G-第三章第三讲.ppt

单击此处编辑母版标题样式,,单击此处编辑母版文本样式,,第二级,,第三级,,第四级,,第五级,,,*,环境化学,第三章 水环境化学,,化学系 赵一兵,,第三章 水环境化学,第一节天然水的基本特征及污染物的存在,,形态,,第二节水中无机污染物的迁移转化,,第三节水中有机污染物的迁移转化,,,,,,第三节 水中有机污染物的迁移转化,一、,分配作用,,二、挥发作用,,,三、水解作用,,四、光解作用,,五、生物降解作用,,,,一、,颗粒物与水之间的迁移,,,二、,水中颗粒物的聚集,,,三、溶解和沉淀,,四、氧化一还原,,五、配合作用,,,有机污染物在水环境中的迁移转化主要取决于有机污染物本身的性质以及水体的环境条件有机污染物一般通过吸附作用、挥发作用、水解作用、光解作用、生物富集和生物降解作用等过程进行迁移转化，研究这些过程，将有助于阐明污染物的归趋和可能产生的危害一、,分配作用,1. 分配理论,,2. 标化分配系数,,,1. 分配理论,近20年多来，国际上众多学者对有机化合物的吸附分配理论开展了广泛研究Lambert,从美国各地收集了25种不同类型的土壤样品，测量两种农药(有机磷与氨基甲酸酯)在土壤-水间的分配，结果表明当土壤有机质含量在,0.5%到40%范围内,，其分配系数与有机质含量成正比。

Karickhoff,等研究了10种芳烃与氯烃在池塘和河沉积物上的吸着，结果表明当各种沉积物的颗粒物大小一致时，其分配系数与沉积物中有机碳含量成正相关这些研究结果均表明，颗粒物(沉积物或土壤)从水中吸着憎水有机物的量与颗粒物中有机质含量密切相关Chiou,进一步指出，当有机物在水中含量增高接近其溶解度时，憎水有机物在土壤上的吸附，等温线仍为直线，见图3-27表示这些非离子性有机化合物在土-水平衡的热函变化于所研究的浓度范围内是常数，而且发现土壤-水分配系数与水中这些溶质的溶解度成反比同时研究了用活性碳吸附上述的几种有机化合物，在相同溶质浓度范围内所观察到的等温线是高度的非线性(图3-28)，只有在低浓度时，吸附量才与溶液中平衡浓度呈线性关系由此提出了：在土壤-水体系中，土壤对非离子性有机化合物的吸着主要是溶质的分配过程(溶解)这一分配理论，即非离子性有机化合物可通过溶解作用分配到土壤有机质中，并经过一定时间达到分配平衡，此时有机化合物在土壤有机质和水中含量的比值称为分配系数实际上，有机化合物在土壤(沉积物)中的吸着存在着二种主要机理：,,①分配作用,,②吸附作用,,,,①分配作用,即在水溶液中，土壤有机质(包括水生生物脂肪以及植物有机质等)对有机化合物的溶解作用，而且在溶质的整个溶解范围内，吸附等温线都是线性的，与表面吸附位无关，只与有机化合物的溶解度相关。

因而，放出的吸附热小②吸附作用,即在非极性有机溶剂中，土壤矿物质对有机化合物的表面吸附作用或干土壤矿物质对有机化合物的表面吸附作用，前者主要靠范德华力，后者则是各种化学键力如氢键、离子偶极键、配位键及,π,键作用的结果其吸附等温线是非线性，并存在着竞争吸附，同时在吸附过程中往往要放出大量热，来补偿反应中熵的损失2. 标化分配系数,有机毒物在沉积物(或土壤)与水之间的分配，往往可用分配系数(,K,p,),表示：,,K,p,=,c,s,/,c,w,,,,式,中：,c,s,、,c,w,分别为有机毒物在沉积物中和水中的平衡浓度为了引入悬浮颗粒物的浓度，有机物在水与颗粒物之间平衡时总浓度可表示为：,,c,T,=,c,s,c,p,+,c,w,,,式,中：,c,T,-,单位溶液体积内颗粒物上和水中有机毒物质量总和，,μg/L；,c,s,-,有机毒物在颗粒物上的平衡浓度，,μg/kg；c,p,-,单位溶液体积上颗粒物的浓度，,kg/L；,c,w,-,有机毒物在水中的平衡浓度，,μg/L此时水中有机物的浓度(,c,w,),为：,,c,w,=,c,T,/(,K,p,c,p,+1),,,,为了在类型各异组分复杂的沉积物或土壤之间找到表征吸着的常数，引人标化的分配系数(,K,oc,)：,,K,oc,=,K,p,/,X,oc,,,式,中：,K,oc,-,标化的分配系数，即以有机碳为基础表示的分配系数；,X,oc,-,沉积物中有机碳的质量分数。

这样，对于每一种有机化合物可得到与沉积物特征无关的一个,K,oc,因此，某一有机化合物，不论遇到何种类型沉积物(或土壤)，只要知道其有机质含量，便可求得相应的分配系数，若进一步考虑到颗粒物大小产生的影响，其分配系数,K,p,则可表示为：,,K,P,=,K,oc,[0.2(1-f),X,s,oc,+,fX,f,oc,],,,式中：,f-,细颗粒的质量分数(,d<50μm)；,X,s,oc,-,粗沉积物组分的有机碳含量；,X,f,oc,-,细沉积物组分的有机碳含量由于颗粒物对憎水有机物的吸着是分配机制，当,K,p,不易测得或测量值不可靠需加以验证时，可运用,K,oc,与水-有机溶剂间的分配系数的相关关系此外,，,Karichoff,等(1979)揭示,了,K,oc,与憎水有机物在辛醇-水分配系数,K,ow,的相关关系：,,K,oc,=0.63K,ow,,,,式中：,K,ow,一辛醇-水分配系数，即化学物质在辛醇中浓度和在水中浓度的比例Karidhoff,等和,Chiou,等(1977)曾广泛地研究化学物质包括脂肪烃、芳烃、芳香酸、有机氯和有机磷农药、多氯联苯等在内的辛醇-水分配系数和水中溶解度之间的关系，结果如图3-29所示，可适用于大小8个数量级的溶解度和6个数量级的辛醇-水分配系数，辛醇-水分配系数,K,ow,和溶解度的关系可表示为：,,lgK,ow,=5.00-0.670lg(,S,w,×10,3,/M),,,,式中：,S,w,-,有机物在水中的溶解度，,mg/L；M-,有机物的分子量。

例如，某有机物分子量为192，溶解在含有悬浮物的水体中，若悬浮物中85%为细颗粒，有机碳含量为5%，其余粗颗粒有机碳含量为1%，已知该有机物在水中溶解度为0.05,mg/L，,那么，其分配系数(,K),就可计算出来：,,1,gK,ow,=5.00-0.670lg(0.05×10,3,/192)=5.39,,,则,K,ow,=2.46×10,5,,,,K,oc,=0.63×2.46×10,5,=1.55×10,5,,,K,P,=1.55×10,5,[0.2(1-0.85)(0.01)+0.85×0.05],,=6.63×10,3,,,,,,二、挥发作用,挥发作用是有机物质从溶解态转入气相的一种重要迁移过程在自然环境中，需要考虑许多有毒物质的挥发作用挥发速率依赖于有毒物质的性质和水体的特征如果有毒物质具有 “高挥发”性质，那么显然在影响有毒物质的迁移转化和归趋方面，挥发作用是一个重要的过程然而，即使毒物的挥发较小时，挥发作用也不能忽视，这是由于毒物的归趋是多种过程的贡献对于有机毒物挥发速率的预测方法，可以根据以下关系得到：,,∂,c/∂ t=－,K,v,(c－p/K,H,)/Z=－,K,v,’,(c－p/K,H,),,,式中：,c-,溶解相中有机毒物的浓度；,K,v,-,挥发速率常数；,K,v,’,-,单位时间混合水体的挥发速率常数；,Z-,水体的混合深度；,p-,在所研究的水体上面，有机毒物在大气中的分压；,K,H,-,亨利定律常数。

在许多情况下，化合物的大气分压是零，所以上面方程可简化为：,,∂,c/∂ t=－,K,v,c,/Z=－,K,v,’,c,,,根据总污染物浓度(,c,T,),计算时，则上式可改写为：,,∂,c,T,/∂ t=－,K,Vm,c,T,,K,vm,=－,K,v,α,w,/Z,,,式中：,α,w,-,有机毒物可溶解相分数三、水解作用,水解作用是有机化合物与水之间最重要的反应在反应中，化合物的官能团,X,-,和水中的,OH,-,发生交换，整个反应可表示为：,,RX+H,2,O→ROH+HX,,,反应步骤还可以包括一个或多个中间体的形成，有机物通过水解反应而改变了原化合物的化学结构对于许多有机物来说，水解作用是其在环境中消失的重要途径,在环境条件下，可能发生水解的官能团类有烷基卤、酰胺、胺、氨基甲酸酯、羧酸酯、环氧化物、腈、膦酸酯、磷酸酯、磺酸酯、硫酸酯等几类有机物可能的水解反应的产物：,,,,水解作用可以改变反应分子，但并不能总是生成低毒产物例如2，4-,D,酯类的水解作用就生成毒性更大的2，4-,D,酸，而有些化合物的水解作用则生成低毒产物，如：,,水解产物可能比原来化合物更易或更难挥发，与,pH,有关的离子化水解产物的挥发性可能是零，而且水解产物一般比原来的化合物更易为生物降解(虽然有少数例外)。

通常测定水中有机物的水解是一级反应，,RX,的消失速率正比于[,RX]，,即,,-,d[RX]/,dt,=,K,h,[RX],,,,式中：,K,h,-,水解速率常数一级反应有明显依属性，因为这意味着,RX,水解的半衰期与,RX,的浓度无关所以，只要温度、,pH,值等反应条件不变，从高浓度,RX,得出的结果可外推出低浓度,RX,时的半衰期：,,t,1/2,=0.693/,K,h,,,实验表明，水解速率与,pH,有关Mabey,等把水解速率归纳为由酸性或碱性催化的和中性的过程，因而水解速率可表示为：,,R,H,=,K,h,[c]={K,A,[H,+,]+K,N,+K,B,[OH,-,]|[c],,,式中：,K,A,、K,B,、K,N,分别为酸性催化、碱性催化和中性过程的二级反应水解速率常数；,K,h,为在某一,pH,值下准一级反应水解速率常数，又可写为：,,K,h,=K,A,[H,+,]+K,N,+,K,B,K,w,/[H,+,],,,,式中：,K,w,一水常数；,,,K,A,、K,B,和,K,N,可从实验求得改变,pH,可得一系列,K,h,在,lgK,h,-pH,图(如图3-31)中，可得三个交点相对应于三个,pH,值(,I,AN,、I,AB,和,I,NB,)，,由此三值和以下三式可计算出,K,A,、K,B,和,K,N,。

I,AN,=-,lg,(K,N,/K,A,),,I,NB,=-,lg,(,K,B,K,w,/K,N,),,I,AB,=-1/2lg(K,B,K,W,/K,A,),,,,,Mabey,和,Mill,提出，,pH-,水解速率曲线可以呈现,U,型或,V,型(虚线)，这取决于与特定酸、碱催化过程相比较的中性过程的水解速率常数的大小I,AN,、I,NB,、I,AB,为酸、碱催化和中性过程中对,K,h,有显著影响的,pH,值如果某类有机物在,lgK,h,-pH,图中的交点落在5-8,pH,值范围内，则在预言各水解反应速率时，必须考虑酸碱催化作用的影响表3-13列出了对有机官能团的酸碱催化起重要作用的,pH,值范围应该指出，并不是一切水解过程都有三个速率常数，例如，当,K,N,=0,时，则图3-31中就只表现出,I,AB,如果考虑到吸附作用的影响，则水解速率常数(,K,h,),可写为：,,K,h,=[K,N,+a,w,(K,A,[H,+,]+K,B,[OH,-,]),,,式中：,KN-,中性水解速率常数，,s,-1,；,,,a,w,-,有机化合物溶解态的分数；,,,K,A,-,酸性催化水解速率常数，,L/(mol.s)；,,,,K,B,-,碱性催化水解速率常数，,L/(mol.s)。

四、光解作用,1. 直接光解,,2. 敏化光解,,3. 氧化反应,,光解作用是有机污染物真正的分解过程，因为它不可逆地改变了反应分子，强烈地影响水环境中某些污染物的归趋一个有毒化合物的光化学分解的产物可能还是有毒的例如，辐照,DDT,反应产生的,DDE，,它在环境中滞留时间比,DDT,还长污染物的光解速率依赖于许多的化学和环境因素光的吸收性质和化合物的反应，天然水的光迁移特征以及阳光辐射强度均是影响环境光解作用的一些重要因素光解过程可分为三类：第一类称为直接光解，这是化合物本身直接吸收了太阳能而进行分解反应；第二类称为敏化光解，水体中存在的天然物质(如腐殖质等)被阳光激发，又将其激发态的能量转移给化合物而导致的分解反应；第三类是氧化反应，天然物质被辐照而产生自由基或纯态氧(又称单一氧)等中间体，这些中间体又与化合物作用而生成转化的产物第二类可以称是间接光解过程，第三类为氧化过程,1.直接光解,根据,Grothus,-Draper,定律，只有吸收辐射(以光子的形式)的那些分子才会进行光化学转化这意味着光化学反应的先决条件应该是污染物的吸收光谱要与太阳发射光谱在水环境中可利用的部分相适应为了了解水体中污染物对光子的平均吸收率，首先必须研究水环境中光的吸收作用。

1)水环境中光的吸收作用,光以具有能量的光子与物质作用，物质分子能够吸收作为光子的光，如果光子的相应能量变化允许分子间隔能量级之间的迁移，则光的吸收是可能的因此，光子被吸收的可能性强烈地随着光的波长而变化一般说来，在紫外-可见光范围的波长的辐射作用，可以有有效的能量给最初的光化学反应下面首先讨论外来光强是如何到达水体表面的水环境中污染物光吸收作用仅来自太阳辐射可利用的能量，太阳发射几乎恒定强度的辐射和光谱分析，但是在地球表面上的气体和颗粒物通过散射和吸收作用，改变了太阳的辐射强度阳光与大气相互作用改变了太阳辐射的谱线分布太阳辐射到水体表面的光强度随波长而变化，特别是近紫外(290-320,nm),区光强变化很大，而这部分紫外光往往使许多有机物发生光解作用其次，光强随太阳射角高度的降低而降低此外，由于太阳光通过大气时，有一部分被散射，因而使地面接受的光线除一部分是直射光(,I,d,),外，还有一部分是从天空来的散射光(,I,s,)，,在近紫外区，散射光要占到50%以上当太阳光束射到水体表面，有一部分以与人射角,z,相等的角度反射回大气，从而减少光在水柱中的可利用性，一般情况下，这部分光的比例小于10%，另一部分光由于被水体中颗粒物、可溶性物质和水本身散射，因而进入水体后发生折射从而改变方向(图3-32)。

入射角,z(,又称天顶角)与折射角,θ,的关系为：,,n=,sinz,/sinθ,,,式中：,n,-,折射率,,对于大气与水，,n=1.34在一个充分混合的水体中，根据朗伯定律，其单位时间吸收的光量为：,,I=I,0,(1-10,-αL,),,,式中：,I,0,-,入射光强；,L,-,光程；,α-,吸收系数单位体积光的平均吸收率(,I,αλ,)：,,I,α,={ I,d,(1－10,-αL,d,)+I,S,(1－10,-αL,s,)}/D,,式中：,D,-,水体深度；,L,d,-,直射光程，,,,L,d,=D·secθ，L,s,-,散射光程，,,,L,s,=2D·n·[n－ (n,2,－1),1/2,]当水体加入污染物后，吸收系数由,α,变为(,α+,Ec,)，,其中,E,为污染物的摩尔消光系数，,c,为污染物的浓度光被污染物吸收的部分为,Ec,/(α+,Ec,)由于污染物在水中的浓度很低，,Ec,《α，,所以,α+,Ec,≈α，,因此，光被污染物吸收的平均速率(,I,α,’,),为：,,I,’,α,= I,α,·,Ec,/ j·α,,,或,,,I,’,α,=K,α,c,,,式中：,K,α,= I,α,·E/ j·α；j,-,光强单位转化为与,c,单位相适应的常数，例如，,c,以,mol/L,和光强以光子/(,cm,2,.s),为单位时，,j,等于6.,02×10,20,。

在下面两种情况下，方程可以简化：,,①如果,αL,d,和,αL,s,都大于2，即意味着几乎所有担负光解的阳光都被体系吸收，,K,α,表示式变为：,,K,α,= W·E/ j·D·α,,W= I,d,+ I,s,,,此式适用于水体深度(,D),大于透光层的情况，平均光解速率反比于深度(,D)②如果,αL,d,和,αL,s,小于0.02，那么,K,α,变得与的无关，表示式应变为：,,K,α,=2.303E(,I,d,L,d,+,I,d,L,s,)/ j·D,,上式甚至适用于,Ec,超过的的情况，只要(,α+,Ec,),小于0.02，即只有5%的光被吸收的体系就可用此式当用光程,L,d,=D·secθ，L,s,=1.20D,代入上式，则,Kα,可变成下列形式：,,Kα=2.303 EZ/j,,Z=,I,d,Sec,θ+1.20Is,,(2)光量子产率,虽然所有光化学反应都吸收光子，但不是每一个被吸收的光子均诱发产生一个化学反应，除了化学反应外，被激发的分子还可能产生包括磷光、荧光的再辐射，光子能量内转换为热能以及其他分子的激发作用等过程见图3-33从这个示意图可看出，激发态分子并不都是可诱发产生化学反应。

因此，一个分子被活化是由体系吸收光量子或光子进行的光解速率只正比于单位时间所吸收的光子数，而不是正比于吸收的总能量分子被活化后，它可能进行光反应，也可能通过光辐射的形式进行“去活化”再回到基态，进行光化学反应的光子占吸收总光子数之比，称为光量子产率(,Φ)Φ=,生成或破坏的给定物种的摩尔数/体系吸收光子的摩尔数,,,在液相中，光化学反应的量子产率显示出简化它们使用的两种性质：①光量子产率小于或等于1；②光量子产率与所吸收光子的波长无关所以对于直接光解的光量子产率(,Φ,d,)：,,Φ,d,=(-dc/,dt,)/,I,ad,,,,式中：,c,-,化合物浓度；,,,,I,ad,-,化合物吸收光的速率对于一个化合物来讲，,Φ,d,是恒定的对于许多化合物来说，在太阳光波长范围内，,Φ,值基本上不随,λ,而改变，因此光解速率(,R,p,),除了考虑光被污染物吸收的平均速率(,I,’,α,=K,α,c),外，还应把,Φ,和不同波长均考虑进去，可表示如下：,,R,p,=ΣK,αλ,·Φ·c,,,若,,,K,α,=ΣK,αλ,，,K,p,=K,α,·Φ,,,则,,,R,p,=,K,p,·c,,,式中：,K,p,-,光降解速率常数。

环境条件影响光解量子产率，分子氧在一些光化学反应中的作用像是淬灭剂，减少光量子产率，在另外一些情况下，它不影响甚至可能参加反应因此在任何情况下，进行光解速率常数和光量子产率测量时均需说明水体中氧的浓度悬浮沉积物也影响光解速率，它不仅可以增加光的衰减作用，而且还改变吸附在它们上面的化合物的活性化学吸附作用也影响光解速率，一种有机酸或碱的不同存在形式可能有不同的光量子产率以及出现化合物光解速率随,pH,变化等应用污染物光化学反应半衰期这个概念，有助于确定测量光解速率的简便方法，这个概念从光反应的量子产率得到，与水体的光学性质无关半衰期可表示为：,,,t,1/2,=0.693/,K,d,·Φ,λ,,=0.693j/(2.303ΦΣ,λ,E,λ,Z,λ,),,式中：,Z,λ,-,中心波长为,λ,的波长区间内，水体受太阳辐照的辐照度；,E,λ,-λ,波长下的平均消光系数当污染物对光的吸收较水对光的吸收大得多的条件下，即,Σ,λ,E,λ,c》Σ,λ,α,λ,，,此时，如果所有的人射光全被吸收，那么光解反应在动力学上是零级反应，同时，半衰期变成与污染物的起始浓度(,c),和水体深度(,D),有关即：,,t,1/2,=j·D·c/2ΦΣ,λ,E,λb,,2. 敏化光解,,3. 氧化反应,,,,五、生物降解作用,生物降解是引起有机污染物分解的最重要的环境过程之一。

水环境中化合物的生物降解依赖于微生物通过酶催化反应分解有机物当微生物代谢时，一些有机污染物作为食物源提供能量和提供细胞生长所需的碳；另一些有机物，不能作为微生物的唯一碳源和能源，必须由另外的化合物提供因此，有机物生物降解存在两种代谢模式：,,,生长代谢(,Growth metabolism),,,共代谢(,Cornetabolism,),,,这两种代谢特征和降解速率极不相同1.生长代谢,许多有毒物质可以像天然有机化合物那样作为微生物的生长基质只要用这些有毒物质作为微生物培养的唯一碳源便可鉴定是否属生长代谢在生长代谢过程中微生物可对有毒物质进行较彻底的降解或矿化，因而是解毒生长基质去毒效应和相当快的生长基质代谢意味着与那些不能用这种方法降解的化合物相比，对环境威胁小一个化合物在开始使用之前，必须使微生物群落适应这种化学物质，在野外和室内试验表明，一般需要2-50天的滞后期，一旦微生物群体适应了它，生长基质的降解是相当快的由于生长基质和生长浓度均随时间而变化，因而其动力学表达式相当复杂Monod,方程是用来描述当化合物作为唯一碳源时，化合物的降解速率：,,-,dc/,dt,=(1/Y) ·dB/,dt,=(μ,max,/Y) ·BC/(K,s,+c),,,式中：,c,-,污染物浓度；,B,-,细菌浓度；,Y,-,消耗一个单位碳所产生的生物量；,μ,max,-,最大的比生长速率；,K,s,-,半饱和常数，即在最大比生长速率,μ,max,一半时的基质浓度。

Monod,方程式在实验中已成功地应用于唯一碳源的基质转化速率，而不论细菌菌株是单一种还是天然的混合的种群Paris,等用不同来源的菌株，以马拉硫磷作唯一碳源进行生物降解(如图3-34所示)分析菌株生长的情况和马拉硫磷的转化速率，可以得到,Monod,方程中的各种参数：,μ,max,=0.37h,-1,，K,s,=2.17μmol/L(0.716mg/L)，Y=4.1×10,10,cell/μ,mol,(1.2×1011cell/mg),,,Monod,方程是非线性的，但是在污染物浓度很低时，即,K,s,》c，,则,j,降解速率方程可简化为：,,-,dc/,dt,=K,b2,·B·c,,,式中：,K,b2,-,二级生物降解速率常数K,b2,=μ,max,/ (Y·K,s,),,Paris,等在实验室内用不同浓度(0.0273-0.33,μmol/L ),的马拉硫磷进行试验测得速率常数为(2.6±0.7) ×10,-12,L/(cell·h)，,而与按上述参数值计算出的,μ,max,/ (Y·K,s,),值4.16×10,-12,L/（cell·h）,相差一倍，说明可以在浓度很低的情况下建立上述简化的动力学表达式。

但是，如果将此式用于广泛的生态系统，理论上是说不通的在实际环境中并非被研究的化合物是微生物唯一碳源一个天然微生物群落总是从大量各式各样的有机碎屑物质中获取能量并降解它们即使当合成的化合物与天然基质的性质相近，连同合成化合物在内是作为一个整体被微生物降解再者，当微生物量保持不变的情况下使化合物降解，那么,Y,的概念就失去意义通常应用简单的一级动力学方程表示：,,-,dc/,dt,=K,b,·c,,,式中：,K,b,-,一级生物降解速率常数2.共代谢,某些有机污染物不能作为微生物的唯一碳源与能源，必须有另外的化合物存在提供微生物碳源或能源时，该有机物才能被降解，这种现象称为共代谢它在那些难降解的化合物代谢过程中起着重要作用，展示了通过几种微生物的一系列共代谢作用，可使某些特殊有机污染物彻底降解的可能性微生物共代谢的动力学明显不同于生长代谢的动力学，共代谢没有滞后期，降解速度一般比完全驯化的生长代谢慢共代谢并不提供微生物体任何能量，不影响种群多少然而，共代谢速率直接与微生物种群的多少成正比，,Paris,等描述了微生物催化水解反应的二级速率定律：,,-,dc/,dt,=K,b2,·B·c,,,,由于微生物种群不依赖于共代谢速率，因而生物降解速率常数可以用,K,b,=K,b2,·B,表示，从而使其简化为一级动力学方程。

用上述的二级生物降解的速率常数文献值时，需要估计细菌种群的多少，不同技术的细菌计数可能使结果发生高达几个数量级的变化，因此根据用于计算,K,b2,的同一方法来估计,B,值是重要的总之，影响生物降解的主要因素是有机化合物本身的化学结构和微生物的种类此外，一些环境因素如温度、,pH、,反应体系的溶解氧等也能影响生物降解有机物的速率具体内容将在下面有关章节详细介绍。