氰戊菊酯和乐果在不同作物上的残留降解

本文报道了氰戊菊酯和乐果在不同作物上的消解动态，研究结果表明，上述二种农药在小麦、鸡毛菜、桃子上的起始残留浓度和降解速度都不同，起始残留浓度依次为麦叶＞鸡毛菜＞麦穗＞桃子，这主要与作物比表面积有关，氰戊菊酯的降解半衰期在鸡毛菜上为1．98天，麦穗为5．21天，桃子为7．19天，麦叶为11．65天，乐果在鸡毛菜上的半衰期为0．95天、麦穗为1．85天、麦叶为1．93天，桃子为4．48天，在其他条件基本一致时，农药降解半衰期与作物的生长系数有很大关系。     

高氰戊菊酯在小麦上的残留及消解动态

报道了高氰戊菊酯在小麦上的残留试验和样品分析方法，认为该药剂性质稳定，消解较缓慢，在春季小麦穗上的半衰期为７天左右，小麦用药后的残留量很低，食用安全，本文中还提出了该药的安全使用标准。     

氰戊菊酯、乐果在小麦上的残留分析

建立了氰戊菊酯、乐果在小麦中残留量的检测方法。样品以乙腈提取,硅胶柱净化,毛细管柱气相色谱法测定。在乐果和氰戊菊酯标准液添加水平为0.05~1.00 mg/kg时,麦穗和麦秆的回收率在88.79%~101.88%之间,变异系数最大为7.73%。该方法对氰戊菊酯和乐果在小麦中的最低检测浓度分别为0.020和0.014mg/kg,符合农药残留分析要求。     

混合微生物对氰戊菊酯的降解作用

[目的]研究混合微生物对氰戊菊酯的降解作用。[方法]以氰戊菊酯为目标污染物,通过富集驯化培养获得对该污染物降解效果较好的混合培养微生物,用该微生物作为降解菌源,研究其对氰戊菊酯的生物降解特性。[结果]该混合培养微生物中氰戊菊酯降解菌在初始pH值为5.5~7.5条件下生长均较好,具有一定的耐酸性和耐碱性;在25~45℃条件下生长较好,最适生长温度为33℃;该混合微生物生长适应时间为84 h,此时氰戊菊酯去除率可以达到55%。[结论]混合培养物能利用氰戊菊酯作为生长的唯一碳源、氮源和能源且对氰戊菊酯具有一定的降解作用。     

氰戊菊酯和乐果在不同作物上的残留降解

本文报道了氰戊菊酯和乐果在不同作物上的消解动态。研究结果表明,上述二种农药在小麦、鸡毛菜、桃子上的起始残留浓度和降解速度都不同,起始残留浓度依次为麦叶>鸡毛菜>麦穗>桃子,这主要与作物比表面积有关,氰戊菊酯的降解半衰期在鸡毛菜上为1.98天、麦穗为5.21天、桃子为7.19天、麦叶为11.65天,乐果在鸡毛菜上的半衰期为0.95天、麦穗为1.85天、麦叶为1.93天、桃子为4.48天。在其他条件基本一致时,农药降解半衰期与作物的生长系数有很大关系。     

氰戊菊酯在土壤和玉米植株中的归趋

试验采用同位素示踪技术,研究了~(14)C-氰戊菊酯(速灭菊酯,速灭杀丁)在土壤表层和玉米叶片中的消失、迁移和降解.结果表明,与其它的一些拟除虫菊酯类农药相似,氰戊菊酯在旱地土壤中不发生明显的迁移,处理后25天迁移至土表2cm以下的放射性只占原始处理量的8％,氰戊菊酯在土壤中的残留性较强,在玉米植株中则消失较快,在玉米植株中,氰戊菊酯基本上停留在处理部位,而从其它部分检测到的残留极少,植株对土壤中的残留物摄取量甚微,在试验土壤中,检出了除亲体氰戊菊酯以外的几种降解产物,籍此提出了氰戊菊酯在旱地土壤中可能存在的降解途径。     

S-氰戊菊酯残留检测方法研究进展

简述了国内外S-氰戊菊酯残留检测方法的研究进展。     

草铵膦在水中的降解特性及对水生生物的毒性

为评价除草剂草铵膦在水中的化学行为特征及其对水生生物的毒性,采用UPLC-MS/MS等手段,研究了草铵膦在不同pH值、不同温度条件下的水解特性和不同光强、不同波长下的光解特性,以及对水生生物的急性毒性。结果表明,草铵膦在pH 5.0,6.9,9.3缓冲溶液中的半衰期分别为433,693,533 d,在弱酸和弱碱条件下均能稳定存在。温度对草铵膦的水解影响显著,温度升高,水解速率加快。草铵膦在4 500 lx和8 300 lx氙灯下的半衰期分别为1 155和866 h;360和254 nm波长紫外光光照处理下的半衰期分别为462和40 h,光强和波长对草铵膦的水中光解影响明显;草铵膦对小球藻 (Chlorella vulgarrs)、大型溞 (Daphnia magna)和斑马鱼 (Brachydonio rerio)的EC50/LC50均大于100 mg/L,均为低毒。     

Cu、Zn对氰戊菊酯在土壤中降解的影响

研究了土壤中Cu、Zn等重金属元素存在的条件下,氰戊菊酯的降解情况。结果表明,氰戊菊酯在供试土壤中的半衰期为19.4 d,降解速率常数为0.035 7;而在灭菌后的土壤中,氰戊菊酯降解明显减缓,半衰期延长至92.8 d,由此可见,氰戊菊酯在土壤中主要是靠微生物降解。重金属元素存在的情况下,会对氰戊菊酯的降解产生较大的影响,当Cu2 、Zn2 浓度≥200 mg/kg时,氰戊菊酯降解速度减慢,半衰期随离子浓度的升高而延长;离子浓度较低时,对其降解有轻微的促进作用。另外,从两种重金属的毒性来看,Cu>Zn,即相同浓度下,Cu对氰戊菊酯降解的抑制更为明显。     

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.     

农药在水中的环境化学行为及对水生生物的影响

阐述了农药在水中的环境化学行为,包括农药的光化学降解、水化学降解以及农药对水生生物的毒性,同时讨论了各种环境行为的机理和影响因子.     

农药多菌灵的迁移转化规律研究

通过高效液相色谱法测定多菌灵的含量,初步探讨其挥发、水解、光解、分配这几种迁移转化途径,为合理利用农药、治理及控制农药对土壤等生态环境的污染提供指导。结果表明:多菌灵挥发作用不明显;p H值对多菌灵水解作用有影响,p H值为12时其水解率最大,达到0.16%,但总体上降解也不明显。采用太阳光、紫外灯、高压汞灯3种光源对多菌灵进行光降解,其中无氧化基团的情况下,太阳光基本不促进多菌灵降解,紫外灯下光解率达到3.73%,高压汞灯下达到4.96%;在有氧化基团时,无光照条件下降解率达到11.65%,太阳光下达到23.15%,紫外灯下达到61.61%,高压汞灯下达到94.97%,降解速率大小表现为高压汞灯紫外灯太阳光无光照,高于无氧化基团情况下的光降解。多菌灵的吸附率与土壤及腐植酸的含量呈正相关,在设置试验条件下分别可达到10.11%和90.89%。因此,光降解和土壤分配作用是多菌灵迁移转化的2种主要途径。     

新农药硫肟醚在池塘水中的水解动力学及降解机理研究

在室内条件下研究了硫肟醚在池塘水中的水解动力学及降解机理。结果表明,在相同温度和黑暗培养条件下,硫肟醚在池塘水中的降解速率较纯净水中快。硫肟醚在水中的降解遵循一级动力学方程,其在池塘水和纯净水中的水解速率常数分别为1.237×10-2和1.01×10-3,半衰期分别为56d和686d,说明池塘水中存在的各种微生物和总悬浮颗粒等物质对硫肟醚在水体中的降解具有催化促进作用。采用制备HPLC和LC-MS技术对硫肟醚水解产物进行分离和鉴定,初步推测硫肟醚在池塘水中的主要水解途径有醚键断裂、脱氯作用、S-脱甲硫基作用和硫醚氧化作用,其主要水解产物有:间苯氧基苯甲醛、1-(4-氯苯基)-2-(甲硫基)丙烷-1-亚胺、1-(4-氯苯基)-2-(甲基磺酰基)丙烷-1-亚胺、O-(3-苯氧苄基)-1-(4-羟基苯基)丙基酮肟醚、O-(3-苯氧苄基)-2-甲硫基-1-(4-羟基苯基)丙基酮肟醚和硫肟醚亚砜。     

坪草净在不同土壤中降解的研究

应用液相色谱法测定坪草净的有效成分甲磺隆和苄嘧磺隆在3种土壤中的残留动态。结果显示:2666.66mg·L-1的10%坪草净均匀喷雾后6h,甲磺隆在黄棕壤、黄褐土和黄潮土中的残留量分别为0.95、0.84和1.05mg·kg-1,而苄嘧磺隆在黄棕壤、黄褐土和黄潮土中的残留量分别为20.15、18.76和24.24mg·kg-1。甲磺隆、苄嘧磺隆在黄棕壤、黄褐土和黄潮土中的半衰期分别为55.5d和42.5d、88.9d和59.2d、216.6d和110.0d。试验结果表明,坪草净有效成分在黄棕壤中降解最快,而苄嘧磺隆比甲磺隆在3种土壤中更易降解。     

超声波诱导降解消除农药残留的研究进展

消除农药残留一直是人们关注的焦点,国内外学者也正不断的寻找理想的降解技术。利用超声产生的空化效应来降解农药残留,是近几年来国内外研究者关注的热点领域之一。文章综述了超声波对降解农药残留的理论、影响因素、研究现状及应用前景。     

噻虫胺在水稻中的残留分析方法及其消解动态

为了评价噻虫胺在水稻上的残留动态和环境安全性,于2012年分别在浙江、山东和湖南进行了噻虫胺残留动态试验,建立了噻虫胺残留的高效液相色谱—串联质谱(UPLC-MS/MS)分析方法。该方法对噻虫胺的检出限为0.01 mg·kg-1。添加浓度为0.01~1.0 mg·kg-1时,平均回收率为85%~106%;相对标准偏差(RSD)为1.8%~10.0%。该方法的灵敏度、精密度和回收率等均符合农药残留分析的要求。田间试验结果表明,噻虫胺在水稻植株和稻田中的消解动态符合一级动力学方程,消解半衰期分别为(2.5~4.4),(2.7~8.9)d,表明噻虫胺属易降解农药。     

磺胺二甲嘧啶在水溶液中的光化学降解

为了研究磺胺二甲嘧啶(SM_2)的环境光化学行为,更好地理解磺胺类抗生素在实际环境中的归趋和生态效应,实验研究了SM_2在水溶液中的光降解动力学及环境因素对其光解的影响,探讨了不同初始浓度(1、2、5、10、15、20 mg·L~(-1))、不同光源(1000 W氙灯和300 W汞灯)、不同pH(2.0、3.0、5.0、7.0、8.0、9.0、10.0、11.0)、不同类型腐殖质[腐植酸(HA)和富里酸(FA)]对SM_2光解的影响。结果表明:在300 W汞灯和1000 W氙灯2种光源下,SM_2的光解均符合准一级动力学方程,但其光解速率常数存在明显差异,k(300W汞灯)k(1000 W氙灯);在同一光源下,SM_2的光解速率常数随着初始浓度的增加而减小。溶液pH显著影响SM_2的光解速率。在300 W汞灯照射下,HA和FA均抑制了SM_2的光解,并且随着HA或FA浓度的增加,抑制效果更为明显;在相同光解条件下,HA对SM2光解的抑制作用大于FA。