

  实验地点：Grignon和Feucherolles（伊夫林省）、Colmar和Ensisheim（上莱茵省）、Poucharramet（上加龙省）、Bouy（马恩省）、Barneau（塞纳-马恩省）、Vandeuvre-sur-Barse（奥布省）等。

  观测站：QUASAR项目以及农业委员会（勃艮第-弗朗什-孔泰、大索姆、艾纳、滨海夏朗德）等。

  在所有这些研究中，施用污泥地块与未施用污泥对照地块的分析结果均未发现可检出的差异。

7.3 如何评估土壤向植物的潜在转移？

  植物通过根系吸收的重金属数量差异很大，取决于以下因素：

• 科属和种类：在微量重金属作为养分的吸收方面存在差异，例如玉米的表现与小麦或菠菜不同；
• 品种：在相同土壤上生长时，小麦品种“Soissons”对重金属的吸收方式与小麦品种“Trémie”不同；
• 土壤的自然属性：如颗粒大小、碳酸钙含量、铁和锰氧化物的丰富程度等；
• 土壤因连续农业活动获得的属性（土壤改良、施肥等）：例如pH值或氯离子（Cl⁻）的含量。

  此外，不同植物种类会在不同器官中储存不需要的重金属：有些储存在根部，有些储存在茎、叶或谷粒中。

  因此，可以想象，物种×品种×器官×土壤类型的可能组合数量几乎是无限的。

  为评估污染物对植物的污染风险，目前通常使用体外化学检测法（称为“部分提取法”）。然而该方法存在显著局限，因为在人工条件下对风干土壤样品进行检测，既无法适配不同植物种类的吸收特性，也难以反映各类土壤及化学元素的真实情况（参见“土壤样品部分提取”专栏）。

  若需确切判断作物是否因土壤污染而受污染，最可靠的方式是直接检测分析收获的植物器官（小麦或玉米谷粒、菠菜叶、土豆块茎）。不幸的是，对植物基质的这些分析既昂贵又操作复杂，且需要多次重复。

  关于部分提取法，我们已系统阐述了其固有的理论缺陷。即便如此，该方法的实操便利性毋庸置疑，现阶段没有比其更有效的常规诊断方法了。

7.4 受体土壤pH值的关键影响

  需要强调的是，受体土壤的pH值对重金属（无论天然还是人为来源）向植物转移的风险具有重大影响，尤其是镉从土壤向植物的迁移。pH越低，植物可利用性和迁移性风险越大。幸运的是，农民可以通过定期施用碱性钙改良剂在中短期内轻松控制这一参数。值得注意的是，经石灰处理的污泥本身既能作为所含重金属的“解毒剂”，又可以提高受体土壤的pH值，从而降低潜在危险重金属的迁移性和植物可利用性。

7.5 欧洲污泥施用实例

  在大多数欧洲国家（英国、德国、比利时等），污水污泥的回收主要有两种方式：

• 农业施用：受特定且严格的法规约束；
• 能源生产：通过沼气燃烧或直接焚烧。

  在比利时瓦隆地区，农业回收（被视为再利用）优先于能源回收。瑞士的情况则较为特殊：自2006年10月1日起，禁止将污水污泥用作农业肥料。污泥被视为废物，因此必须通过生活垃圾焚烧厂（UIOM）、污泥焚烧厂或水泥厂的热处理进行处置。瑞士联邦环境署因此面临一个重大技术难题：如何回收含磷量约1%的脱水污泥中的磷？

8. 需要牢记的信息

  “将城市污水污泥施用于农田”这一表述未能充分反映金属流量在不同情况下的巨大差异，这与累计的污泥施用吨位和污泥成分（随时间和空间变化巨大）有关。

  近年来在合理剂量和成分符合规定下施用的污泥，对土壤组成或小麦谷粒成分未产生可检测的影响。原因在于引入的镉流量较小，远低于法规允许的累计流量（见表2）。

  1998年法国污泥施用法规的主要功绩是促使微量金属流量显著下降，该目标已基本实现。

  将城市污水污泥施用于农田是处置此类废物的相对较优方案，尤其因为它能够实现有机物及磷等营养物质的循环利用。

  为避免未来的农艺问题和公众担忧，三个要点至关重要：

• 持续改善污泥成分（不仅限于金属含量）；
• 严格遵守法规，防止过量施用；
• 不要总是在同一片土地上施用。

 

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参考资料及说明

封面图片：沙特阿拉伯的污水处理厂 [来源：Pixabay]

[1] The concept of trace metal, or TMs, is gradually replacing that of heavy metals, which is poorly defined as it encompasses metals that are truly heavy and others (metalloids) that are less so.

[2] PFAS: Perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances

[3] During the Covid-19 pandemic (which began in 2019), caused by the SARS-CoV-2 coronavirus, measurements in the wastewater of large cities made it possible to track its progress.

[4] ADEME & APCA, 2005. Dérogations relatives à la réglementation sur l’épandage des boues de station d’épuration. Guide technique. . 147 pages. https://www.oieau.fr/eaudoc/system/files/documents/41/205253/205253_doc.pdf ; https://www.lot.gouv.fr/contenu/telechargement/13267/104377/file/a7_guide_ademe.pdf (in french)

[5] To obtain total concentrations, it is therefore necessary to use dissolution methods capable of dissolving silicates (hydrofluoric acid, alkaline fusion) or X-ray fluorescence.

[6] Baize D., 2002. Les épandages de boues d’épuration urbaines – Examen critique des valeurs limites “sols” de la réglementation française. pp. 137-154. In : “Les Éléments traces métalliques dans les sols – Approches fonctionnelles et spatiales” D. Baize and M. Tercé coord. INRA Éditions, Paris. 570 p (in french)

[7] Duigou N. and Baize D., 2010 Nouvelle collecte nationale d’analyses d’éléments en traces dans les sols (horizons de surface) – (Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb, Se, Zn). Rapport final. Contrat ADEME 0875C0036. 284 pages. (in french)

[8] Duigou N. and Baize D., 2011. Teneurs en éléments traces métalliques de l’horizon de surface des sols en France. Résultats d’une collecte nationale d’analyses – Constitution de la BDetm. 10èmes rencontres de la fertilisation raisonnée et de l’analyse, COMIFER-GEMAS, Reims, 2 p. https://comifer.asso.fr/wp-content/uploads/2015/04/duigou-comifer-2011_v7.pdf (in french)

[9] Tercé M., Morel J.L., Baize D., Bermond A., Bourgeois S., Cambier P., Gaultier J.-P., Lamy I., Mench M., Mocquot B. & Moisan H., 2002 – Approches agronomiques – Devenir du cadmium apporté par des épandages de boues urbaines en céréaliculture intensive. pp. 455-469. In : “Les Éléments traces métalliques dans les sols – Approches fonctionnelles et spatiales” D. Baize & M. Tercé coord. INRA Éditions, Paris. 570 p (in french)

[10] Gaultier et al., 2003 Gaultier J.P., Cambier P., Citeau L., Lamy I., vanOort F., Isambert M., Baize D. and Tercé M., 2003 – Devenir des éléments traces dans les sols du Vexin français soumis à des épandages de boues. In Tercé M. (Coord.), Agriculture et épandage de déchets urbains et agro-industriels. Les Dossiers de l’environnement de l’INRA No. 25, Paris, 154 p. pp. 63-73. https://www.researchgate.net/publication/228751710. (in french)

[11] Relatively thick soils showing clear textural differentiation resulting from vertical illuviation of clay particles.

[12] TAH: abbreviation for the French expression « Teneurs Agricoles Habituelles »

[13] Baize D., 2006 – Épandages de boues d’épuration urbaines sur des terres agricoles : impact sur la composition en cadmium des sols et des grains de céréales. 17^e Journées Information Eaux, APTEN, 26-28 septembre 2006, Poitiers. Tome 1, pp. 24-1 to 24-14. (in french)

[14] Baize D., Courbe C., Suc O., Schwartz C., Tercé M., Bispo A, Sterckeman T. and Ciesielski H., 2006 – Épandages de boues d’épurations urbaines sur des terres agricoles : impacts sur la composition en éléments en traces des sols et des grains de blé tendre.Le Courrier del’Environnement de l’INRA no. 53, pp. 35-61. https://hal.science/hal-01199208/file/C53Baize.pdf (in french)

[15] Baize D., 2009. Cadmium in soils and cereal grains after sewage sludge application on French soils. A review. Agronomy Sustainable Development, 29, pp. 175-184. https://hal.archives-ouvertes.fr/hal-00886468/document.

[16] Dosages were often added after so-called “partial” extractions on soil samples. Various reagents (such as EDTA or DTPA) were used, which were supposed to extract only the phytodisponible forms of heavy metals.

[17] Courbe C., Baize D., Sappin-Didier V. and Mench M., 2002. Impact de boues d’épuration anormalement riches en cadmium sur des sols agricoles en Limousin. In : Actes des 7^e JNES, octobre 2002 – Orléans. pp. 15-16. (in french)