发酵床养猪最早由日本发展而来，该系统利用坑道，以木屑作为垫料，上面加盖聚氯乙烯塑料布而成。后经多次改造优化，现在发酵床的垫料主要由锯木屑、稻壳、菌糠和酒糟等材料与一定的有益微生物菌种配比混合而成，不但有利于猪的生长，而且富含氮、磷、钾以及有机质等大量营养元素，清理之后仍可作为有机肥施于农田。同时，由于发酵床养猪具有低排放和低污染的优良特性，越来越受到人们的重视。养猪过程中因猪的采食和排便等原因，会使饲料中的添加剂( 如 Zn、Cu 和As) 滞留在垫料中，进而通过渗漏作用沉积到垫料下的表层( 0 ～ 20 cm) 土壤中。王福山等初步调查了饲料与垫料中重金属 Cu 和 Zn 含量，结果表明，随着垫料使用时间的延长，垫料重金属含量有较明显的累积趋势，累积量受饲料中重金属含量的影响。张霞等测定了不同使用年限的发酵床养猪垫料中重金属含量，结果表明，使用 7 a 的垫料中Cu 含量 ( 74. 66 mg · kg－1) 高于使用 2 a 的垫料( 51. 76 mg·kg－1) 。
部分学者从重金属来源角度研究了畜禽饲料和粪便中重金属对环境的影响。任顺荣等研究不同施肥处理耕层土壤 Cu 含量，除不施肥和单施 N肥处理表现为减少外，其余处理都呈增加趋势，其中以施 N 肥+粪便有机肥处理为最高，此结果与粪肥成分复杂及畜禽养殖饲料添加剂的使用造成畜禽排泄物重金属含量高有直接关系。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评价角度评估了土壤重金属的环境质量状况。
如钟晓兰等以江苏太仓为例，研究了长江三角洲地区的土壤重金属污染特征，其中养殖区 Cu 的潜在生态危害系数仅为 8. 24，远小于轻微生态危害临界值( 40) 。另有学者分别从土壤重金属污染的“源”与“汇”、污染评价方法和空间分布特征等方面进行了研究。
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 Cu 累积情况进行描述和研究，然而不同材料的发酵床养殖用垫料及发酵床下部土壤 Cu 累积状况与生态风险评价尚鲜有报道。笔者以猪舍发酵床为例，以物质流分析方法研究不同材料发酵床垫料中 Cu 的累积变化，并对这些材料及该区域表层土壤 Cu 累积的潜在生态风险进行评价，探究最适宜作为垫料的材料。
1 材料与方法
1. 1 试验设计
通过前期试验，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: w 分别为 40%和 60% 的稻壳+菌糠( FJ) 、稻壳+锯木屑( FD) 和稻壳+酒糟( FW) 。每个猪栏面积为37 m2，存栏仔猪 15 头，FJ、FD 和 FW 发酵床处理仔猪初始体质量分别为 ( 28. 75 ± 1. 21) 、( 28. 09 ±2. 01) 和( 27. 91 ± 1. 49) kg，每天消耗饲料量为 25kg。由于物料的孔隙度、比重及容重不尽相同，为使发酵床床体厚度达到50 cm，FJ、FD 和 FW 发酵床投入的垫料总量分别为 11 800、6 000 和 9 700 kg。
1. 2 样品采集与分析
整个饲养周期为150 d，分别在养猪前和结束后采集样品。鉴于猪的生活习性，每个栏区划分为饮水区、重排便区、轻排便区和活动区 4 个采样区，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 和＞20 ～50 cm) ，每个样品至少 3 个重复，每个重复的样品留取 1/2 制成混合样。所有样品均风干后过 15 mm 孔径筛备用。
样品分析参照 NY/T 1613—2008《土壤质量 重金属测定 王水回流消解原子吸收法》，采用三酸( HCl－HNO3－HClO4) 法消解样品，采用原子发射光谱仪( ICP) 测定样品中 Cu 全量; 有效态 Cu 用 0. 1mol·L－1HCl 浸提，用电感耦合等离子光谱发生仪( ICP) 测定其含量。数据分析采用 SPSS 17. 0 和Excel 软件。
1. 3 分析与评价方法
应用物质流分析方法能够较全面地反映一种或几种重金属含量在发酵床养殖过程中各个阶段的变化。物质流总量遵循质量守恒定律，其公式为物质输入量=物质输出量+库存净增量。
采用瑞典科学家 Hakanson 提出的潜在生态危害指数法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【1-2】
式( 1) ～ ( 2) 中，Eir为重金属 i 的潜在生态危害系数; Tir为重金属 i 的毒性响应系数，反映重金属毒性水平及土壤对重金属污染的敏感程度，据 Hakanson的元素丰度原则与元素释放度原则对重金属毒性响应系数进行标准化处理，Cu 的毒性响应系数取值5; Cif为重金属 i 的污染系数; Ci表层为表层土壤中重金属 i 的含量 实 测 值，mg · kg－1; Cin为 参 比值，mg·kg－1，采用六合当地实测背景值。重金属潜在生态危害系数分级标准列于表 1。【表1】
2 结果与分析
2. 1 养殖后发酵床垫料及表层土壤重金属 Cu 的累积特征
通过垫料剖面分层取样，分别测定垫料中 Cu全量和有效态 Cu 含量，结果见图 1。由图 1 可见，随着垫料层次的加深，3 种垫料中 Cu 全量和有效态Cu 含量均呈减少趋势，该结果与文献［7］中土壤 Cu含量的垂直分布规律相同。随深度增加，FJ 与 FW垫料中 Cu 含量下降幅度较大，表明这 2 种垫料中Cu 主要分布在 0 ～ 20 cm 表层。【图1】
通过对比分析，研究不同材料组合的发酵床对Cu 的吸纳能力。由表 2 可知，养殖结束后垫料中Cu 的总累积量显着高于垫料背景值( P ＜0. 05) ，而不同材料组合的垫料中 Cu 的累积量差异也达显着水平( P＜0. 05) 。【表2】
3 种垫料中 Cu 累积量以 FJ 为最高，达 183. 86g。从增量来看，FD 中 Cu 增量为 76. 18 g，显着低于FJ 与 FW( P ＜0. 05) 。然而，从超背景值比例来看，FJ 中 Cu 全量超背景值比例为 189% ，显着低于 FD和 FW( P＜0. 05) 。初步表明以 FD 和 FW 为材料的发酵床垫料对 Cu 的吸纳量可能较大。
由于淋溶作用，发酵床垫料中 Cu 会渗漏到床下表层土壤中累积，0 ～ 20 cm 土壤中 Cu 含量见表3。由表 3 可知，与土壤背景值相比，养殖后发酵床下部表层土壤中 Cu 的累积总量也具有明显差异。
下部表层土壤中 Cu 增量以 FJ 为最大，为 9. 55 g，其次是 FD( 6. 54 g) ，FW 最小。从超背景值比例来看，FJ 显着高于 FD 和 FW( P＜0. 05) ，表明养殖过程中该种组合垫料渗漏到土壤中的 Cu 较多。因此，结合表 2 与表 3 可以得出，在这 3 种材料组合的发酵床中，就其对重金属 Cu 的滞留效果而言，FW 对Cu 的吸纳能力较强。从物质流分析的角度出发，设定系统边界为 1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 Cu 的主要来源是饲料添加剂，而垫料中 Cu 的输入来源主要为猪粪尿的排放，因此该部分 Cu 的总增量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。根据物质流守恒定律得到该系统的物质流公式: 物质总输入 ( 养猪前垫料 Cu全量+粪便输入 Cu 量) = 养猪后垫料 Cu 库存量+土壤 Cu 输出量( 表4) 。养殖后，由于重金属的累积效应，垫料中 Cu 的总库存量远大于总输出量，发酵床垫料 FJ、FD 和 FW 中 Cu 的总库存量分别是总输出量的 19. 23、23. 60 和 46. 96 倍，再次表明只有很少一部分 Cu 经渗漏作用沉积到表层土壤中，95% ～98% 的 Cu 滞留在垫料中，其中 FW 对 Cu 的吸纳效果最明显。【表3-4】
2. 2 养殖后发酵床垫料及表层土壤有效态 Cu 的累积特征
土壤中有效态 Cu 易于转化和迁移，其含量受人类生产活动和土壤条件等因子的制约。有效态Cu 易被农作物吸收而进入食物链，对环境和人畜造成危害，同时有效态重金属含量能提供重金属移动性和生物有效性信息，因此了解有效态 Cu 含量及其占全量的比例，即生物有效性( 表 5) ，对于更深入地了解土壤 Cu 污染非常重要。表 5 表明，3 种垫料组合比较而言，FJ 中有效态Cu 含量最高，为 6. 85 mg·kg－1，其次是 FW，FD 最低。FJ、FD 和 FW 这 3 种垫料中 Cu 的生物有效性分别为 30. 10%、32. 35%和 32. 41%，虽然 3 种垫料间差异未达显着水平，但其生物有效性均较高，表明这 3 种垫料作为有机肥料施用于农田后，其中的Cu 均 较 容 易 在 土 壤 中 迁 移 或 者 被 农 作 物吸收。【表5】
与之不同的是，在发酵床下部表层土壤中，FJ下部土壤中 Cu 生物有效性显着高于另外 2 种垫料，达 16. 86%( P＜0. 05) 。由此可得出，3 种组合的发酵床垫料比较而言，从 FJ 垫料渗漏到表层土壤中的 Cu 全量最多( 9. 56 g) ，有效态 Cu 含量与活性也较大。影响有效态重金属含量的因素很多，有研究表明，土壤中 Cu 全量与有效态 Cu 含量呈正相关，因此有效态 Cu 含量高低明显受 Cu 全量的影响。
有效态重金属活性不仅与土壤重金属全量有关，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、有机质含量和铁锰化物含量等。发酵床系统是一个复杂的微生物微生态系统，不同微生物群落对重金属 Cu 的活化、络合及钝化作用不同，因此这 3 种组合的垫料对 Cu 活性的影响还需进一步深入研究。
2. 3 发酵床垫料及表层土壤中 Cu 的潜在生态危害评价
由表 6 可知，经过 1 个养殖周期，垫料 FD 与FW 中 Cu 的潜在生态危害系数 Eir值分别为 9. 89和 10. 11，显着大于 FJ( P＜0. 05) ; 而在发酵床下的表层土壤中，则表现为 FJ 显着大于 FD 和 FW( P＜0. 05) 。然而无论是发酵床垫料还是发酵床下部的表层土壤中，Cu 的潜在生态风险系数均远小于轻微生态危害的临界值( 40) ，即在 1 个养殖周期内 Cu 的累积不会对当地土壤造成生态危害。就 3 种发酵床垫料比较而言，FD 对 Cu 的吸纳能力居中，渗漏到土壤中的 Cu 量及 Eir也居中，而 Cu 生物有效性却最低，因此从减少 Cu 污染的角度出发，该垫料优于FJ 与 FW。据此初步推算，若每个发酵床 1 a 养殖 2个批次的猪，发酵床垫料经过近 2 a 的 Cu 累积会达到轻微生态危害，而下部表层土壤经过约 3 a 的 Cu累积会达到轻微生态危害。为控制 Cu 污染，建议发酵床的使用年限为 3 a。【表6】
3 结论
( 1) 对猪舍发酵床垫料和表层土壤中重金属 Cu的累积进行了物质流分析，结果表明，3 种发酵床垫料中，Cu 全量与有效态 Cu 含量均随着垫料层次的加深而递减。少量 Cu 经淋溶作用渗漏到发酵床下部表层土壤中，大部分 Cu 滞留在垫料层中。结合垫料 Cu 库存量与土壤渗漏量而言，垫料 FW 对 Cu的吸纳能力较强。
( 2) 不同垫料组合对垫料中 Cu 活性的影响差异不显着; 但在发酵床下部表层土壤中，FJ 中 Cu 生物有效性达 16. 86%，显着高于另外 2 种垫料( P＜0. 05) 。
( 3) 1 个养殖周期( 150 d) 结束后，FJ、FD 和 FW垫料中累积的经由猪粪便输入的 Cu 量分别为96. 10、87. 72 和 85. 58 g。95% ～ 98% 的 Cu 滞留在垫料中，剩余部分则渗漏到表层土壤中。经过 1 个养殖周期后，垫料与土壤中 Cu 的潜在生态危害系数均小于轻微生态危害的临界值，表明垫料与表层土壤中累积的 Cu 不会造成生态危害。为控制 Cu污染，建议发酵床的使用年限为 3 a。
参考文献:
［1］ GADD J． Tunnel Housing for Pigs［C］∥Livestock EnvironmentIV． Michigan，USA: American Society of Agricultural Engineers，1993: 1040－1048．
［2］ 崔艳霞，潘晓亮，徐亚楠． 发酵床养猪的研究现况与展望［J］．中国畜牧兽医，2011，38( 6) : 211－214．
［3］ 郭彤，马建民，赵曾元，等． 不同使用时间和深度的发酵床垫料成分及重金属沉积规律的研究［J］． 中国畜牧杂志，2013，49( 10) : 51－55．
［4］ 王福山，周斌，汪开英，等． 发酵床养猪垫料中重金属累积初探［C］∥畜牧业环境、生态、安全生产与管理: 2010 年家畜环境与生态 学 术 研 讨 会 论 文 集． 杨 凌: 西 北 农 林 科 技 大 学，2010: 432－434．
［5］ 张霞，顾洪如，杨杰，等． 猪发酵床垫料中氮、磷、重金属元素含量［J］． 江苏农业学报，2011，27( 6) : 1414－1415．
［6］ 任顺荣，邵玉翠，高宝岩，等． 长期定位施肥对土壤重金属含量的影响［J］． 水土保持学报，2005，19( 4) : 96－99．
［7］ 钟晓兰，周生路，赵其国． 长江三角洲地区土壤重金属污染特征及潜在生态风险评价: 以江苏太仓市为例［J］． 地理科学，2007，27( 3) : 395－400．
