乙草胺在水中的光化学降解

以高压汞灯、氙灯、自然光为光源 ,研究了乙草胺在不同类型水中的光解动态。结果表明 :乙草胺的光量子产率低 ;高压汞灯光照下 ,乙草胺在水中的光解速度为纯水 >河水 >塘水 >稻田水 ,其光解率与水介质的 pH呈正相关 ;不同光源照射下 ,乙草胺于纯水中的光解速率有显著的差异 ,表现为高压汞灯 >氙灯 >自然光 ,同时其光解产物也存在明显的不同。     

水中莠去津、乙草胺残留量检测方法研究

本文确立了水中莠去津、乙草胺残留量检测方法。样本采用固相萃取提取净化，用气相色谱法在同一根色谱柱上分离后分别进入氮磷检测器、电子捕获检测器进行检测。莠去津、乙草胺平均回收率分别为88．9％—91．5％和90．7％-96．5％；相对标准偏差分别为9．7％和5．6％；线性相关系数分别为0．989和0．995。     

农药在水介质中的光化学降解研究情况

农药在水环境中会受到理化因子作用发生降解。本文通过对国内外关于水介质中农药光降解机理和影响因素的研究成果加以总结和归纳,阐述水介质中农药光降解的动力学模型、光化学反应类型,以及在水环境中影响农药光降解的主要因素,概述水介质中农药的光降解特性。     

己唑醇的光化学降解

以低压汞灯为光源研究了己唑醇在溶液中的光化学降解。结果表明,在365 nm紫外光照射下,己唑醇在正己烷中很稳定,说明己唑醇在自然光下难以降解;在254 nm光照下己唑醇在丙酮、水、甲醇、乙酸乙酯、正己烷中发生光解,不同溶剂中的光解速率为:甲醇>正己烷>乙酸乙酯>水>丙酮。FeCl3、H2O2、FeCl3-H2O2、β-环糊精等光催化剂能加快己唑醇在紫外光下的降解,在本研究条件下,其催化能力为FeCl3-H2O2>β-环糊精>H2O2>FeCl3。对降解机理进行分析,认为己唑醇在溶液中是通过产生羟基自由基(HO·)而发生光解的。     

丁香菌酯在水中的光解影响因素研究

为了更好地了解丁香菌酯(coumoxystrobin)在环境中的归趋,基于《化学农药环境安全评价试验准则》推荐方法,采用高效液相色谱(HPLC)分析方法研究了光源(500 W氙灯和20 W汞灯)、初始质量浓度(1、5、10和15 mg/L)、pH值(4、7和9)和添加助溶剂吐温80对丁香菌酯在水中光解的影响。结果表明：在试验条件下,丁香菌酯的光解反应均符合准一级反应动力学方程;在500 W氙灯和20 W汞灯两种光源条件下,其半衰期分别为2.23和1.10 h,20 W汞灯下的光解速率约为500 W氙灯下的2倍;在同一光源下,光解速率随丁香菌酯初始质量浓度的增加而降低,二者呈负相关关系;丁香菌酯在pH值不同的3种缓冲溶液中的光解速率从大到小依次为pH 9、pH 4和pH 7;吐温80对丁香菌酯的光解有抑制作用。该研究结果可为丁香菌酯的合理使用及环境评价提供参考。     

嘧菌酯在水和有机溶剂中的光化学降解

以500 W氙灯为光源,研究了嘧菌酯在水和有机溶剂中的光化学降解动态及其影响因素。结果表明:当质量浓度为5 mg/L时,嘧菌酯在纯水中光解的半衰期为5.8 h,在2~20 mg/L范围内,其光解速率随初始质量浓度的增大而降低;嘧菌酯在不同介质中的光解速率从大到小依次为乙腈水甲醇正己烷丙酮,其半衰期分别为4.8、5.8、11.5、12.1和23.5 h;硝酸盐对嘧菌酯在水中的光解具有光敏化作用,当NO-3质量浓度为1、2、10和20 mg/L时,其半衰期分别为5.5、5.1、4.5和3.9 h;在1~2 mg/L质量浓度下,NO-2对嘧菌酯在水中的光解具有光敏化作用,而在10~20 mg/L时则表现为光淬灭作用;Fe3+及表面活性剂十二烷基硫酸钠(SDS)对嘧菌酯在水中的光解具有光敏化作用,而腐殖酸和Fe2+则对其表现为光淬灭作用。研究结果可为嘧菌酯的科学合理使用及其环境风险评估提供参考。     

除草剂乙草胺胁迫下油菜品种的耐药生理研究

研究甘蓝型油菜在乙草胺胁迫下的耐药生理对非转基因耐乙草胺的油菜新种质选育有重要意义?本研究以纸床法测定乙草胺耐药品种‘Norin 41’和敏感品种‘Dong Hae 1’生长7 d的幼苗进行生物性状?还原型谷胱甘肽代谢?抗氧化分析以及品种表型性状之间的相关性分析和主成分分析?结果表明, 耐药品种生长?根抗倒伏性?乙草胺解毒能力和抗氧化能力均强于敏感品种, 耐药品种的氧化损伤低于敏感品种?直立苗率?根-茎比?鲜重?超氧化物歧化酶活性?谷胱甘肽S-转移酶活性和丙二醛含量是反映品种耐药性的主要因素?这些研究结果为耐乙草胺种质选育提供了有益参考?     

不同光波长对水中乙草胺光分解的影响

以高压汞灯和太阳光为光源,以不同波长滤光片处理得相应波长区域,研究了乙草胺在水中的光解动态。结果表明:在胡敏酸存在下,乙草胺的光解动态符合一级动力学规律,其光解速度随着照射光波长的延长而减慢,光解半衰期延长,与未用滤光片处理的对照相比,差异极显著,表明乙草胺在水中的光解速度与照射光波长关系极大。     

有机改性膨润土对乙草胺的吸附与控制释放作用

首次尝试将十六烷基三甲基铵盐阳离子改性的有机膨润土(CTMAB-Bents)用作乙草胺的吸附剂和控制释放载体。结果表明,与原土(Na-Bent)相比,CTMAB-Bents对乙草胺的吸附能力提高3~5倍,且吸附能力与改性膨润土所用CTMAB量成正相关。吸附等温曲线符合Freundlich经验方程,相关系数R>0.99,吸附能力主要取决于乙草胺在水和有机膨润土间的分配作用。与Na-Bent相比,CTMAB-Bents可以显著抑制乙草胺的释放速率,对乙草胺的半数释放时间(t50)介于20CTMAB-Bent制剂的6.57 h与100CTMAB-Bent制剂的19.0 h之间,并随改性膨润土对乙草胺吸附能力的提高而延长。释放动力学曲线符合Ritger和Peppas方程,n值(0.429~0.618)接近Fickian扩散模型,说明乙草胺在有机膨润土中的释放主要受到扩散控制。     

乙草胺与醚磺隆混合制剂的液谱分析方法

采用反相商诳液相色谱法,以Ｃ１８柱为固定相,用２３６ｎｍ紫外检测器定量测定局草胺和醚磺隆混合制剂的含量。本方法的变异系数分别为０．６８％、１．８６％;标准偏差分别为０．１４５、０．０７７;平均回收率分别为９８．５９％、９８．８１％;线笥相关系数分别为０．９９９３、０．９９９６。     

乙草胺在水稻环境中的残留及消解动态

采用气相色谱-电子捕获检测器(GC-ECD)测定了乙草胺在水稻植株、稻田水样及土壤中的消解动态和最终残留。水稻和水样样品用二氯甲烷提取,土壤用甲醇提取,经液液分配净化, GC-ECD检测,外标法定量。结果表明:当乙草胺在植株、水样和土壤中的添加量在0.05~1.0 mg/kg 水平时,添加回收率分别为87.2% ~96.8%、94.0% ~99.3%和83.6% ~93.7%,相对标准偏差分别为3.80% ~7.66%、3.46% ~7.54%和2.70% ~6.41%。乙草胺的最小检出量(LOD)为1.29×10-11 g,在稻米中的最低检测浓度(LOQ)为1.3×10-3 mg/kg。乙草胺在植株、水样和土壤中的半衰期分别为1.21 ~2.07 ｄ、1.30 ~2.56 ｄ和1.22 ~2.41 ｄ。施药浓度为推荐剂量1次,在收获的稻米中乙草胺的残留量均低于最低检测浓度。     

苦参碱和苦豆子总碱光分解及光分解抑制的研究

研究了苦参碱(从苦豆子中提取分离获得)和苦豆子总碱在太阳光及紫外光照射下的光分解现象,发现两者均属于光易分解物质,其光分解半衰期均不超过1 h。运用11种不同的光稳定剂处理均能有效地抑制苦参碱和苦豆子总碱光分解,其中以TBHQ(Tertiary-butylhydroquinone,特丁基对苯二酚)的抑制效果最为明显。在此基础上探索了不同浓度TBHQ对苦参碱和苦豆子总碱光分解的抑制效应,结果显示其抑制效果与稳定剂的浓度相关,处理浓度越大,其抑制苦豆子总碱光分解的作用越强。     

乙草胺生产工艺的进展

本文探讨了乙草胺采用2-乙基-6-甲基苯胺酰化工艺生产的影响因素,并介绍了该工艺的改进和技术发展．及生产中存在的问题。     

化合物YF-206防除乙草胺药害研究

本文采用土培法对本课题组所合成的化合物5-二氯乙酰基-6-甲基-9-氧杂-1,5-二氮杂二环[4.3.0]壬烷(YF-206)进行了室内活性测定实验。当化合物YF-206浓度为25mg/kg时,玉米各项生长指标恢复率达到最大,其株高、株鲜重的恢复率分别为:55.39%和55.86%;玉米幼苗根部GSH含量增幅达到50.59%,叶片中增幅为26.02%,玉米根部GST比活力为2.694 nmol/s/mg。实验结果表明化合物YF-206对玉米有较好的安全活性,能在一定程度上解除乙草胺对玉米的药害。     

Photolysis of Diuron

The major photoproducts observed in the photolysis of diuron [3-(3,4-dichlorophenyl)-1,1-dimethylurea] ( 2 ) in aqueous solution resulted from a heterolytic substitution of chlorine by OH (photohydrolysis). A wavelength effect was observed: at 254 nm the formation of 3-(4-chloro-3-hydroxyphenyl)-1,1-dimethylurea ( 3 ) accounted for more than 90% of the conversion, whereas when the solution was irradiated in ‘black light’ (85% of photons emitted at 365 nm, about 7% at 334 nm), the major photoproduct was 3-(3-chloro-4-hydroxyphenyl)-1,1-dimethylurea ( 4 ). The presence of methanol favoured the photoreduction into 3-(3-chlorophenyl)-1,1-dimethylurea ( 5 ). Completely different reactions were observed when 2 was irradiated in dry aerobic conditions on silica. They resulted from elimination or oxidation of methyl groups. The main photoproducts initially formed were 3-(3,4-dichlorophenyl)-1-methyl urea ( 6 ) and 3-(3,4-dichlorophenyl)-1-formyl-1-methylurea ( 7 ). In the second stage ( 6 ) was transformed into (3,4-dichlorophenyl)-urea ( 8 ) and 3-(3,4-dichlorophenyl)-1-formylurea ( 9 ); some other minor products such as monuron ( 1 ) were also identified. The formation rate of 6 and 7 was much slower on clay (montmorillonite or kaolin) than on silica. In contrast with products 6 and 8 , the formation of 7 and 9 needed the presence of oxygen: they did not appear when diuron was irradiated in deoxygenated C₂Cl₃F₃. It can be concluded that the photolysis of diuron is highly dependent on the conditions of irradiation. © 1997 SCI.     

大黄酚在水中的光解特性研究

实验室条件下,利用高效液相色谱研究了大黄酚在水中的光解特性。结果表明:大黄酚在水中光解符合一级动力学方程,25℃下,光照强度为4000 lx时,初始质量浓度为2.0、5.0、10.0mg/L大黄酚的半衰期分别为66、239、433h,即初始质量浓度越高,降解时间越长;5.0mg/L大黄酚在8000 lx光照强度下的半衰期为77h,说明光照强度越大,降解越快;在pH值为4、7、9的缓冲溶液中,5.0mg/L大黄酚的半衰期为107、71、3h,即偏酸条件对大黄酚的水中光解有一定的抑制作用,偏碱环境可显著促进大黄酚的水中光解。根据我国农药的光解特性等级划分标准,大黄酚在水中的光解性能为难光解。