Transport and PartitioningDDT and i

Transport and Partitioning
DDT and its metabolites may be transported from one medium to another by the processes of
solubilization, adsorption, remobilization, bioaccumulation, and volatilization. In addition, DDT can be
transported within a medium by currents, wind, and diffusion. These processes will be discussed in the
following paragraphs.
Organic carbon partition coefficients (Koc) of 1.5x105 (Swann et al. 1981), 5.0x104 (Sablejic 1984), and
1.5x105 (Meylan et al. 1992) reported for p,p’-DDT, p,p’-DDE, and p,p’-DDD, respectively, suggest that
these compounds adsorb strongly to soil. These chemicals are only slightly soluble in water, with
solubilities of 0.025, 0.12, and 0.090 mg/L for p,p’-DDT, p,p’-DDE, and p,p’-DDD, respectively
(Howard and Meylan 1997). Therefore, loss of these compounds in runoff is primarily due to transport of
particulate matter to which these compounds are bound. For example, DDT and its metabolites have been
found to fractionate and concentrate on the organic material that is transported with the clay fraction of
the washload in runoff (Masters and Inman 2000). The amount of DDT transported into streams as runoff
is dependent on the methods of irrigation used (USGS 1999). In the Western United States, DDT
concentrations in streambed sediment increased as the percentage of furrow irrigation, as opposed to
sprinkler or drip irrigation, increased. In the San Joaquin River Basin, more DDT was transported during
winter runoff than during the irrigation season (Kratzer 1999). Since the compounds are bound strongly
to soil, DDT would remain in the surface layers of soil and not leach into groundwater. However, DDT
can adsorb to free-moving dissolved organic carbon, a soluble humic material that may occur in the soil
solution. This material behaves as a carrier and facilitates transport of DDT into subsurface soil (Ding
and Wu 1997). DDT released into water adsorbs to particulate matter in the water column and sediment.
Sediment is the sink for DDT released into water. There it is available for ingestion by organisms, such
as bottom feeders. Reich et al. (1986) reported that DDT, DDE, and DDD were still bioavailable to
aquatic biota in a northern Alabama river 14 years after 432,000–8,000,000 kg of DDT was discharged
into the river. DDT in the water column above the outfall of Los Angeles County’s Joint Water Pollution
Control Plant’s outfall was present both in the dissolved phase and the particulate phase (defined as
particles size >0.7 µm) (Zeng et al. 1999). It is interesting to note that more of the DDT was present in
the dissolved phase than in the particulate phase despite its high hydrophobicity.
There is evidence that DDT, as well as other molecules, undergoes an aging process in soil whereby the
DDT is sequestered in the soil so as to decrease its bioavailability to microorganisms, extractability with
solvents, and toxicity to some organisms (Alexander 1995, 1997; Peterson et al. 1971; Robertson and
Alexander 1998). At the same time, analytical methods using vigorous extractions do not show
significant decreases in the DDT concentration in soil. In one such study, DDT was added to sterile soil
at various concentrations and allowed to age (Robertson and Alexander 1998). At intervals, the toxicity
of the soil was tested using the house fly, fruit fly, and German cockroach. After 180 days, 84.7% of the
insecticide remained in the soil, although more than half of the toxicity had disappeared when the fruit fly
was the test species, and 90% had disappeared when the house fly was the test species. The effect with
the German cockroach was not as marked. Recently, a study was conducted to determine the
bioavailability of DDT, DDE, and DDD to earthworms (Morrison et al. 1999). It was shown that the
concentrations of DDT, DDE, DDD, and ΣDDT were consistently lower in earthworms exposed to these
compounds that had persisted in soil for 49 years than in earthworms exposed to soil containing freshly
added insecticides at the same concentration. The uptake percentages of DDT and its metabolites by
earthworms were in the range of 1.30–1.75% for the 49-year-aged soil, but were 4.00–15.2% for the fresh
soil (Morrison et al. 1999). Long term monitoring data have also indicated that aged and sequestered
DDT are not subject to significant volatilization, leaching, or degradation (Boul et al. 1994). The
concentrations of DDT, DDE, and DDD monitored at two sites in a silt loam in New Zealand declined
from 1960 to 1980, but very little loss was evident from 1980 to 1989 (Boul et al. 1994). The lack of
appreciable biodegradation as DDT ages in soil suggests that the compound is not bioavailable to
microorganisms. Aging is thought to be associated with the continuous diffusion of a chemical into
micropores within soil particles where it is sequestered or trapped, and is therefore unavailable to
microorganisms, plants, and animals (Alexander 1995). In the case of biodegradation, the aging process
results in the gradual unavailability of substrate that makes the reaction kinetics appear to be nonlinear.
There is abundant evidence that DDT gets into the atmosphere as a result of emissions or volatilization.
The process of volatilization from soil and water may be repeated many times and, consequently, DDT
may be transported long distances in the atmosphere by what has been referred to as a ‘global distillation’
from warm source areas to cold polar regions (Bard 1999; Bidleman et al. 1992; Goldberg 1975; Ottar
1981; Wania and MacKay 1993). As a result, DDT and its metabolites are found in arctic air, sediment,
and snow with substantial accumulations in animals, marine mammals, and humans residing in these
regions (Anthony et al. 1999; Harner 1997). An analysis of sediment cores from eight remote lakes in
Canada indicated that ΣDDT concentrations in surface sediments (0–1.3 cm depth) declined significantly
with latitude (Muir et al. 1995). The maximum ΣDDT concentrations in core slices in midcontinent lakes
date from the late 1970s to 1980s, which is about 5–10 years later than the maximum for Lake Ontario.
Volatilization of DDT, DDE, and DDD is known to account for considerable losses of these compounds
from soil surfaces and water. Their tendency to volatilize from water can be predicted by their respective
Henry's law constants, which for the respective p,p’- and o,p’- isomers are 8.3x10-6, 2.1x10-5, 4.0x10-6,
5.9x10-7, 1.8x10-5, and 8.2x10-6 atm-m3/mol (Howard and Meylan 1997). The predicted volatilization
half-lives from a model river 1 m deep, flowing at 1 m/sec, with a wind of 3 m/sec are 8.2, 3.3, 10.5, 6.3,
3.7, and 8.2 days, respectively. Laboratory studies of the air/water partition coefficient of DDE indicate
that it will volatilize from seawater 10–20 times faster than from freshwater (Atlas et al. 1982). The
authors suggest that this process may be related to interaction at the bubble-water surface.
Volatilization from moist soil surfaces can be estimated from the Henry’s law constant divided by the
adsorptivity to soil (Dow Method) (Thomas 1990). The predicted half-life for DDT volatilizing from soil
with a K
oc of 240,000 is 23 days, compared to an experimental half-life of 42 days. Sleicher and Hopcraft
(1984) estimated a volatilization half-life of 110 days for DDT from soil in Kenya based on mass transfer
through the boundary layers, and claimed that volatilization of DDT was sufficient to account for its rapid
disappearance from soil. However, laboratory experiments in which 14C-p,p’-DDT was incubated in an
acidic (pH 4.5–4.8), sandy loam soil maintained at 45 EC for 6 hours/day for 6 weeks resulted in neither
volatilization of DDT or its metabolites nor mineralization (Andrea et al. 1994). Other studies using a
latosol soil (pH 5.7) found that 5.9% of the radioactivity was lost through volatilization during a 6 week
incubation at 45 EC (Sjoeib et al. 1994). The volatilization rate of DDT from soil is significantly
enhanced by temperature, sunlight, and flooding of the soil (Samuel and Pillai 1990).
Transport of DDT in the atmosphere of central and eastern North America is facilitated by a circulation
pattern that brings moisture from the Gulf of Mexico into the Midwest and the airflow patterns across the

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ขนส่งและการแบ่งพาร์ทิชันDDT และ metabolites ของอาจจะขนส่งจากสื่อหนึ่งไปยังอีกตามกระบวนการของการsolubilization ดูดซับ remobilization, bioaccumulation ก volatilization นอกจากนี้ DDT สามารถขนส่งภายในสื่อตามกระแส ลม และแพร่ กระบวนการเหล่านี้จะกล่าวถึงในการย่อหน้าต่อไปนี้คาร์บอนอินทรีย์พาร์สัมประสิทธิ์ (Koc) 1.5x105 (Swann et al. 1981) 5.0x104 (Sablejic 1984), และ1.5x105 (Meylan et al. 1992) รายงานสำหรับ p, p'-DDT, p, p'-DDE และ p, p'-DDD ตามลำดับ แนะนำที่สารประกอบเหล่านี้อย่างยิ่งชื้นในดิน สารเคมีเหล่านี้เป็นเพียงเล็กน้อยละลายในน้ำ มีsolubilities 0.025, 0.12 และ 0.090 mg/L สำหรับ p, p'-DDT, p, p'-DDE และ p, p'-DDD ตามลำดับ(Howard และ Meylan 1997) ดังนั้น สูญเสียสารประกอบเหล่านี้ในที่ไหลบ่าเป็นหลักเนื่องจากการขนส่งเรื่องฝุ่นซึ่งสารประกอบเหล่านี้ถูกผูกไว้ ตัวอย่าง DDT และ metabolites ได้รับพบ fractionate และเน้นวัสดุอินทรีย์ที่ขนส่ง ด้วยตัวเศษดินwashload ในไหลบ่า (ปริญญาโทและ 2000 ใต้) จำนวน DDT ที่ขนส่งเป็นกระแสข้อมูลเป็นไหลบ่าจะขึ้นอยู่กับวิธีการใช้ชลประทาน (USGS 1999) ในตะวันตกสหรัฐอเมริกา DDTความเข้มข้นในตะกอน streambed เพิ่มขึ้นเป็นเปอร์เซ็นต์ของ furrow ชลประทาน เป็นซึ่งตรงกันข้ามป้องกันอัคคีภัยหรือหยดน้ำชลประทาน เพิ่ม ในชุมชนมาเดโรซานลุ่มน้ำ DDT เพิ่มเติมการขนส่งระหว่างไหลบ่าหนาวกว่าระหว่างฤดูกาลการชลประทาน (Kratzer 1999) เนื่องจากสารประกอบถูกผูกไว้อย่างยิ่งดิน DDT จะยังคงอยู่ในชั้นผิวของดิน การ leach เป็นน้ำบาดาลไม่ อย่างไรก็ตาม DDTสามารถชื้นให้ฟรีย้ายละลายอินทรีย์คาร์บอน วัสดุฮิวมิคละลายที่อาจเกิดขึ้นในดินการแก้ปัญหา วัสดุนี้ทำงานเป็นผู้ขนส่ง และอำนวยความสะดวกการขนส่งของ DDT ใน subsurface ดิน (ดิงกวู 1997) DDT ปล่อยน้ำ adsorbs กับเรื่องฝุ่นในคอลัมน์น้ำและตะกอนตะกอนเป็นอ่างสำหรับปล่อยน้ำ DDT มีหากินโดยสิ่งมีชีวิต เช่นเป็นล่าง feeders Reich et al. (1986) รายงานว่า DDT, DDE, DDD นำยังคง bioavailable เพื่อสิ่งที่น้ำในแม่น้ำอลาบามาเหนือ 14 ปีหลังจากออก 432,000 – 8000000 กก.ของ DDTในแม่น้ำ DDT ในคอลัมน์น้ำเหนือ outfall ของลอสแอนเจลิสเคาน์ตีของมลพิษทางน้ำร่วมกันOutfall ควบคุมโรงงานนำเสนอทั้ง ในขั้นตอนการละลายและระยะฝุ่น (กำหนดเป็นอนุภาคขนาด > 0.7 µm) (เซนเซง et al. 1999) เป็นที่น่าสนใจทราบว่า ของ DDT มีอยู่ในขั้นตอนละลายกว่าในระยะฝุ่นแม้มีความสูง hydrophobicityมีหลักฐานว่า DDT เช่นเดียวกับโมเลกุลอื่น ๆ ทนี้กระบวนการอายุในดินโดยการDDT เป็นนั้นถูกแยกในดินเพื่อลดการดูดซึมของจุลินทรีย์ การ extractability ด้วยหรือสารทำละลาย และความเป็นพิษกับสิ่งมีชีวิตบางอย่าง (อเล็กซานเดอร์ 1995, 1997 Peterson et al. 1971 โรเบิร์ตสัน และอเล็กซานเดอร์ 1998) ในเวลาเดียวกัน วิธีวิเคราะห์ที่ใช้สกัดคึกคักไม่แสดงลดลงอย่างมีนัยสำคัญในความเข้มข้นของ DDT ในดิน ในการศึกษาเช่นหนึ่ง DDT ถูกเพิ่มเพื่อใส่ดินที่ความเข้มข้นต่าง ๆ และอายุ (โรเบิร์ตสันและอเล็กซานเดอร์ 1998) ในช่วงเวลา ความเป็นพิษที่ของดินถูกทดสอบใช้บ้านบิน แมลงวันผลไม้ และแมลงสาบเยอรมัน หลังจาก 180 วัน 84.7% ของการยาฆ่าแมลงอยู่ในดิน แม้ว่ากว่าครึ่งหนึ่งของความเป็นพิษที่หายเมื่อแมลงวันผลไม้สายพันธุ์ทดสอบ และหาย 90% เมื่อบินบ้าน พันธุ์ทดสอบ มีผลกับแมลงสาบเยอรมันไม่เป็นเครื่องหมาย เมื่อเร็ว ๆ นี้ เป็นการวิจัยเพื่อตรวจสอบการดูดซึมของ DDT, DDE และ DDD การไส้เดือน (มอร์ริสันและ al. 1999) เรื่องที่แสดงที่ความเข้มข้นของ DDT, DDE, DDD และ ΣDDT ได้สม่ำเสมอต่ำในไส้เดือนตากเหล่านี้สารที่ได้ยังคงอยู่ในดินสำหรับปี 49 กว่าไส้เดือนที่สัมผัสกับดินที่ประกอบด้วยความสดใหม่ยาฆ่าแมลงเพิ่มที่ความเข้มข้นเดียวกัน เปอร์เซ็นต์การดูดซับของ DDT และ metabolites ของโดยไส้เดือนอยู่ในช่วง 1.30-1.75% สำหรับดิน 49-ปี-aged แต่ได้ 4.00 – 15.2% สดดิน (มอร์ริสันและ al. 1999) ระยะยาวการตรวจสอบข้อมูลยังระบุว่า aged และนั้นถูกแยกDDT จะไม่ต้องสำคัญ volatilization ละลาย หรือย่อยสลาย (Boul et al. ปี 1994) ที่ความเข้มข้นของ DDT, DDE และตรวจสอบที่เว็บไซต์สองใน loam ตะกอนในนิวซีแลนด์ปฏิเสธ DDDจาก 1960 ถึง 1980 แต่มาก ขาดทุนน้อยเห็นได้ชัดจากปี 1980 ถึงปี 1989 (Boul et al. ปี 1994) การขาดbiodegradation เห็นเป็นวัย DDT ในดินแนะนำว่า บริเวณไม่ bioavailable เพื่อจุลินทรีย์ อายุเป็นความคิดที่จะเชื่อมโยงกับแพร่อย่างต่อเนื่องของสารเคมีในmicropores ภายในอนุภาคดินที่มีนั้นถูกแยก หรือติด อยู่ จึงไม่พร้อมใช้งานจุลินทรีย์ พืช และสัตว์ (อเล็กซานเดอร์ 1995) ในกรณีของ biodegradation กระบวนการอายุปรากฏผลไม่พร้อมใช้งานสมดุลของพื้นผิวที่จลนพลศาสตร์ปฏิกิริยาจะไม่เชิงเส้นมีหลักฐานมากมายที่ DDT ได้รับบรรยากาศเนื่องจากการปล่อยก๊าซเรือนกระจกหรือ volatilizationกระบวนการของ volatilization จากดินและน้ำอาจทำซ้ำหลายครั้ง และ จึง DDTอาจขนย้ายมาก ๆ ในบรรยากาศตามที่ได้รับการเรียกว่า 'กลั่นโลก'จากพื้นที่ต้นทางอบอุ่นเย็นขั้วโลกภูมิภาค (Bard 1999 Bidleman et al. 1992 Goldberg 1975 Ottar1981 Wania และแมคเคย์ 1993) ดัง DDT และ metabolites มีอยู่ในอากาศขั้วโลกเหนือ ตะกอนและหิมะ ด้วย accumulations พบในสัตว์ เลี้ยงลูกด้วยนมทางทะเล และมนุษย์แห่งนี้ภูมิภาค (Anthony et al. 1999 Harner 1997) การวิเคราะห์แกนตะกอนจากทะเลสาบแปดระยะไกลในแคนาดาระบุว่า ความเข้มข้นของ ΣDDT ในตะกอนพื้นผิว (0 – 1.3 ซม.ลึก) ลดลงอย่างมีนัยสำคัญกับละติจูด (Muir et al. 1995) ความเข้มข้นสูงสุด ΣDDT ในชิ้นหลักในทะเลสาบ midcontinentวันที่จากปลายทศวรรษ 1970 ถึงทศวรรษ 1980 ซึ่งมีประมาณ 5 – 10 ปีหลังมากที่สุดในทะเลสาบออนตาริโอVolatilization DDT, DDE และ DDD รู้จักบัญชีสำหรับขาดทุนจำนวนมากของสารเหล่านี้จากพื้นผิวดินและน้ำ สามารถทำนายแนวโน้มที่จะ volatilize จากน้ำ โดยผู้เกี่ยวข้องค่าคงที่ของเฮนรีกฎหมาย ซึ่งในแต่ละ p, p'- และ o, p'-isomers คือ 8.3x10-6, 2.1x10-5, 4.0x10-65.9x10-7, 1.8x10-5 และ 8.2x10 6 atm-m3/โมล (Howard และ Meylan 1997) Volatilization คาดการณ์ครึ่งชีวิตจากแบบจำลองแม่น้ำลึก 1 เมตรไหลที่ 1 เมตร/วินาที เป็นลม 3 เมตร/วินาทีมี 8.2, 3.3, 10.5, 6.33.7 และ 8.2 วัน ตามลำดับ ศึกษาในห้องปฏิบัติการของสัมประสิทธิ์การพาร์ติชันอากาศ/น้ำของ DDE ระบุจะ volatilize จากน้ำทะเล 10-20 เท่าเร็วกว่าจากปลา (Atlas et al. 1982) ที่ผู้เขียนแนะนำว่า กระบวนการนี้อาจเกี่ยวข้องกับการโต้ตอบที่ผิวน้ำฟองสามารถประเมิน volatilization จากพื้นผิวดินชุ่มชื่นจากกฎหมายหารด้วยค่าคงของของเฮนรี่adsorptivity ในดิน (ดาววิธี) (Thomas 1990) ฮาล์ฟ-ไลฟ์คาดการณ์สำหรับ DDT volatilizing จากดินกับ Kวันที่ 23 เมื่อเทียบกับ half-life การทดลองวันที่ 42 องศาเซลเซียส 240000 ได้ Sleicher และ Hopcraft(1984) ประเมิน half-life volatilization วัน 110 สำหรับ DDT จากดินในเคนยาตามถ่ายโอนมวลผ่านชั้นขอบเขต และอ้างว่า volatilization DDT ก็เพียงพอให้ความรวดเร็วหายตัวไปจากดิน อย่างไรก็ตาม ห้องปฏิบัติการทดลองในที่ 14C-p, p'-DDT มี incubated ในการกรด (ค่า pH 4.5-4.8), loam ทรายดินรักษาที่ EC 45 6 ชั่วโมง/วัน 6 สัปดาห์ส่งผลให้ไม่volatilization ของ DDT หรือ metabolites และ mineralization (Andrea et al. ปี 1994) อื่น ๆ ศึกษาใช้เป็นlatosol ดิน (ค่า pH 5.7) พบว่า แพ้ผ่าน volatilization ระหว่าง 6 สัปดาห์ 5.9% ของ radioactivity ที่บ่มที่ 45 EC (Sjoeib et al. ปี 1994) อัตรา volatilization DDT จากดินเป็นอย่างมากเพิ่มอุณหภูมิ แสงแดด และน้ำท่วมดิน (Samuel และ Pillai 2533)ขนส่งของ DDT ในบรรยากาศของอเมริกาเหนือกลาง และตะวันออกจะอาศัยการหมุนเวียนรูปแบบรูปแบบที่นำความชื้นจากอ่าวเม็กซิโกละมาและการไหลของอากาศ ผ่านการ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

การขนส่งและการ
ดีดีทีและสารอาจจะขนส่งจากที่หนึ่งไปยังอีกตัวกลาง โดยกระบวนการของการสกัด remobilization
ดูดซับสารเคมี , และตากสมอง . นอกจากนี้ ดีดีทีสามารถ
ขนส่งภายในสื่อ กระแส ลม และแพร่ กระบวนการเหล่านี้จะกล่าวถึงในย่อหน้าต่อไปนี้
.
2 พาร์ทิชันของสารอินทรีย์คาร์บอน ( koc ) 15x105 ( สวอน et al . 1981 ) 5.0x104 ( sablejic 1984 ) และ
1.5x105 ( Meylan et al . 1992 ) รายงานสำหรับ p , p ' - DDT , p , p ' - DDE และ p , p ' - DDD ตามลำดับ ชี้ให้เห็นว่าสารประกอบเหล่านี้ดูดซับ
และดิน สารเคมีเหล่านี้เป็นเพียงเล็กน้อยที่ละลายในน้ำ ด้วยภาวะของ
0.025 , 0.12 และ 0.090 มิลลิกรัม / ลิตร สำหรับ p , p ' - DDT , p , p ' - DDE และ p , p ' - DDD ตามลำดับ
( โฮเวิร์ดและสุด 1997 ) ดังนั้นการสูญเสียของสารเหล่านี้ในน้ำเป็นหลักเนื่องจากการขนส่ง
ฝุ่นละออง ซึ่งสารประกอบเหล่านี้จะผูกพัน ตัวอย่างเช่น ดีดีที และพบสารได้
fractionate และมีสมาธิในวัสดุอินทรีย์ที่ขนส่งด้วยดินเหนียว ส่วน
washload ในน้ำท่า ( ปริญญาโทและอินเมิน 2000 ) ปริมาณของดีดีทีในกระแสที่ไหลบ่า
ขนส่งจะขึ้นอยู่กับวิธีการชลประทานใช้ ( ข้อมูลปี 1999 ) ในสหรัฐอเมริกา ปริมาณดีดีที
ใน streambed ตะกอนเพิ่มขึ้นเป็นร้อยละของร่องชลประทาน เป็นนอกคอก
ฉีดหรือหยดน้ำ , เพิ่มขึ้น ใน San Joaquin ลุ่มน้ำดีดีทีถูกขนส่งในช่วงฤดูหนาวมากกว่า
น้ำท่าในช่วงฤดูน้ำ ( เครตเซอร์ 1999 )เนื่องจากสารประกอบจะผูกพันอย่างยิ่ง
กับดิน ดีดีทีจะยังคงอยู่ในผิวชั้นของดิน และไม่ละลายในน้ำ . อย่างไรก็ตาม ดีดีที
สามารถดูดซับฟรีย้ายละลายอินทรีย์คาร์บอนละลายน้ำ , วัสดุที่อาจเกิดขึ้นในสารละลายดิน

วัสดุนี้ทำตัวเป็นผู้ให้บริการและอำนวยความสะดวกในการขนส่งของดีดีทีในดินดิน ( ติ๊ง
และ Wu 1997 )ดีดีทีปล่อยลงไปในน้ำ adsorbs ให้ฝุ่นละอองในน้ำ และดินตะกอน ตะกอนมีอ่างสำหรับ
ดีดีทีปล่อยลงไปในน้ำ มันสามารถใช้ได้สำหรับการบริโภคโดยสิ่งมีชีวิต เช่น
เป็นอาหารด้านล่าง จักรวรรดิ et al . ( 1986 ) ได้รายงานว่า ดีดีที พารา และ DDD ยังอยู่

ในพืชน้ำและสัตว์น้ำในภาคเหนือของอลาบามาน้ำ 14 ปีหลังจาก 432000 – 8000000 กกดีดีทีถูกปลด
ลงในแม่น้ำ ดีดีทีในคอลัมน์น้ำเหนือ outfall ของ Los Angeles County outfall ร่วมกัน
มลพิษทางน้ำการควบคุมพืช คือ ปัจจุบัน ทั้งในเฟสและเฟสละลายอนุภาค ( เช่น
อนุภาคขนาด 0.7 µ M ) ( เซง et al . 1999 ) เป็นที่น่าสนใจที่จะทราบว่ามากขึ้นของดีดีทีที่ถูกนำเสนอใน
ละลายเฟสมากกว่าในอนุภาคเฟสแม้จะไม่ชอบ
สูงของมีหลักฐานว่า ดีดีที รวมทั้งโมเลกุลอื่น ๆผ่านกระบวนการชราในดินโดย
ดีดีทีเป็นซ่อนเร้นในดิน เพื่อลดการดูดซึมของการจุลินทรีย์มีความสามารถในการสกัดด้วยตัวทำละลายที่เป็นพิษบาง
และสิ่งมีชีวิต ( Alexander 1995 , 1997 ; Peterson et al . 1971 โรเบิร์ตสันและ
; อเล็กซานเดอร์ ปี 2541 ) ใน เวลาเดียวกันวิธีการวิเคราะห์ใช้ไฟแรง สกัดไม่แสดง
อย่างมีนัยสำคัญลดลงในกลุ่มของดิน ในการศึกษาเรื่องหนึ่ง ดีดีทีถูกเพิ่มเพื่อฆ่าเชื้อที่ความเข้มข้นต่าง ๆ และดิน
อนุญาตให้อายุ ( โรเบิร์ตสัน และ อเล็กซานเดอร์ ปี 2541 ) ในช่วงเวลาความเป็นพิษ
ของดินที่ใช้ในการทดสอบบ้านบิน ผลไม้ และ แมลงสาบเยอรมัน หลังจาก 180 วัน , 81.9 %
แมลงอยู่ในดิน แม้ว่ามากกว่าครึ่งหนึ่งของพิษได้หายไปเมื่อผลไม้บิน
คือการทดสอบสายพันธุ์และ 90% ได้หายไปเมื่อแมลงวันบ้าน คือ ชนิดทดสอบ ผลกระทบกับ
แมลงสาบเยอรมันไม่ได้เป็นเครื่องหมาย เมื่อเร็วๆ นี้ การศึกษาครั้งนี้ มีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษา
ปริมาณดีดีที DDE และ DDD กับไส้เดือน ( มอร์ริสัน et al . 1999 ) มันแสดงให้เห็นว่า
ความเข้มข้นของ DDT , DDE , DDD , และΣดีดีทีอย่างต่อเนื่องกว่าไส้เดือน สัมผัสกับสารเหล่านี้
ที่ยังคงอยู่ในดิน ปี 49 กว่าในดินที่มีไส้เดือนโดนสด
เพิ่มยาฆ่าแมลงที่ความเข้มข้นเดียวกัน การรับค่าและสารดีดีทีโดย
ไส้เดือนอยู่ในช่วง 1 – 1.75% สำหรับ 49 ปี อายุของดิน แต่ 16.00 – 15