日本是最早从事猪发酵床养殖技术研究的，他们于1970年建立了第一个发酵床系统。该系统利用坑道以木屑作垫料，上面加盖聚氯乙烯塑料布而成^[1]。目前，发酵床养猪舍的垫料主要由锯木屑、稻壳、菌糠、酒糟等材料配比一定的有益微生物菌种混合而成，因而富含氮、磷、钾以及有机质等大量的营养元素，清理之后仍可作为有机肥施于农田，而且由于发酵床养猪具有低排放、低污染的优良特性，越来越受到人们的重视^[2]。然而养猪过程中因猪的采食、排便等原因不可避免地会使饲料中添加的重金属（主要是Zn、Cu、As）滞留在垫料中^[3]，进而通过渗漏作用沉积到垫料下的表层土壤中（0~20 cm）。众所周知，土壤既是自然环境的构成要素，又是农业生产最重要的自然资源。因此垫料中留存的重金属含量的多少会对其后续作为有机肥施用于农田产生一定的影响，进而影响农产品的质量安全。

目前，土壤重金属污染作为土壤环境健康质量恶化重要标志之一，受到国内外学者的普遍关注。部分学者从重金属来源的角度研究了畜禽饲料和粪便中重金属Zn 对环境的影响。有人通过长期施用高Zn猪粪（以施用量最低10 g·盆^-1 计），根据土壤pH 值的不同，则土壤中Zn 含量在12耀28 年间可能超过国家土壤环境质量标准的二级标准，且pH 值愈低，情况愈严重^[4]。另有学者通过对长期施用规模养殖场猪粪和未施猪粪土壤的调查，发现施猪粪土壤及蔬菜中Zn 含量均显著高于对照组。土壤中Zn含量最高为对照组的5 倍，蔬菜中Zn 含量最高为对照组的4 倍；施猪粪土壤中Zn 超标最高达52.05%；施猪粪蔬菜Zn 超标最高达117% ^[5]。还有学者为了系统评价猪饲料中高剂量的Zn 对环境的影响，在猪饲料中添加了不同量的高锌，发现其对水体、土壤及农作物造成了不同程度的污染，并认为减少污染最根本的办法是制定相关限量使用标准，降低饲料中铜锌的添加量，并根据不同的土壤类型合理施用含高铜高锌猪粪有机肥^[6]。另外，针对重金属的土壤环境污染问题，也有学者从潜在生态风险及评价的角度评估土壤重金属的环境质量状况。有人结合多年工作经验，综述了近年来国内外有关重金属污染土壤修复技术的研究进展；同时对国内外典型的重金属污染土壤修复工程实践进行了介绍，以期为重金属污染土壤的修复提供借鉴和参考^[7]。另有国外学者分别从土壤重金属污染的污染评价方法^{[8, 9]}、空间分布特征^[10]等方面进行了研究。

以上研究分别从宏观和微观角度切入，对一个地区或区域内的重金属Zn 累积情况进行描述和研究；为畜禽养殖中重金属Zn 累积和污染评估提供了多种思路。然而不同材料的发酵床养殖用垫料及发酵床下部土壤重金属Zn 累积状况与生态风险评价鲜有报道。本文以猪舍发酵床为例，以物质流分析的方法研究了不同材料的发酵床垫料中重金属Zn 累积变化，并对这些材料及该区域表层土壤Zn累积的潜在生态风险作出评价，以评估Zn 量控制方面最适宜做垫料的材料。 1 材料与方法 1.1 试验设计

通过前期试验，试验区以节约经济成本和适宜生猪生长发育为前提研究确定了3 种较好的垫料材料：40%稻壳+60%菌糠（FJ）、40%稻壳+60%锯木屑（FD）、40%稻壳+60%酒糟（FW）。每个猪栏面积为37 m²，存栏仔猪15头，仔猪初始体重分别为FJ：28.75±1.21 kg、FD：28.09±2.01 kg、FW：27.91±1.49 kg，每日消耗饲料量为25 kg。由于物料的孔隙度、比重及容重不尽相同，为了使发酵床床体厚度达到50 cm，3 种发酵床投入的垫料总量分别为FJ：11 800 kg、FD：6 000 kg、FW：9 700 kg。 1.2 样品采集与分析

鉴于猪的生活习性，每个栏区划分4 个采样区：饮水区、重排便区、轻排便区、活动区（采用多点测量并通过不规则多边形计算确定各个区域的面积）；按照垫料层厚度，每个小区域分层取样（0~20、20~50cm），每个样品至少3 个重复，每个重复的样品留取二分之一制成混合样。所有样品均风干后过100目筛备用。

样品分析按照中华人民共和国农业部发布的NY/T 1613—2008 行业标准采用三酸（HCl-HNO₃-HClO₄）法消解样品，上ICP 测定样品中的全量Zn；有效态Zn 用0.1 mol·L^-1的HCl 浸提^[11]，用ICP 测定含量。采用Excel 软件进行图表和表格制作并进行标准偏差分析；采用SPSSV17.0和软件对重金属Zn 的增量、超背景值比率、有效态活性及污染系数等数据进行单因素方差分析。 1.3 分析评价方法

应用物质流分析的方法，能够较全面地反映一种或几种重金属在发酵床养殖过程中各个阶段的含量的变化^{[12, 13]}。物质流总量遵循质量守恒定律，其公式为：物质的输入量（Inputs）=物质的输出量（Outputs）+库存净增量（NAS）^{[14, 15, 16]}。

本文采用瑞典科学家Hakanson 提出的潜在生态危害指数法^[17]分析和评价垫料及表层土壤重金属的潜在生态风险。该法是Hakanson 根据重金属性质及环境行为特点，从沉积学角度提出来的对土壤或沉积物中重金属污染进行评价的方法。具体公式为：

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表 1 E_rⁱ的分级标准 Table 1 Grade standard of E_rⁱ

表选项

通过垫料剖面分层取样，分别测定了垫料中Zn的全量和有效态含量。随着垫料层次的加深，3 种垫料中全量Zn 含量逐次递减，FJ 与FW 下降程度比较高；同样3种垫料的有效态Zn 含量也随着垫料层次的加深逐渐减少，但下降程度均不太明显。由此推断，全量Zn 在FJ 与FW 2种垫料中主要分布在0~20 cm的表层，而有效态分布较均匀（图 1）。综合而言，3 种垫料中大部分的Zn 会滞留在垫料中，此结果与土壤中重金属Zn 的层次分布规律相同^[18]。

图 1 垫料不同剖面层次Zn 分布特征 Figure 1 Litter profile distribution characteristics of Zn in different levels

图选项

通过对比分析，研究不同组合的发酵床对Zn 的吸纳能力。由表 2 可知，养殖结束后垫料中Zn的总累积量显著高于垫料背景值，而不同的垫料配比其Zn的累积量也不同。FJ（40%稻壳+60%菌糠）配比的垫料Zn 增量为136.06 g，显著高于FD 与FW 配比的发酵床；然而从平均总量超背景值倍数来看，FD（40%稻壳+60%锯木屑）配比的垫料其Zn 的超背景值倍数为1.96，显著高于FJ的1.74 与FW的1.86。3 种发酵床重金属Zn 的超背景值倍数大小顺序为FD>FW>FJ，从而表明他们对Zn 的吸纳能力高低顺序为FD>FW>FJ。

表 2 养殖前后3 种发酵床垫料Zn 全量变化 Table 2 Total content changes of Zn in three litters before and after breeding

表选项

由于淋溶作用，发酵床垫料中的重金属会渗漏到床下表层土壤中进行累积，对这部分土壤（0~20 cm）的Zn 含量进行测定分析后，从表 3得知养殖后发酵床下部表层土壤中Zn 的累积总量高于土壤背景值。然而，3 种发酵床垫料的增量分别为FJ：5.83 g、FD：6.87 g、FW：6.19 g，统计学分析显示，3种发酵床增量并没有显著性差异。同样，从超背景值倍数来看，3 种发酵床超背景值倍数分别为1.07、1.08、1.09，也不具备显著性差异。结合表 2与表 3的情况，FD 类型的垫料其Zn 的超背景值倍数最高而渗漏到土壤中的Zn量与其他2 种垫料相比并具备明显差异，因此可以初步得出结论，在这3 种组合的发酵床中，就其对重金属Zn 的吸纳效果而言，FD 组合的发酵床垫料对重金属Zn 的吸纳能力较强。

表 3 养殖前后3 种发酵床底层土壤Zn 全量变化 Table 3 Total content changes of heavy metals in topsoil before and after breeding

表选项

从物质流分析的角度出发，我们设系统边界为一个养殖周期，即5 个月，研究对象为整个发酵床垫料层，同时暂不考虑其他隐藏流。由于Zn的主要来源是饲料添加剂，而垫料中Zn 的输入来源主要为猪粪尿的排放，因此该部分Zn 的总增量即可视为系统总输入的一部分，而渗漏到表层土壤中的增量则视为系统的总输出。根据物质守恒定律，得到该系统物质流公式：物质总输入（养猪前垫料Zn 全量+粪便输入Zn量）=养猪后垫料Zn 库存量+土壤Zn 输出量（表 4）。因此表 4 清晰地表明，养殖过后，由于重金属的累积效应，垫料中Zn 的总库存量远远大于总输出量，3 种发酵床垫料中Zn 的总库存量分别是总输出量的55.07 倍（FJ）、36.34 倍（FD）和43.36 倍（FW），再次表明重金属Zn 只有很少一部分经渗漏作用沉积到表层土壤中，大部分滞留在垫料中。

表 4 发酵床垫料重金属Zn 的物质流分析 Table 4 Material flow analysis on Zn accumulations of fermentation litters

表选项

土壤中全量重金属Zn 形态稳定，不易变化，然而有效态重金属Zn 却易于转化和迁移，其数量受人类生产活动和土壤条件因子等的制约。同时有效态Zn易被农作物吸收而进入食物链，对环境和人畜造成危害。因此，了解重金属Zn 有效态的含量及其所占全量的比率（表 5），对于更深层次地了解土壤重金属Zn污染非常重要。

表 5 发酵床垫料及表层土壤中Zn 有效态含量 Table 5 Available contents of Zn in three fermentation beds and topsoil

表选项

表 5 表明在垫料组合中，FD 中Zn 的有效态所占比例最高，为25.01%（P<0.05），其活性显著高于FJ与FW 组合的发酵床，这可能与FD 中Zn 的超背景值倍数高有关，同时也说明该种垫料作为有机肥料施用于农田后，重金属Zn 有可能更容易在土壤中迁移或者被农作物吸收，其次分别是FJ与FW。然而在表层土壤中，有效态Zn的活性大小并不具备显著性差异，推测可能的原因是由垫料渗漏到表层土壤中的全量Zn 无论是增量还是超背景值倍数均不具备显著性差异。

影响重金属有效态含量高低的因素有很多，有研究表明，土壤中全量Zn 与有效态Zn含量呈正相关关系^[18]。在发酵床下部表层土壤中，3 种土壤的有效态Zn 所占比率高低没有明显差异，也就是Zn 活性不具备明显差异，究其原因，可能是因为从垫料渗漏到表层土壤中的Zn全量没有明显差异；然而3 种土壤中有效态Zn 活性均接近20%，即均具有较强的迁移性。然而影响有效态Zn活性大小的因素，不仅与土壤重金属Zn 全量有关，而且受元素赋存形态和土壤物理化学性质的制约，如土壤pH 值、有机质含量、铁锰化物等^{[19, 20]}；而发酵床系统又是一个复杂的微生物微生态系统，不同的微生物群落对重金属Zn 的活化、络合及钝化作用不同，因此这3 种组合的垫料对Zn 活性大小的影响还需进一步深入研究。 2.3 发酵床垫料及表层土壤重金属Zn污染评价及潜在的生态危害

由于发酵床垫料能作为有机肥施用于农田，因此垫料还田后其所含重金属Zn的量对土壤的污染评价及潜在的生态危害就显得极为重要；而发酵床下部表层土壤由于长期渗漏作用也会累积重金属Zn，因此这部分区域的表层土壤其重金属Zn污染和潜在的生态危害也是我们关注的重点。

通过公式（1）可以得到重金属Zn的E_rⁱ值。由表 6可知，经过一个养殖周期，3 种垫料其潜在生态危害系数，即E_rⁱ值分别为1.74、1.96、1.86，具备显著性差异，且危害性高低为FD>FW>FJ；而在土壤中则没有显著性差异。然而无论是发酵床垫料还是床下部表层土壤，Zn 的潜在生态风险均远远小于轻微生态危害的临界值（E_rⁱ≤40），即在一个养殖周期内，Zn 的累积不会对当地土壤造成生态危害。据此初步推算，若每个发酵床一年养殖2 批次的猪，发酵床垫料与其下部表层土壤则会经过一个相对较长的时间Zn的累积才会达到轻微生态危害临界值（约为10 年）。在实际养猪过程中，会通过不断地补充垫料来维持发酵床的体系的运转，垫料中的有机营养也会不断得到补充，因此若只考虑Zn累积的话，建议发酵床可以一直使用以节约成本。

表 6 垫料及表层土壤Zn污染潜在生态危害评价结果 Table 6 Assessment results of Zn potential ecological risk in litters and topsoil

表选项

（1）经过一个养猪周期（150 d），所选取的3 种发酵床垫料其全量与有效态Zn含量均随着垫料层次的加深而逐层递减。虽有少量Zn 经由淋溶作用渗漏到床下部的表层土壤中，然而97%~98%的Zn 都累积在垫料层中。垫料种类不同，对Zn的累积效用具有一定的影响，其中FD 对重金属Zn 的吸纳能力较强。

（2）不同垫料也会对有效态Zn 活性大小产生一定的影响。FD 中Zn的有效态所占比例最高，活性显著高于FJ 与FW。而表层土壤中，3 种土壤的有效态Zn 活性大小不具备显著性差异。活化重金属对土壤和农作物潜在危害较大，但影响有效态Zn活性的因素众多，这3 种垫料哪一种更利于Zn 的络合与钝化，还需深入研究。

（3）一个养殖周期结束后，垫料与土壤中Zn 的污染与生态危害均小于轻微生态危害的临界值（污染系数E_rⁱ≤40），此阶段垫料与表层土壤中累积的Zn 不会对该区域造成生态危害。就发酵床垫料组合来说，本文所选取的3 种垫料中，Zn 在FJ 其潜在生态风险最小，从控制Zn 污染角度出发，FJ 垫料优于FD 垫料与FW 垫料。