决策单元-多点增量采样(DUMIS)在镍污染地块基坑清挖效果评估中的应用

决策单元-多点增量采样(DUMIS)在镍污染地块基坑清挖效果评估中的应用

决策单元多点增量抽样法（DUMIS）在镍污染土地基坑开挖效果评价中的应用

赵晓峰1,2，宋静2,3*，李娟1，唐炜2，龙健4，毛娟5,2，吕品杰2,3，潘云宇6

1.贵州师范大学地理与环境科学学院 2.中国科学院南京土壤研究所 3.中国科学院大学 4.贵州师范大学，贵州省山地环境信息系统与生态环境保护重点实验室，贵州贵阳 5.安徽师范大学生命科学学院 6.南京中和环宇环境科技有限公司

摘要：为评估现行采样方法在土体开挖效果评价中的不确定性，以某Ni污染地块土体开挖后遗留的基坑坑底为研究对象，分别采用现行采样方法和决策单元-多点增量采样法（DUMIS）采集基坑底部土体，分析土体中w（Ni）的变化情况，对DUMIS方法现场采样和室内制样的误差进行评估。结果表明：①现行采样方法下，7个坑底采样单元（每个采样单元9个点）土体w（Ni）的变异系数为71.7％，属于强烈变异；现场平行双样w（Ni）的相对偏差为42.6％，未满足平行双样最大允许误差要求； 所有样品w（Ni）均未超过土壤清理目标值（90.5 mg/kg），但部分采样单元土壤w（Ni）更接近清理目标值。②DUMIS方法下，现场采样及实验室制样过程中，将基坑底部划分为决策单元，均匀布置50个采样点，重复采样3次；实验室制样3次重复测定w（Ni）的相对标准偏差（RSD）分别为1.3%、1.5%和1.7%，现场采样3次重复测定w（Ni）的RSD为4.0%，数据准确性高；基坑底部土壤中w（Ni）的平均值为36.6 mg/kg，远低于土壤清理目标值。 研究表明,DUMIS方法样本代表性强、数据重复性好、决策可靠,适用于基坑开挖效果评价。

关键词：决策单元；多点增量采样；镍（Ni）；样品代表性；数据准确性

工业企业停产、搬迁、关闭等造成的土壤污染问题日益严重，若不全面有效地开展土壤污染调查，不提出有针对性的风险管控与修复措施，可能对人体健康和生态环境造成严重威胁[1-2]。土壤环境调查是获取土壤污染特征的最直接途径，采样调查结果的准确性直接影响污染风险评价结果的准确性和风险管控决策的合理性[3]。土壤环境调查包括现场土壤样品采集、实验室样品制备和实验室分析等工作。研究[4-6]表明，现场采样误差和实验室样品制备误差远大于实验室分析误差，例如，等[7]对土壤三硝基甲苯污染的调查结果表明，至少95%的变异性是由采样地点引起的，而实验室分析对变异性的贡献不超过5%。等[8]认为采样点引起的误差远大于样品制备和分析引起的总误差。 [9] 认为，当数据估计误差达到 50% 时，野外采样误差高达 1 000%，室内制样误差为 100% ～ 300%，而实验室分析误差仅为 2% ～ 20%，因此，科学合理的抽样设计对调查结果的准确性极为重要[10]。

传统土壤环境调查通常从每个采样单元中的一个离散点（）或少数几个点（3、5、9个点等）采集混合样品[11-12]。但由于点数少，样本量小，当采样单元内变异较大时，传统采样方法容易出现样品代表性差、平均值估计误差大的情况[13]。此外，我国现行的土壤采样指南，如HJ/T 166-2004《土壤环境监测技术规范》[14]，只强调实验室分析的质量控制，没有明确提出现场采样和实验室样品制备的质量控制要求和评价方法。

人类活动的强烈干扰通常导致工业企业地块土壤污染空间异质性较大[15-19]。等[20-21]的研究表明，土壤重金属污染物在小尺度上具有很强的异质性。因此，如何克服小尺度采样单元的空间异质性，采集代表性强、数据重现性好的土壤样品成为土壤环境调查和土壤修复效果评价中亟待解决的问题。近年来，欧美发达国家基于Gy的现代采样理论提出了决策单元-多点增量采样法（DUMIS）[22-24]。 该方法的核心是通过多点增量法(增量数为30～100个)和大样品(总质量2～3 kg)及合适的采样工具采集有代表性的样品,并选择至少10%的决策单元进行三次重复采样,以评估现场采样、室内样品制备和实验室分析全过程的数据质量,确保样品的代表性、数据的可重复性和结论的可靠性[25-26]。美国陆军工程兵团(US Army Corp of)、美国州际技术与监管委员会(ITRC)、阿拉斯加州、缅因州、密歇根州、爱达荷州、俄亥俄州、夏威夷州等州相继制定了相关技术导则,将该方法应用于土壤、沉积物等环境介质的调查中。美国环境保护署(US EPA)建议采用多点增量法进行二次

英国[27]和PCB[28]对污染场地进行了调查，丹麦也发布了关于增量采样方法的相关标准[29]。目前，我国相关研究才刚刚起步，亟待通过案例研究探索DUMIS技术在建设用地开挖影响评估中的应用前景。

本研究以江苏某镍污染地块开挖后遗留的基坑坑底为研究对象，采用现行采样方法与DUMIS方法进行现场采样，分析不同采样方法的数据质量及其对最终评价结果的影响，旨在进一步完善我国污染地块开挖效果评价的采样方法。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于江苏省某Ni污染地块，其未来土地利用类型为I类土地。污染土壤采用异位稳定化技术修复，需对污染区域土壤进行开挖。该地块前期土壤环境现状调查结果显示，该地块中超过GB 36600-2018《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》[30]一级建设用地土壤筛选值的污染物为Ni。根据该地块关注污染物风险评估计算结果，以10-6为可接受致癌风险水平，以1为可接受非致癌危害商，计算出该地块土壤中Ni的修复目标值为90.5 mg/kg。

1.2 样本采集与分析

1.2.1 现场土壤样品采集

现行采样方式：研究区坑底面积为2200 m2，根据《工业企业场地环境调查评价与修复指南（试行）》[31]中的相关要求，采样面积为1500~2500 m2时，需将采样区域划分为7个采样单元（记为S1~S7）。结合HJ 25.2-2019《建设用地土壤污染风险管控与修复监测技术指南》[32]中对混合样品数量的要求，在每个采样单元采集9个点混合的0~20 cm表层土壤样品（每个点采集土壤约250 g），形成约2.5 kg的土壤混合样品。 为评估现场采样误差，随机选取一个采样单元（S5），替换9个采样点采集现场平行样品（分别标记为S5-1和S5-2），土壤采样点布置如图1（a）所示。

DUMIS方法：将基坑底部划分为决策单元，由于整个决策单元内土体Ni分布的非均匀性未知，DUMIS方法建议采用50点增量式（）样本。多点增量样本以系统网格方式分布，从随机起点开始，以固定间距的网格形式采集。增量间距的计算方法[33]如公式（1）所示：

（1）

其中：L为相邻增量之间的距离，m；S为决策单元的面积，m2；n为增量的数量。

计算结果表明，该决策单元内的增量间距为6.6 m。采用T型土钻在每个增量点垂直采集0~20 cm表层土壤样品（约50 g），形成约2.5 kg的代表性样品。为评估现场采样误差，随机改变起始点位置，以同样方式再采集两次重复样品，三次重复采样示意图如图1(b)所示。综上所述，共获得现行采样方法下的8个9点混合样品（包括7个9点混合初始样品和1个S5采样单元9点混合现场平行样品）和DUMIS采样方法下的3个50点混合样品（包括1个50点混合初始样品和2个50点混合重复样品）。

1.2.2 实验室样品制备

注：黑色圆圈代表初始样品，灰色和白色圆圈代表现场重复样品。

图1 采样点示意图

图1

返回实验室后将现场采集的土样均匀铺成薄层并风干，待土样完全风干后除去石块及植物根部并通过2 mm（10目）尼龙筛研磨。

现行采样方法：将研磨至2 mm尼龙筛的土样均匀铺在搪瓷托盘上，沿对角线分成四份，选取两份顶角相对的部分，再次铺平再分成四份，直至剩余质量约10 g。

DUMIS取样法：将研磨至2 mm尼龙筛的土样均匀铺于搪瓷盘上，均匀分成50个方格，用塑料勺从每个方格中取约0.2 g土样，混匀后得到约10 g实验室土样。为验证DUMIS法实验室制样的误差，将剩余土样重新混匀，用相同方法再取2个实验室土样，得到3个重复实验室制样。

将精减至10 g的所有2 mm实验室土壤样品再次研磨并全部过0.147 mm（100目）尼龙筛，以测定土壤Ni含量。综上所述，采用9点混合取样和四分法共获得8份（每份10 g）0.147 mm（100目）土壤样品，采用DUMIS 50点取样和50点取样共获得9份（每份10 g）0.147 mm（100目）土壤样品。

1.2.3 实验室分析和质量控制

土壤样品中镍的前处理按照GB/T 17139-1997《土壤质量镍的测定火焰原子吸收分光光度法》[34]进行。称取0.500 0 g样品于聚四氟乙烯坩埚中，采用四酸消解法（盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸）消解样品，消解后用去离子水稀释至25 mL，静置测定。

采用现行进样法制备的样品和DUMIS法制备的样品在电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES，美国）上进行测试，为保证测试数据的准确度和精密度，分析过程中设置了空白样品、平行样品和标准样品进行数据质量控制，测试结果均在相关要求范围内。

1.3 DUMIS 方法的数据质量控制

DUMIS方法通过现场采样和实验室样品制备的3个重复样品的相对标准偏差（RSD）来评估现场采样和实验室样品制备的误差。夏威夷卫生部相关技术指南规定，当3个重复样品的RSD≤35%时，表明平均估计值具有良好的准确性，数据可以用于决策；当RSD为350%时，表明3个重复样品数据的准确性极差，原则上需要重新采样[33]。

2 结果与讨论 2.1 现行采样方法数据的统计分析

现行采样方式下，基坑底部表层土体w(Ni)的变化情况如图2所示。结果表明，7个采样单元内土体w(Ni)的变异系数为71.7%，w(Ni)的最大值(Max)和最小值(Min)分别出现在S4和S7采样单元，比值为8.8。本次试验现场平行双样w(Ni)的相对偏差为42.6%，未满足HJ/T 166-2004《土壤环境监测技术规范》中对平行双样测量值精度的允许误差要求[14]。 参考国内《工业企业场地环境调查评价与修复指南（试行）》[31]和HJ 25.5-2018《污染土地风险管控与土壤修复效果评价技术指南（试行）》[35]中土壤修复效果评价方法，当样品数量w（Ni）均未超过其清理目标值（90.5 mg/kg）时，但采样单元S4和S5-1土壤中w（Ni）更接近清理目标值。

图2 现行抽样方法下的抽样单元

土壤w(Ni)的变化

图2 各试验区土壤中Ni含量

下属单位

变异系数是衡量样品分散程度的指标，变异系数大于30%表示变异强烈，10%~30%之间表示变异中等，小于10%表示变异弱[36]。结合7个采样单元土壤w(Ni)的变异系数及Max/Min比值，可以推断基坑底部土壤w(Ni)存在小尺度的空间异质性。国外相关研究也发现土壤重金属在小尺度上也存在较大的空间异质性。张建军等[37]收集了数百个离散土壤样品，分别研究了废水排放导致的As污染土壤和焚烧灰混入导致的Pb污染土壤的样品内变异性(Intra-)和样品间变异性(Inter-)。研究发现，现场将土壤样品分成多个子样时以及在1 m2范围内采集的样品之间存在一定的随机性。 这种分布随机性与污染原因密切相关，废水排放造成的砷污染土壤小尺度空间异质性相对较低，而焚烧灰混入造成的铅污染土壤小尺度空间异质性则相对较低。Einax等[38]在1 m2采样单元内均匀采集25个离散样品，研究了土壤金属污染物的空间异质性。结果表明，所有分析金属元素（包括砷、铬、铅、锰、锌、铁、钾、钙、钠、镉、镍、铜、硒）平行样的RSD为11.4%～51.2%，且Max/Min比值较大（如w（Ni）的Max/Min比值为4.6）。张建军等[39-40]在某受Pb和Sb污染的军事基地采集了30个离散样品，研究表明离散样品之间存在较大差异。 Pb和Sb含量的Max/Min比值分别为1 800和2 307，RSD分别为285%和427%。离散采样方法不足以为采样区域提供具有代表性和可重复性的平均估计值。Hyde等[41]的研究表明，在一个长度约1.5 m的纵向土芯中采集的30个离散土壤样品也存在分布不均匀的情况，没有单个离散样品可以代表一个土芯的平均污染浓度。

从图2中可以看出，该研究在S5取样单元采集了现场平行样品，分析结果显示，两次数据的重现性较差，S5-1取样单元土样w（Ni）（82 mg/kg）接近清洁目标值（90.5 mg/kg），S5-2土样w（Ni）（33 mg/kg）则远低于清洁目标值。该现象是由于土壤污染物小尺度异质性造成的，导致子样数量较少（9点混合）的土壤样品不能真实反映S5取样单元土壤w（Ni）的平均水平。由于坑底其他取样单元未采集现场平行样品，其内部异质性情况不明，因此很难准确判断其他取样单元土壤w（Ni）是否超过清洁目标值。张建军等[42]选取了1处受弹药残留物污染的军事训练场地。 在m2大小的采样单元中采集100个离散样品，采用数学模拟采样方法研究不同混合样品数量对采样单元内目标污染物估算平均浓度的影响。结果表明，从5点混合到50点混合，随着混合样品数量的增量增加，目标污染物浓度范围逐渐缩小​​并呈高斯分布。研究还采集了离散样品的现场平行样本，发现即使在1 m2的网格内，现场平行样品之间的一致性较差。综上所述，土壤污染物的小尺度空间异质性会因点数较少而导致土壤样品的代表性较差，当检测的浓度值接近评价标准时，很难准确判断样品是否超标。

2.2 DUMIS 数据的统计分析

DUMIS现场采样与实验室制样误差见表1。每个现场土壤样品在实验室内重复采样3次，检测分析得到的土壤中w（Ni）平均值分别为36.9、35.0、37.9 mg/kg，RSD分别为1.3%、1.5%、1.7%，说明实验室制样3次重复数据收敛性好，精密度较好。现场采集的3个重复土壤样品中w（Ni）的RSD为4.0%，数据质量良好。土壤w（Ni）平均值为36.6 mg/kg，远低于清洁目标值（90.5 mg/kg）。

表1 DUMIS样本统计结果

DUMIS 表 1

DUMIS方法在决策单元中随机分布50个样本，采集2.5 kg代表性样品，在现场采样和室内制样阶段进行3次重复测定。结果表明，室内制样3次重复样品和现场采样3次重复样品的RSD均值较低，基坑底部土体中w（Ni）的平均值为36.6 mg/kg，表明坑底清理合格。

通过对比两种采样方法可以发现，基坑土体w(Ni)具有较大的空间异质性，现行采样方法的采样误差较大。多点增量采样法点数多，分布均匀、广泛，样本能更好地反映决策单元土壤w(Ni)的平均水平，数据收敛性好，可信度较高[43]。国外相关研究也表明，DUMIS方法采集的样本比传统点采样法采集的样本更具有代表性，例如[37]验证了土壤污染物存在小尺度异质性，离散采样的不确定性较大，采用多点增量采样法采集土壤样品，结果显示污染物As 3次重复样品的RSD仅为6.5%，表明数据重现性好，数据质量高； 污染物Pb的3次重复样品的RSD为20%，仍低于目标值35%，平均估计值的准确度较好。根据等[39-40]的多点增量采样结果，Pb和Sb的重复样品RSD（分别为19%和18%）均小于35%，表明多点增量采样比离散采样具有更高的准确度，可以提供区域内目标污染物更可靠的估计值。综上所述，多点增量采样方法可以显著降低采样区域内目标污染物平均估计值的不确定性，提高样品的数据质量[44]。

2.3 DUMIS 方法的局限性

与目前的采样方法相比，DUMIS法有其独特的优势。例如，该方法通过对现场采样、室内样品制备和实验室分析全过程的质量控制，保证样品的代表性、数据的重现性和结论的可靠性，从而得到采样区域目标污染物平均浓度的最佳估计值。但该方法也存在一定的局限性，DUMIS法在现场采样和室内样品制备方面工作量较大，耗时较长。另外，当需要进行原位分层采样时，由于钻井成本的增加，DUMIS法的采样成本较高且耗时较长[45]。因此，在实际采样工作中，需要根据具体情况分析判断使用DUMIS法的必要性。

3 结论

a)研究区基坑底部土体w(Ni)在小尺度上具有较强的空间异质性，现行采样方法采集的现场平行双样不符合HJ/T 166-2004《土壤环境监测技术规范》规定的平行双样值精度的允许误差要求，难以判断基坑开挖是否合格。

b) 现场采样及室内制样误差评估结果表明，50点DUMIS通过合理的采样设计减小了总误差，获得了具有代表性的土样，保证了数据的可重复性。可以认为基坑底部土体w(Ni)远低于清理目标值，结论可信度较高。

c) 在土壤开挖效果评估中，当先验知识或前期采样结果表明研究区域土壤污染物异质性较强，或研究者对数据准确性要求较高时，可以通过将决策单元划分得更小、增加增量个数或增加样本量等方式，提高DUMIS样本的代表性、数据的可重复性和结论的可靠性。环境科学研究

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