土壤中重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化

1、第二節(jié)第二節(jié) 土壤中重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化土壤中重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化 一、土壤中的重金屬 土壤背景值背景值 土壤本身含有微量的金屬元素，其中很多是作物生長必需的微量營養(yǎng)元素，如Mn、Zn、Cu等。不同地區(qū)土壤中重金屬的種類和含量也有很大差別。 在研究重金屬對土壤的污染時首先要調(diào)查各地區(qū)土壤重金屬含量的背景值。 因此土壤背景值就是指在未受污染土壤背景值就是指在未受污染的情況下，天然土壤中的金屬元素的基的情況下，天然土壤中的金屬元素的基線含量線含量。 土壤背景值中含量較高的元素為：Mn、Cr、Zn、Cu、Ni、La、Pb、Co、 As、Be、Hg、Se、Sc、Mo(mg/kg)。 重金屬不被土壤微生物降

2、解，可在土壤中不斷積累，也可以為生物所富集，并通過食物鏈在人體內(nèi)積累，危害人體健康 土壤中重金屬污染 重金屬一旦進(jìn)入土壤就很難予以徹底的清除。日本的“痛痛病”，我國沈陽郊區(qū)張士灌區(qū)的“鎘米”事件等是重金屬污染的典型實例。重金屬污染土壤的特點：二、影響重金屬在土壤中歸趨的主要因素二、影響重金屬在土壤中歸趨的主要因素1. 土壤膠體對重金屬的吸附 土壤膠體對重金屬的吸附能力與金屬離子的性質(zhì)及膠體的種類有關(guān)。 同一類的土壤膠體對陽離子的吸附與陽離子的價態(tài)有關(guān)。 陽離子價態(tài)越高，電荷越多，土壤膠體與陽離子的靜電作用也越強，吸引力越大，結(jié)合強度越大；而價態(tài)相同離子的水合半徑小，吸附能力強。 還與土壤的膠體

3、性質(zhì)有關(guān)：礦物類型，化學(xué)組成，陽離子交換量，比表面積等有關(guān)。 土壤有機(jī)膠體屬無定形膠體，比表面積大，吸附容量可達(dá) 150 700 毫克當(dāng)量/100克土。 對金屬離子的吸附順序是： Pb Cu Cd Zn Hg 2.金屬離子的配位作用 土壤中重金屬可與各種無機(jī)配體或有機(jī)配體發(fā)生配位作用。 以Hg為例，土壤表層中的Hg主要以Hg(OH)20 或 HgCl2為主，而在 Cl- 高的鹽堿土中則以 HgCl42- 為主。 重金屬的這種羥基配位和氯配位的作用，可提高難溶重金屬化合物的溶解度，同時減弱了土壤膠體對重金屬的吸附，影響了重金屬在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化。 又如，腐殖酸中富里酸-重金屬配合物易溶于水，能夠

4、有效地阻止了重金屬難溶鹽的沉淀。 在高氧化環(huán)境中，Eh較高，如V、Cr等具有氧化還原性質(zhì)的重金屬常呈氧化態(tài)，形成可溶性釩酸鹽、鉻酸鹽釩酸鹽、鉻酸鹽等具有極強的遷移能力，而鐵、錳相反，形成高價難溶性沉淀，遷移能力很低。 3. 土壤中重金屬的沉淀和溶解土壤中重金屬的沉淀和溶解土壤pH值是影響重金屬遷移轉(zhuǎn)化的重要因素，如： Cd(OH)2 = Cd2+ + 2OH- （Ksp = 2.010-14） Cd2+OH-2 = 2.010-14 Cd2+ = 2.010-14/ 1.010-14/ H+2 logCd2+ = 14.3 2pH 因此，Cd2+ 隨 pH 值的升高而減少反之，pH 值下降時土

5、壤中重金屬就溶解出來，這就是酸性土壤作物受害的原因。 1土壤植物體系土壤植物體系 土壤-植物體系具有轉(zhuǎn)化儲存太陽能為生物化學(xué)能的功能，而微量重金屬是土壤中植物生長酶的催化劑； 又是一個強的“活過濾器”，當(dāng)有機(jī)體密度高時，生命活力旺盛，可以經(jīng)過化學(xué)降解和生物代謝過程分解許多污染物；三、重金屬在土壤植物體系中的遷移及其機(jī)制微量重金屬可以促進(jìn)土壤中許多物質(zhì)的生物化學(xué)轉(zhuǎn)化，但土壤受重金屬污染負(fù)荷超過它所承受的容量時，生物產(chǎn)量會受到影響。 因此，土壤-植物系統(tǒng)通過一系列物理化學(xué)或生物代謝過程對污染物進(jìn)行吸附、交換、沉淀或降解作用，使污染物分解或去毒，從而凈化和保護(hù)了環(huán)境。2.污染物由土壤向植物體系中的遷

6、移 土壤中污染物通過植物根系根毛細(xì)胞的作用積累于植物的莖、葉和果實部分。 遷移方式遷移方式：污染物通過植物體生物膜的方式遷移，可分為： 被動轉(zhuǎn)移和主動轉(zhuǎn)移兩類。 脂溶性物質(zhì)從高濃度一側(cè)向低濃度側(cè)，順濃度梯度擴(kuò)散，通過有類脂層屏障的生物膜。其擴(kuò)散速率與有機(jī)物的化學(xué)性質(zhì)、分子體積或在液體pH條件下離解性有關(guān)。 被動擴(kuò)散不耗能，不需載體參與，因而無競爭性抑制、特異性選擇和飽和現(xiàn)象。（p236）被動轉(zhuǎn)移 在需消耗一定的代謝能量下，一些物質(zhì)可在低濃度側(cè)與膜上高濃度的特異性蛋白載體結(jié)合，通過生物膜至高濃度側(cè)解離出原物質(zhì)。這一轉(zhuǎn)運稱為主動轉(zhuǎn)運主動轉(zhuǎn)運 所需代謝能量來自膜的三磷酸酰苷酶分解三磷酸酰苷(ATP)

7、成二磷酸酰苷（ADP）和磷酸時所釋放的能量。主動遷移 具有競爭性抑制、特異性選擇和飽和現(xiàn)象。 如鉀離子在細(xì)胞內(nèi)外濃度分布： K+(細(xì)胞內(nèi)) K+(細(xì)胞外)膜內(nèi)）（磷酸蛋白）（膜外）(KADPPPATPKPKPPK3.影響重金屬在土壤植物體系中遷移的因素 植物種類 土壤種類 土壤的酸堿性和腐殖質(zhì)含量均可影響重金屬向植物體內(nèi)轉(zhuǎn)移的能量。 重金屬形態(tài) 如CdSO4、Cd3(PO4)2和CdS 三種不同形態(tài)的鎘在土壤中，實驗發(fā)現(xiàn)對水稻生長的抑制與鎘的溶解度有關(guān)，此外土壤pH值、PE值的變化都可影響植物對重金屬的吸收。 重金屬在植物體內(nèi)的遷移能力（p218)四、植物對重金屬污染產(chǎn)生耐性耐性的幾種機(jī)制 1

8、. 植物根系通過改變根際化學(xué)性狀，原生植物根系通過改變根際化學(xué)性狀，原生質(zhì)泌溢等作用限制重金屬離子的跨膜吸收。質(zhì)泌溢等作用限制重金屬離子的跨膜吸收。 植物對重金屬吸收可根據(jù)植物的特性和重金屬的性質(zhì)分為耐性植物和非耐性植物，耐性植物具有降低根系吸收重金屬的機(jī)制。 實驗證明，某些植物對重金屬吸收能力的某些植物對重金屬吸收能力的降低是通過根際分泌螯合劑抑制重金屬的降低是通過根際分泌螯合劑抑制重金屬的跨膜吸收?？缒の?。 如 Zn 可以誘導(dǎo)細(xì)胞外膜產(chǎn)生分子量為60000 93000 的蛋白質(zhì)，并與之鍵合形成絡(luò)合物，使 Zn停留在細(xì)胞膜外。還可以通過形成跨根際的氧化還原電位梯度和 pH梯度等來抑制對重金

9、屬的吸收。 耐性植物中重金屬分布在根系細(xì)胞壁上耐性植物中重金屬分布在根系細(xì)胞壁上 如耐性植物中 Zn 向植物地上部分移動的量很少,在細(xì)胞各部分中，主要分布在細(xì)胞壁上，以離子形式存在或與細(xì)胞壁中的纖維素木質(zhì)素結(jié)合。由于金屬離子被局限于細(xì)胞壁上，而不能進(jìn)入細(xì)胞質(zhì)影響細(xì)胞內(nèi)的代謝活動，使植物對重金屬表現(xiàn)出耐性。 2. 重金屬與植物的細(xì)胞壁結(jié)合 但不同植物的細(xì)胞壁對金屬離子的結(jié)合能力不同，因此，植物細(xì)胞壁對金屬的固定作用不是一個普遍存在的耐受機(jī)制。 例如，Cd7090% 存在于細(xì)胞質(zhì)中只有10%左右存在于細(xì)胞壁中。 一般來講，重金屬過多可使植物中酶的活性破壞，而耐性植物中某些酶的活性可能不變，甚至增加

10、，具有保護(hù)酶活性的機(jī)制保護(hù)酶活性的機(jī)制。 研究發(fā)現(xiàn)，耐性植物中有些酶的活性在重金屬含量增加時仍能維持正常水平，而非耐性植物的酶的活性在重金屬含量增加時明顯降低。 3. 酶系統(tǒng)的作用 耐性植物中還發(fā)現(xiàn)一些酶可以被激活從而使耐性植物在受重金屬污染時保持正常的代謝作用。 研究發(fā)現(xiàn)：膀胱麥瓶草體內(nèi)的磷酸還原酶硝酸還原酶、葡萄糖6磷酸脫氫酶、異檸檬酸脫氫酶及蘋果酸脫氫酶，在不同耐性品種中對重金屬耐性不同，特別耐性品種中硝酸還原酶還能被激活。 1957年 Margoshes 首次從馬的腎臟中提取了一種金屬結(jié)合蛋白，命名為“金屬硫蛋白”（MT），分析發(fā)現(xiàn)能大量合成 MT 的細(xì)胞對重金屬有明顯的抗性，而喪失

11、MT 合成能力的細(xì)胞對重金屬有高度的敏感性，現(xiàn)已證明 MT是動物和人體最主要的重金屬解毒劑。 4. 形成重金屬硫蛋白或植物絡(luò)合素形成重金屬硫蛋白或植物絡(luò)合素 Caterlin 首次從大豆根中分離出富含Cd 的蛋白質(zhì)復(fù)合物，由于其表觀分子量和其它性質(zhì)與動物體內(nèi)的金屬硫蛋白極為相似，故稱為類 - MT。 1985年 Crill 從經(jīng)過重金屬誘導(dǎo)的蛇根木懸浮細(xì)胞中提取分離了一組重金屬結(jié)合肽。 其分子量和化學(xué)性質(zhì)不同于動物體內(nèi)的金屬硫蛋白，而將其命名為植物絡(luò)合素（PC）。 它可以被重金屬Cd、Cu、Hg、Pb等誘導(dǎo)合成。 一般認(rèn)為植物耐受重金屬污染的重要機(jī)制之一是金屬結(jié)合蛋白的解毒作用。 即，金屬結(jié)合

12、蛋白與進(jìn)入植物細(xì)胞內(nèi)的重金屬結(jié)合，使其以不具生物活性的無毒的螯合物形式存在，降低了金屬離子的活性，減輕或解除了其毒害作用。五 幾種重金屬在土壤-植物體系中的積累和遷移砷 (As) 土壤中砷的形態(tài)：水溶態(tài)、吸附態(tài)和難溶態(tài)前二者又稱可給態(tài)砷，可被植物吸收 吸收：有機(jī)態(tài)砷 被植物吸收 體內(nèi)降解為無機(jī)態(tài) 通過根系、葉片的吸收體內(nèi)集中在生長旺盛的器官 如：水稻，根 莖葉 谷殼 糙米 毒性：甲基化砷 H3AsO3 H3AsO4 微生物轉(zhuǎn)化 （p276)AsCHAsOCHAsOHCHOHAsOCHOHAsCHOHAsOCHAsOHAsOHeCHeCHeCHe33233232232322333243)()()

13、()()()()(333 其中，甲基供體來源于相應(yīng)轉(zhuǎn)移酶的輔酶S-腺苷甲硫氨酸，它起著傳遞正甲基離子的作用。 同時，微生物還可以參加無機(jī)砷的轉(zhuǎn)化：42222222AsONaHOHONaAsO土壤 許多微生物都可使亞砷酸鹽氧化成砷酸鹽；而甲烷菌、脫硫弧菌、微球菌等都還可以使砷酸鹽還原成亞砷酸鹽。 存在：在0-15米土壤表層積累，主要以 Cd3(PO4)2 和 Cd(OH)2 的形式存在。在pH 7的土壤中分為可給態(tài)、代換態(tài)和難溶態(tài)。 吸收：根 葉 枝 花、果、籽粒 蔬菜類葉菜中積累多，黃瓜、蘿卜、番茄中少, 鎘進(jìn)入人體，在骨骼中沉積，使骨骼變形，骨痛癥。鎘(Cd) 微生物轉(zhuǎn)化：微生物特別某些特定

14、菌類對鎘有較好的耐受性，可望用于工廠處理含鎘廢水（富集） 以含鉻廢水（物）進(jìn)入土壤，常以三價形式存在，90%以上被土壤固定，難以遷移。 土壤膠體強烈吸附三價鉻，隨pH的升高吸附能力增強。 土壤對Cr(VI)的吸附固定能力低，約8.5-36.2%，進(jìn)入土壤的Cr(VI)在土壤有機(jī)質(zhì)的作用下很容易還原成三價。鉻（鉻（Cr)Cr) 另一方面，在 pH 6.5 - 8.5 MnO2 起催化作用，三價鉻也可以氧化成 Cr(VI)：4Cr(OH)2+ + 3O2 + 2H2O 4CrO42- + 12H+鉻在作物中難以吸收和轉(zhuǎn)化。 汞進(jìn)入土壤后 95% 以上可被土壤持留或固定，土壤黏土礦物和有機(jī)質(zhì)強烈吸附

15、汞。 非微生物轉(zhuǎn)化： 2Hg+ = Hg2+ + Hgo 微生物轉(zhuǎn)化： HgS（硫桿菌） Hg2+（抗汞菌） Hg0 汞汞(Hg) 汞的甲基化： 在有氧或好氧條件下，微生物使無機(jī)汞鹽轉(zhuǎn)變?yōu)榧谆Q汞的生物甲基化。這些微生物是利用機(jī)體內(nèi)的甲基鈷氨蛋氨酸轉(zhuǎn)移酶來實現(xiàn)汞的甲基化的。(p274)HgCHOCoBHOHHgCoBCH312222123（水合鈷氨素）1231222OCoBCHRCoOCoBHFADH輔酶甲基四氫葉酸還原輔酶Hg2+（甲烷形成菌） CH3Hg+ CH3-Hg-CH3 生成的甲基汞具有親脂性，能在生物體內(nèi)積累富集，其毒性比無機(jī)汞大100倍。烷基汞中只有甲基、乙基和丙基汞為水俁

16、病的致病性物質(zhì)。 可溶態(tài)的含量很低，主要以Pb(OH)2、PbCO3、PbSO4鉛的難溶鹽形式存在。Pb2+可以置換黏土礦物上的Ca2+，在土壤中很少移動。鉛鉛(Pb) 植物吸收主要在根部，大氣中的鉛可通過葉面上的氣孔進(jìn)入植物體內(nèi)，如薊類植物能從大氣中被動吸附高濃度的鉛，現(xiàn)已確定作為鉛污染的指示作物。第三節(jié)第三節(jié) 土壤中農(nóng)藥的遷移和轉(zhuǎn)化土壤中農(nóng)藥的遷移和轉(zhuǎn)化 一、土壤中農(nóng)藥的遷移1. 擴(kuò)散擴(kuò)散 氣態(tài)發(fā)生（揮發(fā)） 農(nóng)藥在田間中的損失主要途徑是揮發(fā)，如，顆粒狀的農(nóng)藥撒到干土表面上，幾小時內(nèi)幾乎無損失；而將其噴霧時，霧滴復(fù)干的10分鐘內(nèi)，損失達(dá)20%。影響農(nóng)藥揮發(fā)的主要因素：影響農(nóng)藥揮發(fā)的主要因素：

17、農(nóng)藥（物理化學(xué)性質(zhì)、濃度、擴(kuò)散速率）土壤（含水量、吸附性）環(huán)境（溫度、氣流速度）等 非氣態(tài)發(fā)生 指土壤中氣-液、氣-固界面上發(fā)生的擴(kuò)散作用。由于土壤系統(tǒng)復(fù)雜，擴(kuò)散物質(zhì)在土壤表面可能存在吸附和解吸平衡，土壤性質(zhì)不同，有機(jī)物性質(zhì)不同都影響擴(kuò)散作用。 Shearer等根據(jù)農(nóng)藥在土壤中的擴(kuò)散特性提出了農(nóng)藥的擴(kuò)散方程式 （見p221）22xcDtcvs 土壤水分的含量 Shearer 等對林丹在粉砂壤土中的擴(kuò)散研究表明： n干燥土壤中無擴(kuò)散n含水4% 總擴(kuò)散系數(shù)和氣態(tài)擴(kuò)散系數(shù)最大n含水4-20%，氣態(tài)擴(kuò)散系數(shù)50%主要影響因素n含水30% 非氣態(tài)擴(kuò)散系數(shù)最大n含水4% 隨水分的增加，總擴(kuò)散系數(shù)下降n含水

18、4-16% 隨水分的增加，非氣體擴(kuò)散系數(shù)下降n含水16% 隨水分的增加，非氣體擴(kuò)散系數(shù)增加圖49 基粒粉沙壤土中林丹的不同轉(zhuǎn)移途徑 土壤吸附的影響 吸附作用是農(nóng)藥與土壤固相之間相互作用的主要過程，直接影響其他過程的發(fā)生。如土壤對除草劑2,4D的化學(xué)吸附，使其有效擴(kuò)散系數(shù)降低。 土壤的緊實度 是影響土壤孔隙率和界面性質(zhì)的參數(shù)，緊實度高，土壤的充氣孔隙率降低，擴(kuò)散系數(shù)也降低。 溫度 溫度升高，有機(jī)物的蒸汽密度升高，總的效應(yīng)是擴(kuò)散系數(shù)增大，如林丹的擴(kuò)散系數(shù)隨溫度的升高而呈指數(shù)增大。 氣流速度 農(nóng)藥種類2.2.質(zhì)體流動質(zhì)體流動 土壤中農(nóng)藥既可以溶于水，也能懸浮在水中，還可能以氣態(tài)存在，或者吸附在土壤固

19、相上或存在于土壤有機(jī)質(zhì)中，從而使它們與水一起發(fā)生質(zhì)體流動。 在穩(wěn)定的土壤-水流狀態(tài)下，有機(jī)物通過多孔介質(zhì)移動的一般方程為：tSxcVxcDtc022D擴(kuò)散系數(shù)，V0平均孔隙水速度，C土壤溶液中農(nóng)藥的濃度，土壤容量，S吸著于土壤的農(nóng)藥濃度。二二. .非離子型農(nóng)藥與土壤有機(jī)質(zhì)的作用非離子型農(nóng)藥與土壤有機(jī)質(zhì)的作用1.非離子型農(nóng)藥在土壤-水體系中的分配作用 吸附作用（adsorption ）過程：有機(jī)物的離子或基團(tuán)從自由水向土壤礦物的亞表面層擴(kuò)散；離子或基團(tuán)以表面反應(yīng)或進(jìn)入雙電層的擴(kuò)散層的方式為土壤礦物質(zhì)吸附。 物理吸附物理吸附 化學(xué)吸附化學(xué)吸附 分子間范德華力 化學(xué)鍵相互作用力 離子鍵、共價鍵、配位

20、鍵等） 不需活化能 需活化能 吸附平衡 化學(xué)反應(yīng)速度 瞬間達(dá)到 慢于物理吸附 分配作用（分配作用（partition） 有機(jī)化合物在自然環(huán)境中的主要化學(xué)機(jī)理之一，指水-土壤（沉積物）中，土壤有機(jī)質(zhì)對有機(jī)化合物的溶解，或稱吸附（sorption, uptake），用分配系數(shù) Kd 來描述。 分配作用分配作用 吸附作用吸附作用 作用力 分子力 范德華力 溶解作用 和化學(xué)鍵力 吸附熱 低吸附熱 高吸附熱 吸附等溫線 線性 非線性 競爭作用 非競爭吸附 競爭吸附 與溶解度相關(guān)2土壤濕度對分配過程的影響 極性水分子和礦物質(zhì)表面發(fā)生強烈的偶極作用，使非離子性有機(jī)物很難占據(jù)礦物表面的吸附位，因此對非離子性有

21、機(jī)化合物在土壤表面礦物質(zhì)上的吸附起著一種有效的抑制作用。 圖4-13 說明，在干土壤中，由于土壤表面的強烈吸附作用，使林丹和狄氏劑大量吸附在土壤中；濕潤土壤中，由于水分子的競爭作用，土壤中農(nóng)藥的吸附量減少，蒸汽濃度增加。 圖414說明，隨土壤水分相對含量的增加，吸附（分配）作用減弱，當(dāng)相對濕度在50時，水分子強烈競爭土壤表面礦物質(zhì)上的吸附位，使吸附量降低，分配作用占主導(dǎo)地位，吸附等溫線為線性圖415說明，干土壤中吸附的強弱還與吸附質(zhì)(農(nóng)藥)的極性有關(guān)，極性大的吸附量就大；而且分配作用也同時發(fā)生。因此，非離子型有機(jī)物在干土壤中表現(xiàn)為強吸附（被土壤礦物質(zhì)）和高分配（被土壤有機(jī)質(zhì)）的特征，且表面吸附

22、作用比分配作用大得多。(?)三、農(nóng)藥在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化三、農(nóng)藥在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化 1非生物降解 水解反應(yīng) 吸附催化反應(yīng)（成為某些農(nóng)藥的主要降解途徑）土壤系統(tǒng)中某些水解反應(yīng)受黏土的催化作用，可能比相應(yīng)的水體中要快。 有機(jī)磷殺蟲劑地亞農(nóng)等硫代磷酸脂及馬拉硫磷的水解反應(yīng)（p232）光化學(xué)降解 農(nóng)藥對光的敏感程度是決定其在土壤中的殘留期長短的重要因素。 例： “土壤中農(nóng)藥的光化學(xué)降解” 中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院茶葉研究所 陳宗懋研究員研究對象： 5 類 35 種農(nóng)藥研究方法： 在光化學(xué)反應(yīng)器中進(jìn)行（300350nm）處理溫度3336處理過程：分別取10、50、100g試樣，用有機(jī)溶劑溶解后點在玻片上，光照1、2

23、、4、8、24（48）h，重復(fù)一次，將二玻片用溶劑淋洗入10ml容量瓶中，定容同時作空白（暗處）。 結(jié)論： 不同農(nóng)藥的相對光解速率相差很大； 有機(jī)磷 氨基甲酸脂 三均氮類農(nóng)藥 有機(jī)氯 擬除蟲菊類 規(guī)律： -CH3 -CH2CH3、非芳香族有機(jī)磷 芳香族有機(jī)磷 有機(jī)物濃度與降解速率呈明顯的負(fù)相關(guān)； 不同農(nóng)藥的光解速率與其吸收光譜有關(guān)。 2土壤微生物對農(nóng)藥的降解 農(nóng)藥在土壤中持留時間的長短，是一個有實際意義的問題。其半衰期既決定于農(nóng)藥本身的特點，也與周圍的環(huán)境因子和生物因子有關(guān)，特別是微生物的參與。 例如，氯代烴農(nóng)藥的半衰期約2-5年，但在淹水的條件下土壤微生物的存在可加快農(nóng)藥的分解。 顧宗濂顧宗

24、濂（1986）研究湘江流域農(nóng)田土壤微生物群體降解林丹的能力。 結(jié)果表明，土壤中能以林丹為唯一碳源的細(xì)菌數(shù)為平均36104/g干土，稻田淹水84天，林丹降解可達(dá)98.4%，若不淹水，84天后只降解了43.5%。實 例黃和鑫黃和鑫（1985）研究在田間積水的條件下，林丹的半衰期只有60.1天，降解速率比旱地提高了兩倍多。 以上兩例都說明了土壤微生物在農(nóng) 藥降解中的作用。 此外，同類有機(jī)物分子結(jié)構(gòu)不同，對其降解性能影響也不同。 如：除草劑 2,4-D（2，4-二氯苯氧乙酸）和2,4,5-T（2，4，5-三氯苯氧乙酸）20天內(nèi)，2,4,5-T幾乎未被降解，2，4-D已降解 至剩余 10%以下。 一般原則： 含易失去電子的取代基如：-OH、COOH、NH2 的芳香化合物比含易得到電子的取代基如：- NO、-X、-SO3H的芳香化合物易氧化代謝。取代順序： 脂肪酸 有機(jī)磷酸鹽 短鏈苯氧基脂肪酸 長鏈苯氧基脂肪酸 單基取代苯氧基脂肪酸 三三基取代苯氧基脂肪酸 硝基苯 氯代烴。 3.微生物在農(nóng)藥轉(zhuǎn)化中的作用 礦化作用 許多農(nóng)藥是天然化合物的類似物質(zhì)，某些微生物具有分解它們的酶系，它們可作為微生物的營養(yǎng)源而被分解成無