決策單元-多點增量采樣法在重金屬污染農田土壤-作物協同監測中的應用

毛娟，黃永杰，宋靜，趙曉峰，唐偉

（1.安徽師范大學生態與環境學院，安徽 蕪湖 241000；2.生物環境與生態安全安徽省高校省級重點實驗室，安徽 蕪湖 241000；3.貴州師范大學地理與環境科學學院，貴陽 550001; 4.中國科學院南京土壤研究所，南京 210008；5.中國科學院大學，北京100049）

重金屬是一類對環境及人類極易產生危害的污染物，由于工業廢棄物排放、農業生產活動等原因進入農田土壤中的重金屬逐漸累積，并通過食用農產品進入人類食物鏈，從而危害人體健康[1-3]。

《農用地土壤環境質量類別劃分技術指南（試行）》（環辦土壤[2017]第97 號）要求根據土壤及農產品中污染物的含量劃定耕地土壤環境質量類別。土壤及農作物采樣分析是獲取污染物含量最直接的方式，我國現行的與土壤、農作物采樣相關的技術規范主要有：《土壤環境監測技術規范》（HJ/T 166—2004）、《農、畜、水產品污染監測技術規范》（NY/T 398—2000）和《農用地土壤環境質量監測技術規范》（NY/T 395—2012）等。HJ/T 166—2004 要求，根據農田土壤接納污染物途徑劃分不同的監測單元，每個單元設3～7 個采樣區，每個采樣區采集5～20 個分點，組成土壤混合樣。NY/T 395—2012 要求，每個監測單元的布點數量要根據調查目的、調查精度和調查區域環境狀況等因素確定，每個土壤單元至少有3 個采樣點組成，每個采樣點的樣品為農田土壤混合樣，分點數量在 5～20 個。NY/T 398—2000 則規定，當農作物監測和土壤監測同步進行時，農作物樣點數和采樣點位盡可能與土壤樣點數和采樣點位保持一致。農作物樣品采集以0.1～0.2 hm2為采樣單元，選取5～20 個植株。雖然上述規范對農田土壤和農產品污染調查監測單元的設置、布點數量及點位布設方法作出了規定，但在如何保證和評估野外采樣、室內制樣及實驗室分析全過程的質量等方面尚存在不足，這可能導致樣品代表性不強、數據重現性差、決策具有未知的不確定性[4-7]。

近年來，基于Pierre Gy 現代采樣理論[8-10]的決策單元-多點增量采樣方法（Decision Unit-Multi Increment Sampling，DUMIS）成為環境采樣研究的熱點，該方法通過增加分點數、增大樣本量及選擇適宜的工具提高樣品代表性，并通過野外采樣、室內制樣和實驗室分析全過程質量控制，確保數據的重現性和結論的可靠性[11-13]。目前，美國陸軍工程兵團、美國州際技術與管理委員會（ITRC）以及美國阿拉斯加、愛達荷、俄亥俄、密歇根、緬因、夏威夷等州都制定了基于多點增量的采樣技術規范，美國環保署（USEPA）最新發布的技術政策文件也建議在污染場地調查中采用多點增量采樣方法[14-16]。目前DUMIS 較多運用于建設用地、軍事用地的環境調查，對于污染農田土壤-作物協同調查的相關研究和報道較少。

本研究選擇安徽銅陵某重金屬污染農田為研究對象，采用DUMIS 法進行土壤-作物協同采樣，研究實驗室分析誤差以及不同分點數量對野外采樣和室內制樣誤差的影響，評估不同階段誤差對總體估計誤差的貢獻，旨在提出農田土壤-作物協同監測時各采樣區分點數量確定的方法。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

安徽省銅陵市位于我國東部，廣泛分布了硫鐵礦、銅礦、金礦、煤礦等多種礦產資源，是我國有名的有色多金屬礦區之一[17]。位于銅陵市鐘鳴鎮的某硫鐵礦，開采于20 世紀90 年代，由于環境污染問題于2017 年關閉。研究區域為受該礦業尾礦庫廢水污染的農田，目前在開展重金屬穩定化修復田間試驗，試驗區域分為5 個地塊（圖1），其中地塊4 東南側緊鄰尾礦庫滲水與地表水匯合形成的小溪；每個地塊均分為數個面積為15 m×25 m 的試驗小區，小區之間以寬10 cm、高40 cm 的土壟隔開。試驗田灌溉方式為自東南向西北方向漫灌。

1.2 野外樣品采集與質量控制

根據田間試驗設計，本研究于2019年5月在試驗區域5 個地塊隨機選擇8 個小區作為采樣區，即決策單元（Decision unit，DU），DU1～DU8。在每個DU 中，分別按5 個分點、50 個分點和100 個分點采集土壤多點混合樣和對應的小麥籽粒混合樣，得到土壤和小麥籽粒5、50 點和100 點混合樣，每個DU 設置野外采樣三平行，共采集土壤、小麥籽粒樣品各72 個。土壤及小麥籽粒樣品的編號規則為DU 號加采樣分點數，野外重復樣品用 A、B、C 后綴表示，如 DU1-50A 為在DU1 50個分點采集的第一個野外重復樣品。

1.2.1 土壤樣品采集

在每個DU 中以梅花布點方式均勻布設5 個分點，在每個分點位置用小木鏟垂直采集0～20 cm 土壤約400 g 置于自封袋中，最終得到一個約2 kg 的5 點土壤混合樣。

采集50點混合土壤樣時，在指定的DU 內均勻劃分正方形網格（邊長2.7 m），每個網格中間用不銹鋼土鉆采集0～20 cm 土壤樣品約50 g，最終得到一個2.5 kg的50點土壤混合樣。

采集100 點土壤混合樣時，在指定的DU 內均勻劃分正方形網格（邊長1.9 m），每個網格中間用土鉆采集30 g 左右0～20 cm 土壤樣品置于自封袋中，最終得到一個3 kg的100點土壤混合樣。

1.2.2 小麥籽粒樣品采集

每個DU 中，小麥采樣的分點位置與土壤分點位置一一對應。采集5點小麥籽粒混合樣時，每個點位采集約200 g麥穗，最終得到一個1 kg小麥籽粒樣品。采集50 點和100 點小麥混合樣時，每個分點分別采集約20 g和10 g麥穗，最終均得到一個1 kg小麥籽粒樣品。

1.2.3 野外采樣質量控制

為控制野外采樣的質量，在每個DU 中更換起始分點位置，分別采集5、50、100 點土壤及小麥籽粒混合樣各3次，每次分點位置如圖2 所示。通過計算野外三平行樣的相對標準偏差（RSD）來評估各DU中土壤及小麥籽粒重金屬含量的總體估計誤差（The overall estimation error，OEE）。

1.3 室內制樣與質量控制

1.3.1 土壤樣品制備

野外采集的土壤樣品運回實驗室后去除雜物，于避光透風處風干，研磨過2 mm 尼龍篩，將全部過2 mm 尼龍篩的土壤樣品平鋪于托盤上。野外5點混合的土壤樣品用四分法制樣，將平鋪土壤樣品對角線劃分，取頂角相對的兩份混合，再次進行四分，直至剩余土壤質量為10 g 和20 g。野外50 點或100 點土壤混合樣，將土壤樣品平鋪劃分為50個或100個正方形網格，每個網格取相同質量土壤樣品，混勻形成一份10 g和一份20 g的土壤樣品。其中，10 g 2 mm土壤樣品再次研磨全部過0.147 mm 篩，用于土壤重金屬總量測定，20 g 2 mm 樣品用于土壤 pH 測定。0.147 mm 及 2 mm粒徑土壤樣品置于帶蓋廣口聚乙烯瓶中密封保存待測。

1.3.2 小麥籽粒樣品制備

野外采集的麥穗脫粒去殼后經自來水、去離子水及超純水各清洗3 遍，置于45 ℃烘箱烘干至恒質量。將烘干后的小麥籽粒平鋪于搪瓷托盤上，與土壤室內制樣方式相似，5 點小麥混合樣用四分法制樣，50 點和100 點小麥混合樣劃分相應數量的網格制備，各制備一份10 g小麥籽粒樣品，用不銹鋼粉碎機研磨為粉末狀，聚乙烯密封袋保存備用。

1.3.3 室內制樣質量控制

為評估實驗室土壤制樣誤差（The preparation error，PE），隨機選擇野外5、50、100點土壤混合樣各3個，每個樣品重復制樣3 次，共得到27 個土壤室內制樣三平行樣。小麥的室內制樣質量控制與土壤相同，共得到27 個小麥室內制樣三平行樣。同一個野外樣品取完第一份室內制樣平行樣品后將剩余樣品混合均勻再次平鋪，進行第二次取樣，以此類推。

1.4 樣品分析與質量控制

1.4.1 樣品分析

土壤樣品采用體積比為5∶2∶2 HNO3-H2O2-HF體系高壓密封消解[18]，小麥樣品采用體積比5∶2 HNO3-H2O2體系于石墨爐消解儀消解，消解液采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定重金屬含量。受篇幅限制，本文僅討論鎘（Cd）和鉛（Pb）的結果。土壤pH 測定參照《土壤農業化學分析方法》[19]，每個土壤樣品均設置實驗室三平行。

1.4.2 實驗室分析質量控制

為評估土壤、小麥籽粒Cd、Pb含量實驗室分析誤差（The analytical error，AE），隨機選擇4個100目土壤樣品以及8 個小麥籽粒樣品進行3 次重復消解，并采用土壤和小麥標準物質（GBW-07405 GSS-5、GBW10046 GSB-24）以及空白樣等檢驗土壤及小麥Cd、Pb含量分析的準確度和精密度。

1.5 數據處理

采用Microsoft Excel 2016 進行數據處理，采用SPSS 19 中的單因素方差分析（ANOVA）對不同分點樣品數據進行差異顯著性檢驗，采用Origin 8.0 pro 繪制箱式圖和柱狀圖。

2 結果與分析

2.1 實驗室分析誤差

2.1.1 土壤Cd、Pb總量分析誤差

實驗室空白均低于檢出限，土壤標準物質（GBW-07405 GSS-5）Cd、Pb 測定值分別為（0.45±0.01）、（538.84±16.15）mg·kg-1，在該標準物質的標準值范圍內（Cd：0.45±0.06 mg·kg-1、Pb：552±29 mg·kg-1）。4 個土壤實驗室分析三平行樣 Cd、Pb 含量的RSD 見表1。從表1 中可以看出，土壤平行樣Cd、Pb含量RSD 均低于HJ/T 166—2004 中規定的平行雙樣最大允許相對偏差，從RSD均值來看，土壤Cd實驗室分析誤差小于Pb。

表1 土壤實驗室分析質量控制Table 1 Quality control of soil laboratory analysis

2.1.2 小麥籽粒Cd、Pb分析誤差

空白樣品Cd、Pb 均低于檢出限，小麥標準物質（GBW10046 GSB-24）Cd、Pb 測定值分別為（0.018±0.002）、（0.071±0.009）mg·kg-1，均在該標準物質的標準值范圍內（Cd：0.018±0.002 mg·kg-1、Pb：0.067±0.016 mg·kg-1）。表2 為 9 組小麥籽粒實驗室分析三平行樣Cd、Pb 含量的RSD。從表2 中可以看出，RSD均低于NY/T 398—2000 規定的平行雙樣最大允許相對偏差，且從RSD均值來看，小麥籽粒Cd的分析誤差遠小于Pb。

2.2 室內制樣誤差

2.2.1 土壤制樣誤差

室內制樣過程的不確定度包含了樣品干燥、篩分、研磨、二次取樣等流程產生的誤差。在土壤實驗室樣品制備過程中，隨機選擇了5 點（DU2-5B、DU4-5B、DU5-5C）、50 點（DU3-50A、DU4-50C、DU6-50C）以及100 點（DU1-100B、DU4-100C、DU6-100B）土壤混合樣共 9 個，分別運用四分法、50 點、100 點制備實驗室三平行樣，計算室內制樣三平行樣Cd、Pb含量的RSD（表3），它反映了室內制樣和分析過程產生的總誤差。從表3 中可以看出，3 種制樣方式土壤Cd、Pb含量的RSD 均在HJ/T 166—2004 規定的平行雙樣最大允許相對偏差范圍內。

表2 小麥籽粒實驗室分析質量控制Table 2 Quality control of wheat grain laboratory analysis

2.2.2 小麥籽粒制樣誤差

在小麥籽粒實驗室樣品制備過程中，隨機選擇5點（DU4-5B、DU6-5C、DU7-5B）、50 點（DU2-50B、DU3-50C、DU7-50A）和 100 點（DU3-100C、DU5-100B、DU8-100A）采集的9 個小麥籽粒樣品，分別用四分法、50點和100點混合制備實驗室三平行樣。小麥籽粒樣品Cd、Pb 含量的RSD 見表4，它反映了室內制樣和分析過程產生的總誤差。如表4 所示，室內制樣三平行樣的Cd、Pb 含量RSD 均在NY/T 398—2000平行雙樣最大允許相對標準偏差范圍內。

表3 土壤樣品室內制樣質量控制Table 3 Quality control of soil samples laboratory samples subsampling

2.3 野外采樣誤差

2.3.1 土壤采樣誤差

8 個 DU 分別用 5、50 點和 100 點采集的采樣三平行土壤Cd、Pb 含量RSD 如表5 所示，它反映了野外采樣、室內制樣和實驗室分析各步驟的總不確定度。

從表5中可以看出，8個DU 5、50點和100點土壤混合樣Cd含量RSD 的均值都低于HJ/T 166—2004規定的平行雙樣最大允許相對偏差（20%），但DU6 和DU8 的5 點和50 點混合采樣三平行的RSD 顯著高于100 點混合樣。這說明，對于DU6 和DU8 而言，土壤Cd 空間變異較大，通過采集100 點混合樣，可大幅減小平行樣品Cd 含量的變異，更能準確估計上述小區土壤Cd的平均含量。

從表5中還可以看出，8個DU 5點和50點土壤混合樣Pb 含量RSD 的均值（分別為6.3%和6.1%）都超過了HJ/T 166—2004 規定的平行雙樣最大允許相對偏差（5%），僅100 點土壤混合樣Pb 含量的RSD 均值（3.6%）符合相關要求（＜5%）。上述結果表明，對于很多DU，5 點混合或50 點混合樣均不能充分反映小區中土壤Pb 的空間變異，因此，采樣三平行的土壤Pb含量的精密度不合格。當分點數為100 時，雖然仍有個別小區（DU4 和DU5）采樣三平行的RSD 未達到要求，但總體上，100 點混合樣的樣品代表性更強，數據重現性提高，采樣平行的RSD 均值達到了低于5%的要求。

表4 小麥籽粒樣品室內制樣質量控制Table 4 Quality control of wheat grain samples laboratory samples subsampling

表5 土壤采樣三平行Cd、Pb含量RSD（%）Table 5 RSD of triplicate field sampling of soil（%）

2.3.2 小麥籽粒采樣誤差

8個DU采集的5、50點、100點采樣三平行小麥籽粒樣品 Cd、Pb 含量的 RSD 如表6 所示。結果表明，采樣三平行小麥樣品Cd、Pb 的RSD 均在NY/T 398—2000平行雙樣允許的最大相對標準偏差范圍內。

從采樣三平行的RSD 均值來看，小麥籽粒Cd 含量的RSD 均值隨著采樣分點數的增加而下降。但從單個DU 來看，個別DU（如DU6）100 點混合樣采樣三平行的RSD（16.6%）反而高于5 點混合樣（10.3%）和50 點混合樣（7.6%）。除了室內制樣和分析的隨機誤差外，很可能是由于DU6 內部小麥籽粒Cd 含量空間變異性較大的緣故，這與2.3.1 節土壤采樣誤差結果認為DU6土壤Cd空間變異性較大相符合。

從采樣三平行的RSD 均值來看，小麥籽粒Pb 含量的RSD 均值隨采樣分點數的增加無明確的變化趨勢。但從單個 DU 來看，個別 DU（如DU4 和DU6）100點混合樣采樣三平行小麥籽粒Pb含量的RSD 反而高于5 點和50 點混合樣。同理，這表明上述兩個DU 中小麥籽粒Pb含量的空間變異較大，當分點數較多（如100 點）時，更可能發現采樣小區中小麥籽粒Pb 含量的空間變異。

3 討論

3.1 土壤及小麥籽粒Cd、Pb數據誤差來源分析

總體估計誤差OEE 由野外采樣誤差（The field sampling error，FSE）、室內制樣誤差PE 和實驗室分析誤差AE 組成[20-22]。本研究為了估計土壤重金屬含量監測不同環節產生的誤差，設置了4 組實驗室分析三平行、9 組室內制樣三平行（四分法、50 點混合和100點混合各 3 組）和24 組野外采樣三平行（5、50 點和100點混合各8組），并將各環節三平行的RSD繪制成箱式圖（圖3）。本次采集的5、50、100 點混合樣品的單個分點質量和總質量均不同，5 點到100 點樣品質量逐漸增大，分點數量控制空間分布變異，樣品質量控制組成變異[10-11]。受篇幅限制，本研究主要探討分點數量對樣品空間代表性的影響，不討論樣品質量對污染物組成變異性的影響。

表6 小麥籽粒樣品野外采樣三平行RSD（%）Table 6 RSD of triplicate field sampling of wheat grain（%）

從圖3 中可以看出，就土壤Cd、Pb 含量總體估計誤差而言，不同階段誤差大小依次為AE＜PE＜FSE，這與Jenkins等[23]與Fortunati等[24]研究結果一致。對比3種分點數采樣三平行土壤Cd 含量的估計誤差，50 點土壤混合樣Cd、Pb采樣三平行RSD變幅最大，當分點數增至100 點時，RSD 變幅減小。這可能是因為5 點混合采樣點數較少，污染物濃度的眾數、中位數、平均數不等值，多次采樣的平均濃度將會逐漸偏離調查區域的真實濃度，靠近眾數值。分點數越少，偏移越嚴重，采集的樣品越不能代表調查區域的真實濃度[10]。當分點數增加至50 點時，由于點位多且分布更為廣泛，更容易發現小區內的空間變異，因此采樣三平行的RSD 反而增大；而當分點數進一步增加到100 點時，樣品的代表性增強，污染物濃度的出現頻率呈泊松分布，此時污染物濃度眾數、中位數以及平均數等值且出現概率相等[25-27]。

為了評估小麥籽粒重金屬含量監測不同環節產生的誤差，本研究設置了8組實驗室分析三平行、9組室內制樣三平行（四分法、50點混合和100點混合各3組）和24組野外采樣三平行（5、50點和100點混合各8組），并將各環節三平行的RSD繪制成箱式圖（圖4）。

從圖4 中可以看出，對于小麥籽粒Cd，AE 和PE相對較小，監測數據的誤差主要來自于野外采樣。從RSD 的均值來看，隨著分點數增多，三平行RSD 均值減小，小麥籽粒Cd 數據更為收斂。對于小麥籽粒Pb，由于Pb 含量較低且濃度區間相對較窄（0.081～0.200 mg·kg-1），樣品稱取、消解、上機測定過程中較小的波動都會造成三平行樣品Pb含量RSD 的較大差異，這與相關研究[28-30]的結果一致。此外，由于籽粒Pb 濃度區間相對較窄，使不同分點數野外采樣對總估計誤差的相對貢獻較小。

3.2 土壤和小麥籽粒Cd、Pb超標情況分析

不同DU土壤Cd、Pb超標的情況見圖5。所有DU土壤Cd 含量均超過相應pH 值下《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018）的管制值。對于DU5和DU8，不同分點數對判斷土壤Cd 含量是否超標的結論不同。所有DU 土壤Pb含量均超過相應pH 值下的篩選值，而低于管制值。不同分點數不影響土壤Pb含量是否超標的結論。

8個DU 小麥籽粒Cd、Pb含量如圖6所示。其中，小麥籽粒Cd 含量均遠超《食品安全國家標準食品中污染物限量》（GB 2762—2017）中的限量標準（0.1mg·kg-1）。不同采樣分點數雖然總體估計的誤差不同，但均不影響小麥籽粒Cd是否超標的結論。

對于小麥籽粒Pb 含量，雖然DU6 100 點以及DU7 50點采集的三平行樣中均有樣品Pb含量接近或超過小麥制品中Pb 的限量標準（0.2 mg·kg-1），但各DU 小麥籽粒Pb 含量的平均值均未超標。考慮到DU6 100 點和DU7 50 點現場采樣三平行的RSD 分別為22.9%和16.4%，均符合平行樣的質量控制要求（RSD 低于25%），因此，基于三平行的平均值可以認定DU6和DU7中小麥籽粒Pb達標。

3.3 DUMIS方法應用的建議

當先驗知識或預采樣的結果表明，調查區域土壤或作物中重金屬含量空間變異較大或者土壤或作物中重金屬平均含量預期與評價標準較為接近時，判斷控制和估計監測數據的總體估計誤差尤為重要。此時建議采用分點數較多（如100 點）的DUMIS 方法進行樣品采集，以確保樣品的代表性和數據的重現性，同時評估野外采樣、室內制樣和實驗室分析各環節對總體估計誤差的貢獻，以判斷誤差的主要來源。只有當數據質量符合要求時，才可以用于決策判斷。

4 結論

（1）本研究中，不同環節對土壤Cd、Pb 監測數據總體估計誤差的貢獻依次為實驗室分析＜室內制樣＜野外采樣；每個采樣區內，采集代表性土壤或小麥籽粒樣品所需的分點數量取決于先驗知識或預采樣結果表明的空間變異性。對于給定的采樣區，當分點數量過少時，難以發現采樣區中土壤重金屬的空間變異，此時監測數據并不能真實反映采樣區土壤重金屬的平均濃度；對于給定的決策單元（采樣單元），增加增量數量（分點數）更容易發現決策單元內部可能存在的離散高濃度區域，此時樣品代表性提高，更能反映采樣區土壤重金屬的平均濃度。

（2）本研究中，小麥籽粒Cd監測數據的總體估計誤差主要來自于野外采樣；小麥籽粒Pb 含量較低且濃度區間相對較窄，主要誤差來自實驗室分析，而野外采樣對總體估計誤差的貢獻相對較小。

（3）當采樣區域土壤或農作物污染物平均濃度與評價標準較為接近時，通過采樣判斷是否超標需要嚴格控制總體估計誤差。對于重金屬污染農用地土壤-作物協同監測，適合采用決策單元多點增量（DUMIS）采樣方法，以提高樣品的代表性、數據的重現性以及結論的可靠性。