阿特拉津和溴氰菊酯降解规律及其分析方法

研究了阿特拉津（ａｔｒａｚｉｎｅ）和溴氰菊酯（ｄｅｌｔａｍｅｔｈｒｉｎ０两类农药在环境介质中的降解行为，详细比较了两者降解性能之间存在的差异，并明确指出它们的降解产物都具有一定的毒性和更强的极性，通过对阿特拉津及其降解产物的研究实例，说明了在研究环境介质中残余微量农药的检测方法时，建立以农药家族及其降解产物为整体的系统分析方法是必要的。     

Cu改性悬浮型光催化纳滤膜反应器处理阿特拉津溶液的降解效率及动力学研究

通过将Cu改性悬浮型光催化氧化过程与纳滤分离膜技术进行耦合构成悬浮型光催化纳滤膜反应器联合处理阿特拉津(Atrazine)溶液.在Atrazine初始浓度ρ0分别为5,15和25mg·l-1,光催化剂浓度ρTiO2为1500mg·l-1,废水pH值为5.5,UV强度为45mW·cm-2,膜分离压力和错流流速分别控制在1250kPa和3m·s-1,反应温度20±1℃的最佳实验条件下,35min之内目标污染物基本被彻底光催化降解,矿化率达到90%以上,出现显著耦合效应;当目标污染物浓度分别为5mg·l-1,15mg·l-1和25mg·l-1时,在ρ/ρ0≥0.6的范围内,光催化降解过程分别遵循一级、零级和一级的混合以及零级反应动力学模型.     

阿特拉津在土壤中的环境行为研究进展

概述了阿特拉津在土壤中的迁移、降解及其对植物的影响等环境行为，阐述了土壤组成、土壤pH值以及温度、湿度等因素对各种环境行为过程的影响，并结合目前国内外的研究现状，提出了阿特拉津环境行为新的研究方向。     

绿麦隆、阿特拉津单一与复合污染对蚯蚓的毒性效应研究

以赤子爱胜蚓为研究对象,采用滤纸急性毒性实验研究了农药绿麦隆、阿特拉津对蚯蚓的单一和复合毒性效应。单一毒性实验表明,绿麦隆与阿特拉津单独存在时,均对赤子爱胜蚓产生毒性。阿特拉津对蚯蚓的毒性大于绿麦隆,绿麦隆和阿特拉津48h的半致死质量浓度分别为189.64和43.33mg·L-1。复合毒性实验表明,绿麦隆与30mg·L-1和40mg·L-1的阿特拉津复合,其48h的半致死量分别为116.03和48.14mg·L-1。绿麦隆和阿特拉津的复合污染对蚯蚓具有明显的协同作用,而这种协同作用与污染物的质量浓度有关。     

超高效液相色谱-串联四级杆质谱法快速测定阿特拉津、甲萘威、微囊藻毒素LR、丙烯酰胺和联苯胺

以地表水环境质量标准为依据,建立了直接进样-超高效液相色谱-串联四级杆质谱法快速同时测定地表水中阿特拉津、甲萘威、微囊藻毒素LR、联苯胺和丙烯酰胺的方法。水样采集后经0．22μm滤膜过滤后直接进样,使用C18反相柱为分离柱,柱温40℃,流速0．2 ml/min,乙腈和甲酸水(0．1%)作为流动相,采用梯度洗脱,串联质谱采用MRM模式,使用ESI(+)源电离水样,每个样品分析时间仅需2．5 min。五种物质检出限为0．0001~0．0003 mg/L,加标回收率为80．0%~118．9%,满足国家标准要求。针对地表水所需检测项目进行优化,提高了实验室水质检测效率,同时测定多组分且分析时间短,适用于地表水中相关项目的监测。     

固定化GEM/CAS串联工艺强化处理阿特拉津废水

考察了固定化基因工程菌强化处理(GEM)/传统活性污泥处理(CAS)串联工艺对阿特拉津废水的处理效果,水力停留时间(HRT)对处理效果的影响,基因工程菌的生长和流失情况.结果表明,当HRT为4～24h,阿特拉津初始浓度为20mg/L,以实际生活污水为碳源时,串联工艺均可以实现对高浓度高负荷的阿特拉津生物强化处理.水力停留时间为24h时,固定化细胞反应器(串联工艺A段)的处理效果最好,阿特拉津平均去除率为96.64%,出水浓度为0.56ms/L.水力停留时间为12、8和4h时,平均去除率分别为88.59%、89.79%、88.61%.反应器在以上4个HRT时, COD平均去除率分别为72.76%、64.59%、66.16%和65.84%. 在整个反应过程中,没有出现大量工程菌流失的现象,同时在固定化颗粒的表面以及浅层均观察到了大量工程菌菌体,固定化颗粒的表面还出现了生物膜和菌胶团,反应结束时,颗粒形态完好,强度满足本工艺条件下长期使用的需求.     

基于响应曲面模型的多元复合体系中沉积物吸附阿特拉津的规律

文章建立了阿特拉津（AT）、铜（Cu）、镉（Cd）和马拉硫磷（Ma）四元复合体系中沉积物吸附阿特拉津的BP神经网络模型,模型训练集、验证集、预测集的均方差分别为0.070 3、0.336 0、和0.195 0,模型输入数据与其模拟值相关系数r2=0.841 6。利用所建立的BP神经网络模型构建多元复合体系中沉积物吸附AT的中心复合实验设计并绘制响应曲面模型,结果显示,响应曲面模型可以直观反映多元复合体系中各因素间影响AT吸附的交互作用,AT×Ma的交互作用最大,而除Cu×Cd外,其他两两因素之间的交互作用均呈显著效应,其中,AT×Ma、AT×Cd和Cu×Ma对阿特拉津的吸附产生协同作用,而AT×Cu和Cd×Ma则产生拮抗作用,交互作用占AT吸附量的60.28%,对阿特拉津在沉积物上的吸附影响不可忽略。     

生物炭对土壤中阿特拉津吸附特征的影响

为探究生物炭对土壤中阿特拉津的吸附特征及影响因素,采用批处理实验研究了灭菌(T1)、5%秸秆生物炭+灭菌(T2)、未灭菌(T3)和5%秸秆生物炭+未灭菌(T4)条件下对土壤中阿特拉津吸附特征及土壤理化性质的影响.结果表明,在最初0—12 h内,不同处理下阿特拉津吸附量均随时间的延长而快速增加,而在12—96 h内增加较为缓慢并逐渐趋于平衡.在96 h时,T2和T4处理下阿特拉津最大吸附量分别达到46.22 mg·kg^-1和46.43 mg·kg^-1,而未添加生物炭的T1和T3处理则有所降低,分别为44.20 mg·kg^-1和43.09 mg·kg^-1.准二级动力学模型更好地拟合不同处理下土壤对阿特拉津吸附特征,T2和T4处理下吸附速率常数K分别为0.257 kg·mg^-1·h^-1和0.339 kg·mg^-1·h^-1,显著高于未添加生物炭处理的T1和T3处理(K分别为-0.083 kg·mg^-1·h^-1和-0.261 kg·mg^-1·h^-1).内扩散模型显示添加生物炭后,土壤对阿特拉津的吸附是一个由边界扩散、内部孔隙扩散等多因素控制的复杂化学过程.添加生物炭可显著提高土壤pH、有机碳、碱解氮、速效磷和速效钾含量,其中土壤有机碳含量与阿特拉津最大吸附量之间存在显著的正相关关系(P<0.05).由此可见,添加生物炭可以提高土壤对阿特拉津的固持能力,减少其淋溶迁移风险,从而达到修复阿特拉津污染土壤的目的.     

阿特拉津降解菌BTAH1的分离与鉴定

从除草剂污染的土壤中,驯化分离得到 1株能够以阿特拉津为唯一碳源氮源生长的革兰氏阳性细菌 BTAH1,该菌株能够在 126h内完全降解1000mg/L的阿特拉津.通过生理生化鉴定,结合16S rDNA聚类分析,将该菌株鉴定为微小杆菌属(Exiguobacterium sp.).外加碳源不会促进该菌株对阿特拉津的降解,该菌株的最适降解温度为 25～30℃,最适降解 pH 值在 7～9 之间.该菌株具有 2 个大质粒, pBTAH11 和pBTAH12,大小分别为 20kb 和 100kb,基因定位发现有 2 个参与阿特拉津降解的基因位于其中一个较小的质粒(pBTAH11)上.     

气液混合放电对水中阿特拉津的降解

采用气液混合放电降解水溶液中的阿特拉津,考察了放电输出功率、溶液pH值和Fe2 浓度对阿特拉津降解的影响,并初步探讨了其降解动力学.结果表明,提高放电输出功率、降低溶液pH值均能提高阿特拉津的降解率.相同实验条件下,添加Fe2 显著提高了阿特拉津的降解率,在Fe2 添加量分别为0.2,0.6,2.0 mmol·1-1时,随着Fe2 浓度的升高阿特拉津的降解率也不断提高.阿特拉津在气液混合放电反应器中的降解符合一级反应动力学.阿特拉津降解过程中的中间产物主要通过以下4种途径产生:脱烷基作用、烷基氧化作用、脱氯羟化作用和脱氯羟化-氧化作用.