三門峽超微

『壹』 影響環境質量的因素有哪些，控制環境污染提高資源利用效率途徑是什麼

環境自凈能力按發生機理可分為三類：
（1）物理凈化作用。通過稀釋、擴散，吸附、沉澱、淋洗，揮發，沉降等物理過程達到凈化的目的。如含有煙塵的廢氣，通過大氣擴散，降水淋洗，重力的沉降等作用，而得到凈化；混濁的污水進入江河湖海後，通過物理的吸附，沉澱和水流的稀釋，擴散等作用，水體恢復到清潔的狀態。土壤中揮發性污染物如酚、氰，汞等，因為揮發作用，其含量逐漸降低。

（2）化學凈化作用。通過氧化、還原，化合、分解，吸附，凝聚，交換等化學反應過程達到凈化的目的。如某些有機污染物經氧化還原作用最終生成水和二氧化碳等；水中銅、鉛、鋅、鎘、汞等重金屬離子與硫離子化合，生成難溶的硫化物沉澱；鐵，錳、鋁的水合物，粘土礦物，腐植酸等對重金屬離子的化學吸附和凝聚作用。

（3）生化凈化作用。通過微生物的吸收、降解以及作用中的化學反應等生物化學過程達到凈化的目的。如植物能吸收土壤中的酚、氰，並在體內轉化為酚糖甙和氰糖甙；球衣菌可以把酚、氰分解為二氧化碳和水；綠色植物可以吸收二氧化碳，放出氧氣。
環境容量是在控制污染物濃度時提出的概念。因為盡管各個污染源排放的污染物可能達到(包括稀釋排放而達到的)濃度控制的標准，但若不考慮環境自凈化和容納的能力，當某一地區由於污染源集中，污染物排放總量過大，仍會使環境受到嚴重污染。因此，必須考慮環境容量問題，把各個污染源排入某一環境的污染物總量限制在環境容量允許的范圍之內，即總量控製法。

污染物也有多種分類方法。例如，按污染物污染的主對象可分為大氣污染物、水體污染物，土壤污染物等。按污染物的性質可分為物理污染物（包括雜訊、微波輻射、放射性污染物等）、化學污染物（包括無機污染物和有機污染物）和生物污染物（包括病原體，變應原污染物等）。也可按污染物的形態分為氣體、液體和固體污染物。
污染物總量受污染源分布狀況、污染物排放方式、污染物質性質、環境質量標准以及自然環境背景五個重要因素的影響和支配。其中，自然環境背景是客觀因素，前三個是可以通過技術手段加以控制的人為因素，而環境質量標準是客觀存在與主觀願望之間的調控因素，受到經濟與技術的約束。由於允許排污總量隨污染源分布狀況與污染物排放方式不同而不同，所以調控污染源分布狀況、改變污染物有害性質以及污染物排放方式成為總量控制的重要問題。另外，由於政策和技術原因，無法完全限制全部污染物質的排放和在限定時間內按規定的排污總量全部排出，仍可能出現超標排放而污染環境。因此，實施總量控制的同時，還須附加控制濃度的措施，才能有效地防治環境污染。

二、能源利用與環境

能源不僅是社會經濟發展必要的物質基礎，而且是現實的重要污染源。如煤炭的大量開發和利用，既嚴重破壞了開采地的生態環境，又會大面積污染消費地的大氣環境；因大量燃燒化石燃料而排放CO2所引發的全球性氣候變暖問題。隨著經濟發展水平的提高，人們對環境質量的價值越來越重視，環境問題對能源戰略的影響已不容忽視，越來越嚴格的環境排放標准正推動著清潔能源的發展。

能源的利用過程可分為開采開發和消費應用兩大過程。常規能源中的煤、石油、天然氣、水能、核裂變燃料以及風能、地熱能等需要開發，能源的消費以電能、熱能形式為主。因此大規模的能源消費，都需要通過燃燒來釋放化石燃料的化學能而轉換成熱能。從能源的開發到最終的消費使用，每一過程均對環境造成不同程度的危害，但以能源消費中化石燃料的燃燒過程造成的環境污染尤為嚴重。

（一）能源開發與環境問題

1．煤開發的環境問題

煤的地下和露天開采都會嚴重破壞生態環境，而且採煤是一種危險而有損健康的職業。

（1）岩層地表塌陷。岩層深處的煤採用地下開采方法。當煤層被開採挖空後，上覆岩層的應力平衡被破壞，導致上岩層的斷裂塌陷，甚至地表整體下沉。塌陷下落的體積可達開採煤炭的60％～70％，如開灤礦區地面沉陷平均為6m。地表沉陷後，較淺處雨季積水、旱季泛鹼，較深處則長期積水會形成湖泊；塌陷裂縫使地表和地下水流紊亂，地表水漏入礦井，還使城鎮的街道、建築物遭到破壞。治理塌陷的方法有：對於較淺的煤層，可在採煤時留下部分煤柱支撐煤層，但採煤效率很低；最有效的方法是將采空部分用碎石、砂、矸石、廢油頁岩等材料全部回填，但填充礦井需要付出昂貴的代價。

（2）地層表面破壞。接近地表的煤層採用露天開采方法。露天採煤時，先挖去某一狹長地段的覆蓋土層，采出剝露的煤炭，形成一道地溝。然後將緊鄰狹長地段的覆蓋土翻入這道地溝，開采出下一地段的煤炭，依次類推。其結果，平原採煤後礦區地表形成一道道交錯起伏的脊樑和窪地，形如「槎板」；丘陵採煤後出現層層「梯田」。露天煤礦開采後使植被遭到破壞，地表喪失地力，地面被污染，水土流失嚴重，整個生態平衡被打破。治理露天採煤造成破壞的方法有：開挖時盡量保持地表土仍覆蓋在上層地面；用城市污泥或熟土回填礦區，進行復墾和再種植等。復墾的土地需要養護若干年，才能逐漸改善土壤條件，種植植物，因而代價也很昂貴。

（3）礦井酸性排水。煤炭中通常含有黃鐵礦(FeS2)，與進入礦井內的地下水、地表水和生產用水等生成稀酸，使礦井的排水呈酸性。此外，礦區洗煤過程中也排出含硫、酚等有害污染物的酸性水。大量的酸性廢水排入河流，致使河水污染。治理酸性排水的方法有：防止大量的水進入礦井；封閉廢棄礦井入口；把廢水排入不會自流排放的廢井等，但同樣存在經濟問題。

（4）廢棄物堆積。煤炭的開采和選洗過程中，產生大量的煤矸石和廢石，礦區固體廢物堆積數量巨大。全世界每年排矸量10～12億t，中國目前年排矸量超過1億t，而綜合利用不到2 000萬t。現已堆積煤矸石16～20億t，佔地面積約1萬hm2。矸石堆積除了佔用土地，還不斷自燃，排放有害氣體和灰塵，污染大氣和水體。矸石可以設法綜合利用：作為供熱或發電用的劣質燃料，或作為工業原料用於建築、修路以及化肥生產等，至少可用於礦井回填。目前，全國平均綜合利用率大約只有20％左右。

（5）粉塵飛揚。煤的開采、裝卸、運輸過程中，難免有大量細小的煤灰、粉塵飛揚，使礦區空氣中的固體顆粒懸浮濃度增大，嚴重危害人體健康及礦區生態環境。

（6）自燃。開采出來的煤堆或地殼煤層經常會自動地緩慢燃燒。煤的自燃不僅浪費有價值的資源，而且釋放一氧化碳、硫化物等有害氣體，嚴重污染空氣。

煤炭是中國的第一能源，煤炭開採的環境保護與綜合利用尤為重要。

2．鈾生產的環境污染

核工業對環境的放射性污染主要來自核燃料生產和使用後燃料的處理。一般核燃料生產過程的放射性污染較輕，不構成嚴重危害。但它終究對人體有害，仍須予以充分注意。

核裂變燃料的基本原料是鈾。鈾的生產過程包括勘探、開采、選礦、水冶加工，最後精製得到的濃縮鈾。在核燃料生產中，主要污染源是鈾礦山和鈾水冶廠，污染物均為放射性物質，隨生產過程中的廢氣、廢水和固體廢物排向環境。雖然排出的廢物放射性水平低，但排放量大，分布廣。

鈾礦區空氣污染物有放射性氣體氡、衰變子體和放射性粉塵，主要來自掘進、破碎、裝運等過程中產生的氡和粉塵，隨礦井通風系統進入大氣。此外，礦岩石、礦石堆、廢石堆、尾礦堆、礦坑水等都不斷地析出氡氣。鈾礦山廢水中的污染物不僅包含氡、鈾及其衰變子體，而且有其他共生的有害化學物質。廢水來自地下水滲入礦井後形成的礦坑水，濕法開采作業產生的廢水，流經各種礦石堆的雨水等。鈾礦山的固體廢物主要是開採挖掘出來的廢石，以及預選淘汰礦石，還有預處理產生的礦渣或尾礦。這些固體廢物具有低水平的放射性，數量非常大。

水冶過程是鈾生產的重要環節，其排出的廢氣放射性水平很低，一般不致引起環境放射性污染。水冶廠廢水中的污染物有鐳226、硫酸根、硝酸根、有機溶劑等。其中鐳226是最危險的放射性物質，而酸性廢水排人河流造成的危害往往比放射性物質更嚴重。水冶廠的固體廢物主要是提取鈾後的尾礦，還有受到污染的設備、物品等。尾礦數量大致與原礦石相等。雖然其中殘留鈾不及原礦石含量的10％，但原礦石總放射性的70～80％仍然保留在尾礦中，如鐳放射性仍殘留95％以上。

核燃料生產中對環境的污染，最主要是含有放射性污染物的廢水排入河流造成水體污染，在排放口下游附近，鐳含量往往超標，使魚類和其他水生生物幾難以生存。固體廢物污染附近土地，或由於受到雨水沖淋，污染物隨徑流流入河流，往往造成一定程度的土壤污染和水體污染。鈾礦山和水冶廠排出的廢氣，在大氣自凈能力的作用下，一般不會引起嚴重污染。

通常，鈾礦山的廢水用鋇鹽除鐳或用其他方法凈化後排放；礦渣採取堆放棄置或回填礦井的方法處置。水冶廠廢水貯存於尾礦坑中，澄清後一部分重復使用，大部分自然蒸發、滲入地下或排入河川；尾礦砂可以回填礦井，也可以採用在尾礦砂堆表面噴塗化學葯劑，或用混凝土覆蓋等各種穩定方法使污染減少擴散。如果採取各種合理的預防措施，核燃料生產過程中的污染排放不會造成太大危害。核放射污染的主要危險是應用濃縮鈾的核反應堆突發事故和燃料的後處理。

3．水能開發對環境的影響

水能的最主要利用是水力發電。由於水力發電本身具有無環境污染的危害，以及水力是可連續再生的自然資源等一系列優點，水電總是以清潔能源有些列入能源的開發戰略。但是，水力發電也存在對生態環境的影響，它在給人類帶來巨大利益的同時，也會帶來一定的危害。水電工程無論是建設初期還是建成後使用，對環境的影響都是巨大的，尤其是建立攔河畜水的大壩，破壞了原有河流流域的生態平衡。因此，必須對水電工程引發的環境問題做出全面的、充分的評估，從而採取有效的對策和措施，把危害降到最低程度。水能開發對環境的影響有：

(1)對生態環境的影響。現代水電工程區域很大。由於庫區大片植被遭到破壞，使該區內的野生動物喪失了棲息地和食物來源而被迫遷徙，原來的動物群落解體、消失或滅絕。

水庫改變了河流環境狀況，直接或間接影響魚類與其他水生生物的生存。水庫淹沒了一些魚類的產卵和棲息地，阻擋某些魚類的回遊路徑。如美國的哥倫比亞河修建的大古力水壩使大鱗大馬哈魚的回遊棲息和產卵地減少了70％。水庫內可能出現氮、磷及有機物含量過高，使魚類患彎體病死亡，也會造成庫水富營養化而影響魚類生存。

水庫會改變該區域的氣候。由於水的熱容量大，使得水庫和陸地上空的大氣壓力發生改變而形成風。在水庫影響區域內，有風天數明顯增加。此外，水庫附近上空的濕度增加，由於水庫和陸地的溫度存在差異，冬季可能使降水有所增加，而夏季可能會使降水減少。還有，水庫對當地氣溫起著明顯的調節作用，能縮小最高氣溫和最低氣溫的溫差。如新安江水庫建庫前最高氣溫為45℃，最低氣溫為-12℃，建庫後則分別為41．8℃與-7．9℃。

(2)對自然環境的影響。水利發電利用水流的機械能，需要盡可能高的落差，必須建築大壩攔河蓄水。築壩時需要進行修建交通道路、建設房屋以及劈山採石等工作，水庫蓄水將水位大幅度提高，將大量的土地、森林、村莊城鎮、或名勝古跡永久淹沒。這可能使自然景觀永遠消失，風光綺麗的崇山峻嶺受到破壞。如修建黃河三門峽水電站淹沒了660km2的良田，包括元代修建的道教聖地永樂宮(又稱大純陽萬壽宮)。

(3)對社會環境的影響。除了自然生態環境問題，移民是水電建設的社會環境問題，也就是需要建立一個新的社會生態平衡系統。人口遷移問題遠比其他生物經受的變化復雜，這對庫區居民的生產和生活有著明顯的影響。新建的居住區必須重視移民的風俗習慣和對當地居民的影響，避免造成和激化社會矛盾。此外，應避免移民區的地方病和流行病異地傳播。

(4)泥沙沉積。含有泥沙的河水進入庫區後，流速減小，泥沙逐漸沉積下來，降低了水庫容水量。泥沙沉積嚴重影響水庫的功能，甚至會使整個水電站報廢。黃河三門峽水電站因泥沙沉積被迫改建四次，而發電量也只有原設計能力的10％。美國、印度、塞普勒斯等國的130座水庫調查表明，每年淤積的庫容量為2％～14．3％。水庫內沉沙淤泥還會加劇水壩下遊河流對河岸的侵蝕，使之與淤泥沿岸沉積的平衡被破壞，威脅沿岸城市和橋梁地基；淤泥減少會使下游低級微生物得不到營養大量死亡，從而導致魚類急劇減少，引起該區域水生生態的變化。

我國江河泥沙流失嚴重，據不完全統計，每年流失近50億t，尤以黃河、長江為最。對於水庫泥沙淤積，首先要在流域范圍內植樹造林，防止水土流失；此外，築壩建庫之前需考慮泥沙沉積的影響，水庫設計要完善滯洪排沙的功能

(5)誘發地震。水庫畜水改變和破壞了庫區岩體的應力的平衡與穩定，可能誘發地震。由於引起水庫地震的相關因素很多，目前人們對它的成因認識尚不夠統一。水庫地震與庫壩區岩石特性、地質結構和應力場、水文地質條件以及水庫要素（壩高、庫容、庫水深度、水庫面積及畜水速度）等因素有關。各類岩石中，誘震水庫位於碳酸鹽岩地區的比較多，我國約佔72%，岩漿岩區震級較高。有洞穴、漏斗和較寬斷裂的岩溶透水地區，誘發地震的概率較高，但震級較小。高壩水庫(高於100m，庫容大於108 m3)發震可能性較高。60年代，印度的柯伊納、希臘的克里馬斯塔、中國的新豐江，尚比亞的卡里巴，水庫相繼發生6級以上強震，埃及阿斯旺水庫（壩高111m，庫容居世界之二，1640´108 m3）地震最大一次為5．6級。

(6)對水庫滑坡的影響。水庫岸邊岩體中的松軟夾層，是制約岸坡穩定，導致滑坡主要因素。由於水庫水位提高，長期浸泡使松軟夾層軟化，河岸岩體強度降低，容易發生滑坡或崩岩。其結果會導致庫容減小，威脅過往航運船隻，激起涌浪危及大壩的安全。自然界異常活動，如暴雨、洪水、地震以及人類在沿岸過度活動等，極易誘發滑坡現象。

（二）能源消費與環境污染

在人類的生產和生活中，需要將能源從初級形式轉換為可以消費應用的高級形式。這種轉換過程對環境產生了各方面的負面影響。

機械能（位能或動能）、熱能、化學能、質量能以及光、核、電、聲、磁等都是能量的基本形式，它們在自然中以各種形式出現。如太陽能是光能；化石燃料屬於化學能；水能是位能；海浪和風能貯存著動能；等等。各種能量中，熱能、機械能和電能消費最多，它們在不同的工業裝置中完成各種轉換過程。如鍋爐把燃料化學能→熱能，汽輪機把熱能→機械能，發電機把機械能→電能，三者組成火力發電廠；汽車的內燃機將燃料化學能→熱能→機械能；水電站將水的位能→動能→電能；太陽能集熱器或電池分別將光能轉換為熱能或電能等。高品質的電能也可以轉換為光、熱或機械能，用於照明、取暖或做功。這些在人為干預下的能量轉換過程，不僅得到了造福於人類的結果，而且產生了有害於環境的某些不良效應，即環境污染。

根據熱力學定律，任何能量轉換裝置的效率都不能達到100％。如使用非再生性常規能源，火力發電廠將煤的化學能轉化為電能的效率約40％；汽車發動機將石油化學能轉化為機械能的效率約25％；核電站的效率約為33％。可見，大部分能源在消費過程中以熱能的形式散失於環境，造成熱污染，同時還向環境排放有害污染物，產生不良的環境效應。因此，提高能量資源利用效率，不僅可以減少能耗，節約能源，提高產品的經濟性；而且減少環境污染，有利於環境保護。

常規能源中水能的利用與化石燃料相比較，其優勢非常突出。水在自然河流中流動的機械能，一部分會轉化為熱能分散於水中。水電站將水的機械能轉化為電能輸送到各地，在電能消費處化為熱能而散失，即水能利用的結果，只不過改變了熱量的空間分布，對大環境而言，沒有熱量的增加。水電站在運行時，沒有廢熱和污染物的排放，對環境幾乎沒有不利的影響。

多數環境污染問題與能源應用直接有關，如空氣污染、水體和土壤污染、熱污染、放射性污染、固體廢物、雜訊等。化石燃料的燃燒，排放的SO2、NQx、CO、碳氫化合物和煙塵等直接污染大氣，污染物在大氣中經過物理過程和光化學反應形成酸雨和光化學煙霧影響涉及更廣的范圍，除大氣之外，還包括水體和土壤。排放的大量CO2和廢熱引起溫室效應，造成區域性和全球性的危害。能源工業產生的大量固體廢物也污染大氣、水和土壤。放射性污染主要來自核電站，核武器試驗也是污染源。近年來，三哩島、切爾諾貝利等幾次核電站重大事故說明，無論怎樣小心防護，核電站終歸是一個危險裝置，其事故的發生往往是災難性的。此外，與火力發電相比，核電站排放廢熱更嚴重，它將全部熱能的2／3排向環境。

三、環境污染對生物的影響

生物的生存環境被污染後，生物體內的毒物含量會逐漸積累。當富集到一定數量後，生物就開始出現受害症狀，生理、生化過程受阻，生長發育停滯，最後導致死亡。

（一）環境污染對植物的影響

污染物影響植物的生理生化作用。污染物對光合作用的影響是植物受害的主要原因。如S02抑制二磷酸核酮糖羧化酶的活性；重金屬Pb2+能抑制菠菜葉綠素中光合電子傳遞，這都阻止光合作用中對C02的固定，使光合作用下降。S02還能使植物的總含氮量與蛋白質含氮量均下降；重金屬鎘能明顯影響種子中氨基酸含量，從而影響植物的營養成分。污染物能破壞植物細胞膜的透性，並使植物的呼吸作用下降。

污染物能改變並降低土壤微生物和酶的活性，影響植物根系對土壤中營養元素的吸收。對重金屬鎘的研究表明：①鎘能明顯影響玉米幼苗對氮、磷、鉀、鈣、鎂、鐵、錳、鋅、銅的吸收，使玉米幼苗體內氮、磷、鋅的含量降低。②鎘可以影響和破壞植物細胞的超微結構。如玉米用鎘處理後，細胞核變形、外膜腫大、內腔擴大，核仁趨向碎裂；幼苗根的線粒體腫脹，腔內有絮狀沉積物，出現受害症狀；葉綠體超微結構層次減少，分布不均、混亂，發生明顯變化。③用鎘處理種子後，發芽率下降，抑制水生植物生長發育。隨著鎘濃度增大，根的增加量相應減少，斷根增加，降低了根的吸收功能。加上植物葉片褪綠，光合作用減弱，最終導致生物產量的降低。

（二）環境污染對動物的影響

環境污染影響動物正常的生理功能，威脅動物的生存。污染物明顯破壞動物的內臟。有些污染物，如Pb、Cd還能使魚脊椎彎曲。有機氯農葯嚴重影響魚類、水鳥、哺乳動物的繁殖機能，使許多鳥類蛋殼變薄。重金屬元素對魚類的呼吸系統有嚴重的影響和破壞作用。這些重金屬元素能粘附和積累在魚鰓的表面，導致鰓的上皮和黏液細胞產生貧血和營養失調，而且還能降低血液中呼吸色素的濃度，使紅血球減少。其結果，影響了魚類對氧的呼吸作用和降低血液輸送氧氣的能力，使得魚類呼吸器官機能衰退。對一些污染物的研究結果表明，甲基汞能使血紅蛋白、血漿中的Na+和Cl-增加；Cd+能幹擾肝臟對維生素B12的正常儲存；用亞致死劑量鎘處理鰈魚有明顯的貧血反應。

『貳』 陝州人民醫院的醫院簡介

醫院引進國際尖端的德國鼻咽內窺鏡技術、美國DNR等離子超微水融術、美國篩前神經和翼管神經阻斷術、瑞士電動鼻鑽系統等一系列尖端醫療技術。
醫院現有各類專業技術人員兩百多名、工勤人員32名、高級中級職稱人員多名、各類初級人員64名，以耳鼻喉科、婦產科為主要拳頭科室。
醫院邀請了一大批國內享有盛名的耳鼻咽喉專家，2011年更榮獲三門峽地區唯一【全國耳鼻喉疾病防治工程定點醫院】殊榮，醫院憑借一流的技術、一流的設備、一流的專家、一流的服務、一流的管理，在省內同行業中居於權威和領先的地位。 從美國、德國、瑞士等國引進了一系列國際領先的高精度、高智能的專業全套設備，解決了傳統診療耳鼻咽喉疾病的不足，電腦全程監控、自動檢測、自動分析，能精確的診斷出導致耳鼻咽喉疾病的各類病因，為臨床診斷和對症治療提供了准確科學的依據。
提高醫療服務質量，是百姓對我們的期盼，也是我們每一位醫療工作者一生的追求。採摘一片生命的綠葉讓病人的期盼和我們的治療交融，在記憶中烙下快樂的痕跡，向病痛作深沉的告別！ 陝州人民醫院是病人生命的樂園，是社會健康的港灣。

『叄』 中元古代長城紀構造層——長城系熊耳群

熊耳群呈北西向分布於山西省絳縣、垣曲,河南省濟源市西北、陝縣、澠池、嵩縣、魯山西、確山縣南,呈近東西向分布於嵩縣、盧氏北部—陝西省洛南地區,為一三叉式大陸裂谷火山岩沉積,噴發環境以陸相為主,部分為海相。噴發中心在山西省垣曲—三門峽—崤山—汝陽縣付店—方城縣拐河—確山縣瓦崗一線,最大厚度大於8009m（嵩縣舊縣龍潭溝—火神廟）。自下而上劃分為大古石組、許山組、雞蛋坪組、馬家河組和龍脖組,各組間為整合接觸。

龍脖組1965年在嵩縣紙房鄉龍脖村建立,河南區調隊於1981年在編制河南省地質圖時認為龍脖組屬雞蛋坪組,故予以廢棄,之後《河南省區域地質志》（1989）、《河南省岩石地層》（1997）兩書中均採用該方案。第一地質調查隊在1987年1：5萬河南省欒川北部區域地質調查和1990年1：5萬嵩縣幅區域地質調查中查明龍脖組主要由一套酸性噴發岩夾凝灰岩、大理岩等組成,與下伏馬家河組為侵入-噴發不整合接觸,厚121～946m。王志宏（2000）及本次研究同意第一地質調查隊意見,認為龍脖組是熊耳群第二個基性-酸性噴發旋迴的上部沉積,將其置於熊耳群頂部。

熊耳群大古石組與下伏古元古界銀魚溝群、嵩山群之間呈平行不整合接觸,與下伏新太古界太華岩群之間呈不整合接觸；與上覆汝陽群小溝背組、五佛山群兵馬溝組、高山河群呈平行不整合-角度不整合接觸,或被汝陽群雲夢山組超覆覆蓋,小溝背組、兵馬溝組、高山河群、雲夢山組底部礫岩的礫石主要來源於下伏熊耳群。

2.1.3.1 主要岩性特徵

（1）大古石組

代表性剖面位於濟源市邵源鄉黃背角大鼓石村,由河南省區測隊於1964年測制。主要岩性為砂礫岩、砂岩、砂質頁岩、頁岩夾少量薄層狀灰岩,最大沉積厚度212m,含微古植物Leiominuculaaff.minuta,Taeniatum crassum,Trematosphaeridium holtedahlii,T.minutum,Polyporata sp.。

（2）許山組

代表性剖面位於濟源市邵源鄉北寨村三擔河—建虎門,由河南省區測隊於1964年測制。主要岩性為灰綠色、灰紫色安山岩、輝石安山岩、安山玄武岩,夾紫紅色英安岩及少量火山碎屑岩,厚269～3625m,含微古植物Leiominucula aff.minuta,Trematosphaeridium minutum。

（3）雞蛋坪組

代表性剖面位於山西省垣曲縣同善鄉雞蛋坪村,由河南省區測隊於1964年測制。以紫紅、灰紫色石英斑岩為主,黃河以南大部分地區夾灰紫色安山岩及少量含海綠石長石岩屑砂岩、疊層石灰岩、凝灰岩、泥岩等,厚0～3922m。

（4）馬家河組

代表性剖面位於山西省垣曲縣同善鄉吳家村—山頂村,由河南省區測隊於1964年測制。主要岩性為灰綠、暗綠、紫灰色安山岩、輝石安山岩、玄武安山岩,夾流紋岩、英安岩、火山碎屑岩、砂岩、頁岩及少量灰岩等,厚152～3102m,含疊層石Gruneria biwabikia。

（5）龍脖組

代表性剖面位於嵩縣紙房鄉龍脖石樓溝,由河南省第一地質調查隊於1990年重測。

龍脖組主要岩性為紫紅、紫灰色流紋斑岩,夾安山岩、輝石安山岩、凝灰岩、粉砂岩、鮞狀灰岩等,厚121～946m。

2.1.3.2 時代劃分及區域對比意見

熊耳群中微古植物組合的特點是：形態比較簡單,個體較小,屬、種較少,以「超微體」的Lei- ominucula（光面小球藻）和Trematosphaeridium（穴面球形藻）為主要類型,可與薊縣剖面長城系對比。

熊耳群僅發育在華北陸塊南緣的河南—陝西洛南和山西南部地區。目前已有的測年資料中孫大中（1991）在許山組中獲得U-Pb法年齡1826±32Ma,1840±4Ma,1829±1429Ma,表明熊耳群的下限在1800Ma±。在熊耳群中還獲得Rb-Sr法年齡1459±48Ma,1439±35Ma（喬秀夫等,1985）,Rb-Sr法年齡1393±66Ma（李雲軍,1987）,在侵入熊耳群的同碰撞花崗岩（付店閃長岩）中獲得U-Pb法年齡1440Ma（1：5萬付店幅,1988）,在侵入熊耳群的霓霞正長岩脈中獲得Rb-Sr法年齡1374.5Ma（1：5萬任店幅,1986）。

分布於潘河—馬超營—拐河—駐馬店一線以北的熊耳群沒有變質,以南的熊耳群普遍發生了區域變質作用,變質程度達低綠片岩相（1：5萬保安幅,1995；四里店幅,1989）-高綠片岩相黑雲母帶（1：5萬胡廟幅,1994；毛集幅,1990）,在同一地區,熊耳群與其上覆汝陽群之間存在明顯的變質程度差異,如確山縣胡廟地區熊耳群為高綠片岩相,汝陽群為低綠片岩相（1：5萬胡廟幅,1994）。

在方城縣拐河地區高山河群（未分組）沉積不整合在侵入熊耳群的王家營片麻狀鉀長花崗岩（Pb-Pb法年齡1706Ma）之上（1：5萬保安幅,1995）,在盧氏縣官道口鄉朱陽岔高山河群（未分組）沉積不整合在侵入熊耳群的朱陽岔角閃石英二長岩（U-Pb法年齡1731±29Ma）之上,表明華北陸塊南部地殼在熊耳群大陸裂谷閉合的同時（或稍晚時期）不均勻抬升,發生較長時期剝蝕作用,致使熊耳群發生了不同程度的缺失,深成岩體被剝蝕出露,其後再度不均勻下降重新接受沉積。山西區調隊於1974年將使得熊耳群裂谷盆地閉合的構造運動命名為王屋山運動,時間為距今1400Ma前。在王屋山運動中分布於板塊南緣內陸俯沖帶內的熊耳群發生了由南向北變弱的區域變質作用。

綜上所述,熊耳群形成時代為長城紀。