研究区域的铅冶炼厂先后实现了烧结锅、烧结机和富氧底吹3次生产工艺变革，又研制采用先进的熔池熔炼粗铅生产工艺，重金属排放量逐年降低，但由于铅冶炼厂历史上生产工艺落后、管理水平较低等因素，使铅冶炼厂成为该区域土壤受重金属污染的主要污染源。铅冶炼厂所在区域属暖温带大陆性季风气侯，四季分明，干湿明显，雨雪稀少。年平均气温14.3 ºC，年均降水量为600.3 mm，常年主导风向为东风。

在铅冶炼厂豫光下风向距厂界200、500、1 000、1 500、2 000和3 000 m布设监测点位P₁、P₂、P₃、P₄、P₅、P₆，按照《土壤环境监测技术规范：HJ/T166―2004》^[20]从下而上采集土壤剖面60～100 cm，40～60 cm，20～40 cm，0～20 cm的样品，分别标记为PM₁₀₀、PM₀₆₀、PM₀₄₀、PM₀₂₀，见图1。

土壤样品在通风良好、整洁无尘的室内自然风干，除去碎石、砂砾、植物残体等杂物，用木锤、木滚粗粉碎及细粉碎，采用四分法分样、混匀，研磨后过0.149 mm的尼龙筛，用于土壤重金属总量分析。

称取0.149 mm土壤样品约0.1 g(精确至0.0001 g)置于消解管中，在全自动消解仪(美国Deena 60)上，采用硝酸-盐酸-氢氟酸-高氯酸四酸法进行消解，消解完全的样品冷却至室温，定容于50 mL容量瓶，混匀备用。采用电感耦合等离子体质谱仪（美国Agilent 7700X）上分析总镉含量，电感耦合等离子体光谱法(美国Thermo 7000)测试铅、铬、镍、铜、锌元素总量，土壤中砷根据标准方法《土壤和沉积物 汞、砷、硒、铋、锑的测定 微波消解/原子荧光法：HJ 680—2013》 ^[21]进行分析，土壤中汞采用热解-金汞齐捕集-原子吸收光谱法固体直接进样进行测试分析^[22]。样品室内分析时每批样品均设置全程序空白3个，采用平行试验和国家标准土壤样品(GSS-17和GSS-5)进行质量控制，平行试验相对误差在1.32%～10.36%之间，国家标准土样结果均在偏差范围内。

该冶炼区土壤为碱性潮土，pH值大于7.5，剖面土壤样品Pb、Cd、As、Hg、Cr、Ni、Cu、Zn的总量统计结果见表1，以《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）：GB15618—2018》^[23]风险筛选值为评价标准，该冶炼区土壤样品中重金属元素Pb、Cd部分样值远远高于标准，Pb、Cd最大值均是距铅冶炼厂500 m远的采样点表层土，分别为1 070 和13.3 mg/kg，其他元素也在该点位出现最高值，说明重金属元素有冶炼厂废气排出后，经过一段传输距离后，回落到地面，造成土壤重金属污染。Cr、Ni、Cu、Zn、Hg最大值分别为104、42.6、82.3、201和1.16 mg/kg，均低于农用地土壤污染风险筛选值，As少量点位超标，结果表明，土壤中Pb、Cd受铅冶炼企业污染较重，含量极值相差2～3个数量级，变异系数分别为167%、202%，Hg变异系数也达到170%，说明研究区土壤中Pb、Cd、Hg含量在横向距离和纵向深度上变化均较大，重金属元素在土壤中横向、纵向分布与距冶炼企业的距离、含重金属元素颗粒在环境空气中的迁移规律及重金属元素在土壤环境中的迁移转化等因素密切相关，也与该地区风速风向和企业所处地形等自然因素有较大关系。

铅冶炼区土壤受Pb、Cd污染较重，As轻微污染，不受Cr、Ni、Cu、Zn、Hg污染，但Hg变异系数较大，因而绘制了铅冶炼厂下风向由近到远剖面点位上Pb、Cd、As、Hg的含量分布情况见图2～5。

图2～5可见，冶炼区表层土壤（0～20 cm）中Pb、Cd、As、Hg含量较高，在厂界500 m处均出现最高值，这是由于烟尘在较高排气筒上高温排放，在环境空气中迁移一段距离后降落到地表，致使距厂界远的土壤比距厂界近的土壤中重金属含量高，随后随着距离的增加重金属含量迅速减小，从1 500～3 000 m，重金属元素含量平稳回落，由此可见，废气颗粒物在1 000 m范围内的沉降量最大，土壤受污染程度也较高；铅和镉在3 000 m点位表层土含量分别为143和1.51 mg/kg，铅在3 000 m范围内回到农用地土壤污染风险筛选值内，而镉仍高于土壤污染风险筛选值2.5倍，说明镉随废气颗粒物传播得更远，对土壤污染的范围更广。

纵向观测土壤剖面上Pb、Cd、As、Hg元素含量发现，40～60 cm和60～100 cm的土壤重金属含量已达到中国土壤元素背景值^[24]，含量相对稳定，变化较小，由此看出铅冶炼区土壤40 cm以下未受到重金属污染，基本保持土壤原有含量。20～40 cm深度的土壤与表层土相比，Pb、Cd、Hg在两层土壤中随距离的增加变化趋势相同，含量也明显高于40 cm以下土壤，因而，在有70年之久的铅冶炼厂污染区，重金属仍富集在土壤表层0～20 cm，污染土壤层中的重金属在自然降雨、农田灌溉等条件下，向地下20～40 cm有一定的迁移，土壤耕作时深耕也可能导致表层污染土壤下移，而深层淋溶迁移则非常有限。

应用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法^[20]对不同采样点土壤重金属污染现状进行评价。通过单项污染指数评价，可确定主要的重金属污染物及其危害程度。内梅罗综合污染指数法综合各因子平均污染状况的基础上，强调污染最严重的因子，突出了极值浓度对土壤环境质量的影响，是目前进行综合污染指数计算最常用的方法之一。

冶炼区土壤样品中Cr、Ni、Cu、Zn、Hg含量在农用地土壤污染风险筛选值内，不在进行风险评价。冶炼区20 cm以下的剖面土壤样Pb、Cd、As单项污染指数范围分别为0.12～1.15，0.08～2.37和0.32～0.66，As在20 cm以下的剖面土壤未受污染，属于表层土壤污染；Pb、Cd在500 m点位处20～40 cm土层也受污染。冶炼区表层土Pb、Cd、As单项污染指数分别为3.04、10.3、0.95，受污染程度排序：Cd > Pb > As，镉和铅分别处于高强度污染和强度污染。综合表层土壤中Pb、Cd、As 3种元素的单项污染指数计算铅冶炼区3 000 m范围内内梅罗综合污染指数为7.64，内梅罗污染指数评价分级标准中当P_N>3.0时，土壤已重度污染，且会影响到作物安全健康，因而，在铅冶炼3 000 m范围内，工业活动已使土壤受重金属严重污染，需对此范围内的土壤进行必要的种植结构调整，或进行退耕还林还草等风险管控措施。

采用HAKANSON ^[25]潜在生态风险指数法对土壤污染状况及环境风险进行评价，HAKANSON潜在生态风险指数法综合考虑了多元素协同作用、各元素毒性水平、污染浓度及生态对重金属的敏感性等因素，适合于区域土壤评价，计算见式（1～3）。

式（1～3）中：C_fⁱ为第i种重金属的污染系数；C_sⁱ为第i种重金属浓度实测值，mg/kg；C_nⁱ为第i种重金属的评价参比值，mg/kg；E_rⁱ为第i种重金属的潜在生态风险指数；T_rⁱ为第i种重金属的毒性响应系数，主要反映重金属毒性水平和环境对重金属污染的敏感程度；RI为土样中多种重金属的综合潜在生态风险指数。重金属潜在生态风险等级划分见表2。

土壤样品中Pb、Cd、As重金属毒性响应系数参照HAKANSON^[25]和徐争启等^[26]的研究结果设定，以GB15618—2018为评价标准，对剖面点位表层土进行潜在生态风险评价，Pb、Cd、As单项潜在生态风险指数分别为23.9、630、14.0，潜在生态风险程度Cd > Pb > As，对照潜在生态风险划分标准，Pb、As风险程度轻微，而Cd则达到最高风险级别，潜在危害极强，与内梅罗污染指数评价相吻合，铅冶炼区土壤修复过程中应重点关注Cd生态风险影响。考虑4种元素的综合潜在生态风险指数为333，风险程度为强，潜在生态风险居中。

1）铅冶炼区土壤重金属受空间变异程度Cd > Hg > Pb > Cu > Zn > As > Cr > Ni，3 000 m范围内Cr、Ni、Cu、Zn、Hg未受污染；距厂界500 m处0～20 cm表层土中Pb、Cd、As、Hg均出现最高值；Pb、As、Hg在土壤层20 cm以下达到农用地土壤污染风险筛选值内，40 cm以下达到土壤环境背景值，而Cd污染深度达到40 cm；铅冶炼区呈现重金属表层富集污染特征。

2）铅冶炼区表层土Pb、Cd、As单项污染指数分别为3.04、10.3、0.95，受污染程度Cd > Pb > As，Cd和Pb分别处于高强度污染和强度污染；内梅罗综合污染指数为7.64，土壤已重度污染。Pb、Cd、As单项潜在生态风险程度Cd > Pb > As，Cd达到最高风险级别，潜在危害极强；Pb、Cd、As多元素综合潜在生态风险指数为333，生态风险程度为强。