农药三唑磷对刺参成参的急性毒性研究

[目的]探讨农药三唑磷对刺参的毒性效应。[方法]选用12 cm左右的刺参,采用静水停食法,在水温（20.0±1.3）℃条件下,开展三唑磷对刺参的急性毒性试验。[结果]三唑磷对刺参呈现以蓄积为主导的急性毒发效应,其对刺参的48 h的半致死浓度为45.999mg/L9,6 h的半致死质量浓度为36.879 mg/L,安全浓度（SC）为3.688 mg/L。[结论]所构建的刺参累计死亡概率与质量浓度和试验时间之间数学模型可作为侦查和分析农药排放时间和致刺参成参大量死亡时间的重要计算工具。     

三唑磷农药在土壤中的降解与吸附特性研究

采用室内模拟试验方法,研究了三唑磷在3种不同类型土壤中的降解特性、吸附特性及其影响因素,分析了该农药对地下水的污染风险性。结果表明,三唑磷在江西红壤、河南二合土和东北黑土等3种土壤中的降解半衰期分别为28.3、3.75和3.28d,降解速率依次为东北黑土>河南二合土>江西红壤,均具易降解性。3种土壤对三唑磷的吸附常数Kf分别为10.0、2.17、6.70,河南二合土对三唑磷的吸附性最弱。对于三唑磷农药,影响土壤吸附性的主要因素为土壤质地,其次为土壤有机质,此外,水溶解度也是重要因素。综合考虑农药水溶解度、土壤降解与土壤吸附特性,正常施用,三唑磷母体进入地下水造成污染的风险较小。     

三唑磷农药对鲫鱼肝脏过氧化氢酶活性的影响

采用生物毒性实验方法,设计低浓度三唑磷农药对鲫鱼(Carassus auratus)的不同胁迫质量浓度(0、0.02、0.10、0.20mg/L),分别于胁迫第0、7、28、48天及解除胁迫后第7、28天采样,研究三唑磷胁迫后不同时间段鲫鱼肝脏过氧化氢酶(CAT)活性的变化情况。结果表明,随三唑磷胁迫浓度和时间的不同,CAT活性呈现一定的剂量效应与时间效应,对鲫鱼肝脏内过氧化氢酶表现出明显的抑制和诱导作用,胁迫解除后,CAT活性得到不同程度的恢复。表明在实验剂量范围内,鲫鱼具有一定的生理调节机能。鲫鱼肝脏CAT活性对三唑磷胁迫的敏感性,可以作为水生生态系统中三唑磷的生物监测指标。     

有机磷农药三唑磷人工抗原合成及鉴定

[目的]合成并鉴定有机磷农药三唑磷人工抗原。[方法]采用活泼酯法将三唑磷半抗原（TZPM-Hap）与牛血清蛋白（BSA）和卵血清蛋白（OVA）偶联,制备出免疫抗原（TZPM-A-BSA）和包被抗原（TZPM-A-OVA）,并通过紫外扫描和动物免疫试验对其进行了鉴定。[结果]紫外扫描和动物免疫试验结果表明人工抗原合成成功。[结论]为制备单抗及开发快速、简便的三唑磷ELISA试剂盒奠定了基础。     

三唑磷高效液相色谱分析方法研究

用高效液相色谱法 ,以甲醇 +水 +氨水 (体积比为 85∶15∶0 .2 )作流动相测定了三唑磷的含量。该方法标准偏差为 0 .2 0 73 ,变异系数 0 .69% ,平均回收率 99.65 % ,方法线性关系良好 ,相关系数为 0 .9993。     

二苯基噻吩对三唑磷的光催化氧化降解作用

用HPLC法研究了三唑磷在光活化物质二苯基噻吩催化作用及紫外灯照射下的降解情况.结果表明:二苯基噻吩在玻片上对三唑磷有显著加速降解作用,同时温度和辐照度的增大有利于催化降解反应的进行.三唑磷降解过程符合一级动力学方程,当m(三唑磷):m(二苯基噻吩)=2:1、辐照度3 800 μW·cm-2、温度为25 ℃时,降解动力学方程为Ct=53.48e-0.009 6t,半衰期为72.19 h,144 h后的降解率为73.96%,而三唑磷在光照和黑暗处理下,降解率很低.     

光氧化处理含酚废水的研究

以Ｏ３和Ｈ２Ｏ２作联合氧化剂对含酚废水进行光解氧化去除效果的研究。结果表明,联合氧化能有效去除废水中的酚,在适宜条件下６ｈ对酚的去除率达７５％。该方法适宜处理低浓度含酚废水     

阿维菌素在土壤中的光解研究

为了全面评价农药阿维菌素的环境行为,采用室内培养、模拟太阳光源照射方法,研究了阿维菌素在土壤表面的光解。结果表明,模拟太阳光强度越大,阿维菌素光解速率越快,光解深度也越大,但是阿维菌素初始浓度越大,其光解速率反而越慢。通过分析阿维菌素光解产物的TIC图和质谱图,可能主要有2种代谢产物,保留时间分别为6.267和11.295min,分子量分别为450和586,进而初步探讨了光解产物的主要发生途径。     

水土和柑桔中三唑磷残留量的气相色谱分析方法研究

采用丙酮(水样用二氯甲烷)提取,提取液经二氯甲烷萃取,浓缩后过氟罗里硅土柱净化,淋出液经浓缩后再用丙酮定容,用GC—NPD法检测,研究了湿性样品(土壤、柑桔果肉和果皮样品)中的三唑磷残留物的测定方法。结果表明,当样品三唑磷的添加浓度为0.05、0.2、2.0mg·kg-1时,样品的平均回收率为90.61%～96.58%,变异系数为1.74%～9.25%。方法最小检出量为4×10-12g,水样、土壤、柑桔果肉、果皮中的最低检测浓度分别为0.0001、0.002、0.001、0.004mg·kg-1。     

25%毒·唑磷乳油的研制

为了更好地发挥毒死蜱和三唑磷在水稻二化螟防治中的作用 ,提高防治效益 ,研制开发了 2 5 %毒·唑磷乳油产品 ,介绍了配方理论依据 ,并进行了配方筛选、主要经济指标的确定和贮存稳定性试验 .经湖南、河南两省两年田间药效试验结果表明 ,在二化螟卵孵化盛期施药 187.5～ 2 6 2 .5 g/ hm2 ,药后 7d对二化螟的防效在 90 %以上 ,药后 2 0 d保苗效果在 95 %以上 .     

20%三唑磷乳油在稻田上的残留试验

用气相色谱法测定了田间试验中20%三唑磷乳油在稻田水、植株、土壤、稻壳和糙米中的残留。用甲苯提取浓缩定容后,在NP检测器的气相色谱上利用外标法进行定量测定,。当田水、水稻、土壤添加水平分别为0.05～2.0mg·L-1,0.05～5.0mg·kg-1,0.05～5.0mg·kg-1时,回收率达95.2%～118.8%、85.0%～102.8%、92.0%～104.0%。结果表明20%三唑磷乳油在稻田水、植株、土壤、稻壳和糙米中的残留量均低于最低检出限2.50×10-4mg·L-1,1.25×10-2mg·kg-1,1.25×10-3mg·kg-1,1.25×10-3mg·kg-1和2.50×10-3mg·kg-1。因而20%三唑磷乳油按4500mL·hm-2的使用量是安全的。     

三唑磷的土壤微生物生态效应研究

在实验室控制条件下,研究了三唑磷浓度分别为0、10、50、100、200 mg·kg-1时对土壤微生物数量、土壤基础呼吸及土壤酶活性的影响.结果表明,三唑磷对细菌、真菌及放线菌在培养初期均有不同程度的抑制作用,且抑制效应的持续时间与浓度均呈极显著正相关,对土壤基础呼吸表现出微弱抑制作用;100、200 mg·kg-1浓度的三唑磷对土壤中的细菌先抑制后促进,对土壤中的真菌一直具有抑制效应,对土壤中的脲酶及过氧化氢酶活性都有先抑制后激活再恢复的作用,而低浓度三唑磷对这几种酶活性影响不大.     

农药在环境中的光化学降解研究进展

介绍了农药在环境中光解的原理和影响农药在环境中光解的一些重要因素。环境中有机光敏物质,无机光敏物质,其他种类的农药分子以及土壤的水分等都会对农药的光解产生显著影响。     

Hydrolysis and Photolysis of Herbicide Clomazone in Aqueous Solutions and Natural Water Under Abiotic Conditions

The hydrolysis and photolysis of clomazone in aqueous solutions and natural water were assessed under natural and controlled conditions. Kinetics of hydrolysis and photolysis of clomazone were determined by HPLC-DAD. Photoproducts were identiifed by HPLC-MS. No noticeable hydrolysis occurred in aqueous buffer solutions （（25±2）°C, pH （4.5±0.1）, pH （7.4±0.1）, pH （9.0±0.1）;（50±2）°C, pH （4.5±0.1）, pH （7.4±0.1）） or in natural water up to 90 d. At pH （9.0±0.1） and （50±2）°C the half-life of clomazone was 50.2 d. Clomazone photodecomposition rate in aqueous solutions under UV radiation and natural sunlight followed ifrst-order kinetics. Degradation rates were faster under UV light （half-life of 51-59 min） compared to sunlight （half-life of 87-136 d）. Under UV light, four major photoproducts were detected and tentatively identiifed according to HPLC-MS spectral information such as 2-chlorobenzamide, N-hydroxy-（2-benzyl）-2-methylpropan-amide, 2-[2-phenol]-4,4-dimethyl-3-isoxazolidinone and 2-[（4,6-dihydroxyl-2-chlorine phenol）]-4,4-dimethyl-3-isoxazolidinone. These results suggested that clomazone photodegradation proceeds via several reaction pathways：1） dehalogenation;2） substitution of chlorine group by hydroxyl;3） cleavage of the side chain. Photosensitizers, such as H2O2 and ribolfavin, could enhance photolysis of clomazone in natural sunlight. In summary, we found that photoreaction is an important dissipation pathway of clomazone in natural water systems.