483 resultados para Ley 816 de 2003 - Artículo 2


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岩石学和元素地球化学特征研究表明,藏北新生代自南向北沿可可西里岩带和喀喇昆仑—玉门岩带出露有两套钾玄质系列火山岩。它们富集大离子亲石元素(LILE)和轻稀土(LREE)及明显亏损Nb—Ta—Ti,同时具有板内和岛弧(陆弧)的双重特征。源区来源于可能与俯冲带流体有关的相似交代富集地幔,成岩过程主要经历了低度(<10%)辉石分离结晶作用,同时,源区伴有地壳物质的混染作用。

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羌塘超钾质火山岩为板块碰撞后的产物,地球化学特征表明,其同时具有板内火山岩和俯冲带岛弧火山岩的双重地球化学特性。化学组成上富含轻稀土和大离子亲石元素而亏损Cr、Ni等相容元素。在成因上受分离结晶作用和源区混合作用共同制约。源区为受古俯冲上地壳物质和下地幔上升流体交代混合的EMH型富集地幔端元,可能富含角闪石和金云母等矿物。

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根据K—Ar法和Ar-Ar法定年数据,藏北新生代火山岩从早到晚可划分为多格错仁和走构油茶错高钾钙碱性系列(40—30Ma)、巴毛穷宗和鱼鳞山白榴石碧玄岩—响岩系列(29—24Ma)以及黑石北湖钾玄岩系列(1.5Ma)。从岩石化学和同位素方面对区内新生代火山岩进行了研究,认为藏北新生代火山岩同时具有板内碱性玄武岩和岛弧玄武岩的双重地球化学特征。在成因和源区上各系列存在着差异,高钾钙碱性系列为富集地幔玄武岩底侵作用导致地壳物质部分熔融的产物,并经历了地壳的AF过程。而白榴石碧玄岩—响岩系列和钾玄岩系列来自与古俯冲有关的“古老富集地幔”,为岩浆分离结晶作用的产物。岩浆起源深度随时间变新逐渐变大。

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对与辉锑矿共生萤石的稀土元素地球化学特征研究表明,所有萤石均具有Ce负异常,其稀土配分模式存在3种类型:Eu弱亏损型、Eu正常型、Eu富集型。从成矿早期至晚期,萤石的稀土配分从Eu弱亏损型向富集型演化,稀土总量逐渐降低,并由中稀土富集向轻稀土富集演化。成矿流体可能主要属于盆地流体,具有十分低的稀土总量,在成矿作用过程中,成矿流体由早期的还原条件转化为晚期的氮化条件,由中稀土富集向轻稀土富集演化。

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汝城盆地基性火山岩系由辉绿岩、玄武岩和玄武质火山碎屑岩组成,属于低钾拉斑玄武岩系。基性火山岩系具有同一岩浆源区。岩石微量元素出现弱的LILE富集和Ta,Nb,Ti的亏损。强不相容元素比值反映岩浆源区明显偏离原始地幔组分,具有富集型异常地幔岩浆源区特征。岩浆源区同时受到地壳物质混染和来自先前消减残留板片流体或熔体交代的双重改造作用。在陆内拉张构造条件下富集型异常地幔岩浆源区的部分熔融是制约汝城盆地基性火山岩形成的主要因素。

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汝城盆地基性岩由辉绿岩、玄武岩和玄武质火山碎屑岩组成,属于低钾拉斑玄武岩系。玄武岩全岩K—Ar年龄为128.4±4.2Ma,辉绿岩全岩K—Ar年龄为112.1±3.2Ma。元素地球化学分析表明,火山岩系具有相同的岩浆源区,其形成以部分熔融方式为主。岩石微量元素出现大离子亲石元素(LILE)的富集和Ta、Nb、Ti的亏损。强不相容元素比值反映岩浆源区明显偏离原始地幔组分,具有富集型地幔岩浆源区特征。岩浆源区受到地壳物质混染和来自消减残留板片析出流体或熔体交代的改造作用。汝城盆地基性岩形成于陆内拉张带(初始裂谷)构造环境,其强烈拉张时期与华南南岭地区的主要拉张时期(120Ma)相对应。

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在我国著名的胶东玲珑金矿田中,发育有众多的断裂构造,这些断裂构造具有明显的主次之分,并对金矿化起着不同的控制作用。其中,破头青断裂为一级控矿构造,它控制了整个金矿田矿脉的空间分布、矿化类型、矿物组合以及矿化深度的规律性变化。玲珑断裂为二级控矿构造,它控制了次级矿脉的富矿段,导致矿脉的斜列及走向变化,其产状对两侧次级矿脉的赋矿标高产生一定的制约。矿田内其他NE—NEE方向的众多断裂为三级控矿构造,它控制了矿体的产出位置、形态、产状等。

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北部湾发育一系列上新世玄武岩,其全岩K—Ar年龄为5.9—2.4Ma,是伴随北部湾盆地拉张而形成的一次较大规模的岩浆活动。岩石化学和微量元素地球化学研究表明,该玄武岩属于碱性玄武岩系,具有OIB型微量元素配分模式,形成于较均一的地幔源区,具有以EM2型地幔端元为主、混有HIMU和EMl型端元的地幔源区性质,形成于地幔柱或地幔热点的构造环境。北部湾盆地与红河剪切断裂带具有相同的地幔源区,而与受太平洋板块影响的地幔源区差别较大。玄武岩形成和北部湾盆地拉张主要受印度板块向欧亚板块俯冲导致的红河断裂带大规模剪切走滑控制,5Ma左右红河断裂带由左行走滑剪切转变为右行走滑剪切的构造性质转换可能是导致地幔异常扰动和岩浆活动的地球动力学机制。

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湘东南汝城盆地火山岩系由辉绿岩、玄武岩和玄武质火山碎屑岩组成,属于低钾拉斑玄武岩系。玄武岩全岩K—Ar年龄为(128.4±4.2)Ma,辉绿岩全岩K—Ar年龄为(112.1±3.2)Ma。元素地球化学分析表明火山岩系具有同一岩浆源区,其形成以部分熔融方式为主。岩石微量元素出现大离子亲石元素Rb、Ba、Th、U的富集和高场强元素Ta、Nb、Ti的亏损。强不相容元素含量的比值表明岩浆源区明显偏离原始地幔组分,具有富集型地幔的特征。岩浆源区主要受到地壳物质混染以及来自消减残留板片析出流体的交代改造作用。

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对黔西南晴隆锑矿床中的萤石进行了Sr同位素分析,得到其Sr同位素比值为0.70766-0.70932。这个比值明显高于赋矿的二叠系茅口组灰岩(0.70672—0.70821)和蛾眉山玄武岩(0.70441—0.70638),表明成矿流体相对富集放射成因^87Sr。由于该矿成矿流体的Sr同位素比值明显高于蛾眉山玄武岩,因此将其成矿作用仅仅简单归结于与玄武岩火山活动有关的岩浆热液是不妥的。同时,成矿流体Sr同位素比值也高于二叠纪灰岩的Sr同位素比值,指示成矿流体不可能为单纯的二叠纪海水,而应该有更为富集放射成因Sr的岩石的贡献,可能是这些二叠系岩石下伏的地壳基底。先前对矿床稀土元素地球化学研究得到,成矿物质有外部地壳岩石参与;氢氧同位素地球化学研究发现,成矿流体为大气降水演化产物而不是海水;成矿物质(F和Sb)具有赋矿围岩以外的来源。结合萤石的Sr同位素分析,可以认为晴隆锑矿不是简单的“海相火山喷流沉积成因”或“原地改造产物”,成矿流体和成矿物质均具有外部来源参与而不单单是来自赋矿围岩,可能与下伏基底岩石有关。

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西上芒岗红色粘土剖面中常量元素的垂向分布研究表明,K20、 03、Al203在剖面中的变化一致,呈双 峰曲线变化,即在坡积带稍有富集、在残积带明显富集;而SiOz与铁、铝等在剖面中的变化相反。红色粘土与 矿区地层和矿化蚀变岩的常量元素对比分析表明了红色粘土可能来源于地层和矿化蚀变岩。常量元素之间 的相关性以及常量元素与金的相关性分析表明K20、F 03、Al203在红色粘土中为共生元素;金的富集主要受红 色粘土中褐铁矿和伊利石的吸附影响。红土化参数分析说明了红色粘土剖面经历两次红土化作用,残积带相 对于其它带经受过较强的红土化作用,但整个红色粘土剖面遭受的红土化作用不强,红土化程度低。仅处于粘 土化阶段。

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通过对湖南沃溪矿床的宏观至微观尺度上的矿石组构学研究,揭示出矿床系同生热水沉积成因。层状矿体、细脉状矿化以及围岩蚀变之间的空间关系,指示了矿石与其所赋存的围岩同时形成。矿床形成后的变质—变形作用,主要使矿物发生重结晶、碎裂、位错以及小范围的再活化等。

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在矿区地质背景研究的基础上,运用有限元原理采用线弹性模型,对北衙地区进行了三维构造应力场数值模拟。模拟结果表明,北衙向斜为一断陷盆地,向斜西翼存在隐伏断裂。在东西向挤压力作用下,在向斜两翼的应力拉张区内产生四条近南北向的断裂(组),为斑岩岩浆上侵以及金铅锌多金属矿的赋存提供了有利的构造部位.

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讨论了铁离子浓度为10-2 ~ 10-5 mol/kg的Fe2(SO4)3和FeCl3酸性溶液中毒砂和As(Ⅲ)的稳定性. 实验研究显示: (1) 在所述实验条件下毒砂是不稳定的, 它的氧化程度随Fe3+浓度和反应温度升高及pH降低而增加; (2) 毒砂氧化时释放的砷以As(Ⅲ)的含水氧化物为主; (3) 在FeCl3 溶液中, 毒砂和As(Ⅲ)向As(Ⅴ)的氧化速度比在Fe2 (SO4)3溶液中快; (4) As(Ⅲ)的稳定性随氧化剂浓度和反应温度的降低而增加, 随Cl-浓度的增加及光照而降低.

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矿山开发造成的生态环境问题是一个世界性的问题,国内外许多学者对此表现出浓厚的兴趣。除矿山开发直接导致的植被破坏和耕地侵蚀等外,研究者更重视有害物质(特别是重金属)释放而导致的环境问题,特别是表生条件下矿山废弃物(矿山尾砂)的堆积,在一系列地球化学因素的作用下:如矿山尾砂的矿物成分 参考、堆积时间、厚度、气候条件及微生物(Rachel,2002)等发生风化作用,从而导致酸性矿山废水(AMD)的产生。蓄纳高浓度的重金属元素,其排放小仅对溪流、河流、湖泊水质及其沉积物产生负而影响,而且有降低土壤环境质量状况的威胁(Barbara Hohn,2005)。 贵州省赫章县是我国著名的土法炼锌集散地,地处贵州西北部,辖内煤炭资源丰富,境内的榨子厂、猫猫厂、天桥铅、锌矿(氧化矿)为“土法炼锌”提供了丰富的原料。其土法炼锌已有300多年的历史,至2000年,已有1000多个土法炼锌“马槽炉”的规模。炼锌中产生的黑色烟尘不仅使周围山坡寸草不生,山坡上、河道边到处倾倒着废渣,而且使许多早作地荒耕。本文试图以该地的土法炼锌为研究对象,探讨土法炼锌中产生的烟尘和废弃物对附近土壤和沉积物的环境影响。 1.1矿山开发中的生态环境影响 矿山的开采在很大程度上改变了矿山原有的环境。矿山开采耗费大量的土地资源,开采后破坏的土地,丧失原有的自然生态系统;废弃物堆置场是周围环境的严重污染源。矿山按其产品性质分类,有冶金矿山(黑色金属、有色金属、稀土元素、放射性元素等)和非金属矿山(煤矿、石料、陶土等);按其开采方式分类,有露天开采矿山和地下开采矿山。不同性质的矿山和不同的开采方式,其对生态环境破坏的过程和特征有很大差异。 矿山开采引起的生态破坏,主要由以下三个过程导致:(1)开采活动对土地的直接破坏,如露天开采会直接毁坏地表土层和植被,地下开采会导致地层塌陷,从而引起土地和植被的破坏:(2)矿山开采过程中的废弃物(如尾矿、矸石等) 需要大面积的堆置场地,从而导致大量占用土地和对堆置场原有生态系统的破坏;(3)矿山废弃物中的毒性成分,可通过径流和大气飘尘,影响周围的土地、水域和大气质量(Ivanova,2001)。 在生态系统层次上,上述三个过程对采矿地区生态的破坏具有三个特征:(1)景观破坏,主要指对地貌的影响;(2)环境质量退化,对所在地区土质、水质,甚至大气质量的影响;(3)生物多样性退化,对原有生物群落的摧毁,及对当地现有生物群落的严重破坏甚至摧毁。 通常,金属矿山引起的环境质量退化以及由此导致的生物多样性退化要比非金属矿山更严重;露天开采的矿山引起的景观破坏和生物多样性退化,要比地下开采的矿山更严重。矿山开发的生态环境影响突出表现在以下几下方面: 1土地的占用与破坏 矿山开采后,将会产出大量的废石、排土和尾砂,例如露天开采1吨矿石通常削离5-10 t覆盖的岩土,堆存它们将需占用大量的土地。据报道美国的明尼苏达州北部,由于大型露天磁铁矿近半世纪的大量开采,致使当地土壤质地退化,如不进行有效的治理将有沙漠化的危险(Othman,1996)。矿区的建设也将不可避免地改变地形、自然景观和植被状况等。土地破坏的后果是:水土流失加剧,淤塞污染水体,增加扬尘,严重影响生态环境。另外,尾矿坝、废石堆场设置不当或管理不严,会造成严重的滑坡或泥石流事故,使大面积的土地受到破坏,造成水体污染,危及人身和财产的安全。 2水体污染 矿山开采后的废石堆成尾矿库若不妥善处理,可能会成为地下水污染源。废矿堆、尾矿库长期处在氧化、风蚀、溶滤过程中,其中的有毒矿物成份或有害物质可以随水转入地下、地表水体和农田、土壤之中,造成地下、地表水体受到化学污染。 采矿工业用水远远小于选矿工业的用水量,但不论是采矿还是选矿,若不注意处理其废水,会造成严重的后果。据报道,由于采矿对水体的污染,使美国长达20600km的水域和449个天然和人工湖泊不再适于养鱼(Antonio Simonetti,2000);在国内也不乏其例,如攀枝花选矿厂(曾清如,1997)有部分尾矿废水排入金沙江,对其造成长期的严重污染。又如东鞍山矿(张宝贵,2002)由于外排废水中含有大量的细粒级悬浮物,使杨柳河的河水呈红色,不仅妨碍水生生物的生长,还影响农业灌溉,成为鞍山地区的一大公害。此外开采硫化矿床时,由于伴生的低品位黄铁矿,在自然堆放过程中,经风化、雨水浸蚀可产生有害酸性水。在我国冶金矿山中因酸性水污染造成的危害是十分严重的,如南山铁矿(许步信,1996)的酸性水波及周围1万hm2农田和渔业生产,多年来共赔偿农业损失费累计约百万元。此外,各金属矿山的外排水中浮悬药剂的污染、硝基苯的污染以及其它重金属的污染也屡见不鲜(Sastre,2002)。 井巷开掘、矿床排水疏干所形成的降压漏斗的水力影响半径有时可达数十公里,可能造成区域性水文环境的破坏,使农牧业缺水受损。另外,疏干碳酸盐围岩含水层之后,其岩溶和溶洞会成为地面塌陷下沉,地面设施被破坏的隐患;而当塌陷区或井巷地表贮水体存在水力的沟通时,则会酿成淹没矿井的重大事故;当岩层疏干影响的设计计划不周时,还可导致露天边坡、台阶的滑动和变形,从而出现相应的灾害后果(李小玉,2004) 3大气污染 在矿山生产中,氧化、风蚀作用可使废石堆场、尾矿库形成一个周期性的尘暴源。此外矿石破碎、筛分和选矿等工序也是主要尘源。矿山对大气的污染还包括公路运输过程中形成的大量扬尘。粉尘污染是冶金矿山生产过程中的一种主要污染类型。在我国,由于矿山粉尘污染而使矿区农牧业受害的情况较多。矿山开发引起的环境生态问题是全球性的问题,越来越受到科学界的关注,己成为环境地球化学研究的一个重要领域。随着对矿产资源需求的不断扩大,矿山废物的排放量大幅度增加,环境生态的恢复难度也在不断增大,因此,在科学界关注的同时,政府也要采取一定的措施来给予支持和提供方便(王文,2003)。 1.2矿区重金属污染研究 1.2.1重金属概念及环境化学行为 通常把密度大于5的金属称为重金属,如隔、铬、铜、镍、铅、锌等,砷虽然不属于金属,但由于对环境的影响与重金属类似,通常也称其为重金属。矿产开采过程中所引起的环境问题较多,特别是土壤的重金属污染(Ahmed,1998)。有害重金属通过各种途径进入土壤,不易随水淋溶,微生物难以降解,植物对其有明显的生物富集作用,影响农作物的品质和产量。土壤污染有较长的潜伏期,具有隐蔽性、不可逆性、普遍性、表聚性等特征(Isabelle,2001) 重金属是一类典型的环境污染物,在自然条件下,除了局部范围重金属含量较高之外,一般土壤中有害重金属含量都小于构成污染的临界值。由于受人类生产活动的影响,例如,农业增产措施如农药、化肥的不断使用,加之工业废水、废气、城市生活垃圾、污水及污泥与畜禽粪便等排入环境,都不断污染土壤,使重金属等在环境中的积累不断积聚。特别是最近几十年来,由于土壤环境中污染物含量不断提高,重金属污染问题已经引起学术界、政府和公众的广泛关注。 1.2.2环境中重金属的来源 重金属可以通过废水、废渣的排放,空气悬浮物的携带与运输,水体中的细微尾矿砂颗粒物的运移,食物链的传递等不同途径来引起环境的污染。污染源有以下几个方面: 工业污染源,尤其是基础工业,特别是采矿和冶炼业是向环境中释放重金属的主要污染源。如20世纪60年代,在日本的富山县神通川流域,由于铅锌冶炼厂排放的含锅废水污染水稻田,居民长期食用含偏稻米和饮用含锅水而造成锅中毒,锅进入人体后破坏人体的骨骼系统,使骨质变脆易折,也就是所谓的“骨痛病(Lorenzo,2000)。 生活污染源,主要是生活垃圾,其中含有的重金属能渗到土壤中,影响到地表水和地下水的质量,生活废水中的有机物可以吸收重金属,用这些水灌溉也可导致土壤污染。 农业污染源,主要来自厩肥、污泥、化肥、农药等,有害成分为其释放的重金属,污染物质主要集中于表层或耕层,它的分布比较广泛。污染物的种类和污染的轻重程度与土地的利用方式和耕作制度有关。 交通污染源,主要为含铅汽油的使用,使机动车排放的尾气污染大气。 自然污染源,土壤母质中的重金属本身含量高,还有火山喷发造成的土壤污染。 就矿区来说,以工业污染源为主,其它次之。 1.2.3环境中重金属的危害 尾矿、矿渣是采矿区土壤重金属的主要来源之一。当这些矿山固体垃圾从地下搬运到地表后,由于所处环境的改变,在自然条件下,极易发生风化作用(物理、化学和生物作用),使大量有毒有害的重金属元素释放出来进入到土壤和水体中,给采矿区及周围环境带来严重的污染。 在雨水等的作用下,地下水和地表水都会受到不同程度的重金属污染。目前世界上受高砷饮水危害的国家和地区包括孟加拉国、印度恒河流域、阿根廷、智利、墨西哥、泰国、美国和中国的台湾、内蒙、山西部分地区。孟加拉国受砷危害人口有35-77百万人,占该国总人口(125百万)的一大半,几十年来联合国投入了大量财力物力进行治理,但收效甚微(Kovalchuk,1996)。有300多年开采历史的我国湖南石门雄黄矿,发生了严重的砷污染,河水砷含量达0.5-14.5 mg226;L-1,居民头发砷含量为0.972-2.459ug226;L-1。以河水为饮用水源的居民的砷暴露水平达到甚至超过国内外重大慢性砷中毒案例的暴露水平。 有毒气体的排放无疑会直接污染大气。如1996年玻利维亚波托西的波尔科矿山的一座铅锌尾矿坝倒塌,致使大约235,000 t有毒尾矿泥浆(包括砷、氰化物、铅和锌等有害成分)排入皮科马约河的一条支流阿瓜卡斯蒂利亚河中,导致饮用该河水和食用该河水中鱼的3名儿童死亡,其毒性影响到800km的巴拉圭一阿根廷的查科(salomons,1995)。另外,巴西亚马逊河流域附近,约17000km,的大范围金矿开采过程中,汞作为重要提金试剂,易形成合金金齐汞,直接释放进入大气,且向大气的释放量远比向河流和土壤的释放量高,占总释放量的65%-83%( salomons,1995),对人体危害十分严重。西班牙某重金属冶炼厂尾砂坝的倒塌,使得随后的土地开发过程中大气可吸入颗粒中铜和锰的含量增加了17~36%和59一70%(Querol,2000)。 重金属在土壤中的聚集引起的危害更为严重。其进入土壤后,一方面可在植物体中累积,并通过食物链最终转移到人体内,危害人群健康,致畸致癌;另一方面,还可能导致地下水污染,超过一定限度就会危害生态系统,如上述所说的水体和大气的污染。由于重金属污染的范围广,持续时间长,又不易在生物物质循环和能量交换中分解,所以污染土壤的修复与治理迫在眉睫,也是科学界比较关注的问题之一。就世界范围来看,全世界每年平均排放汞115万t,锰1500万t,铜340万t,铅500万t,镍100万(Jane vacalet,1999)。据估计,我国仅重金属污染的耕地面积就达2000万ha,约占耕地总面积的115 ,每年因土壤污染而减产粮食1000万t;另外还有1200万t粮食重金属超标,二者的直接经济损失达200多亿元(陈同斌,1999)。在金属成矿区周围的自然扩散区域内,环境中一般含有较高浓度的重金属,加上开矿过程中的废矿水和尾矿砂,常造成严重的重金属污染问题。据报道,湖南省郴县东坡铅锌矿自然扩散晕区域内的环境污染是以铅、锌、镉、砷为主的多金属污染复合体,水体内的细微尾矿砂颗粒物是重金属的主要迁移载体,且该区域内作物中的铅、镉残留很高(曾清如,1994)。 土壤中重金属的超标同时也会使农作物和其它生物受到危害。杨居荣(1992)发现耐福的甜菜与胡萝卜在对营养元素的吸收上呈现两种不同的特征,即耐镐的甜菜往往对钙、镁、锌、铁元素的吸收量大,而胡萝卜则相反。土壤中锌/锅比例增大可显著地降低菠菜含镉量(宋菲,1996)。己有证据表明,铜矿的冶炼可以增加周围农业系统中的铜含量,使冶炼厂周围紫花首稽和柏树叶片中的铜含量明显增加。华南某矿区周围农田土壤中锌含量达690~4000 mg.kg-1;华北某污灌区土壤中锌含量超过1500 mg226;kg-1,长期施用污泥的土壤中锌含量达370-470 mg226;kg-1,受汞污染的面积达3.2 × 104 ha,每年生产汞米1.95×105吨。沈阳张士灌区和江西大余县等地区的粮食己经遭受严重的锡污染,其含镉量己经超过诱发“痛痛病”的标准。龙育堂等(1994)研究芝麻对稻田汞净化效果,结果表明:土壤含汞量在5-130 mg226;kg-1,范围内,汞对芝麻产量和品质仍未造成显著影响;改种芝麻,土壤汞的年净化率高达41%,土壤的自净恢复年限比种植水稻缩短。食物链中重金属的高度富集最终将威胁到人类健康。