Разложение гербицидных мочевин

Деалкилирование можно считать общим механизмом разложения гербицидных мочевин и в растениях, причем скорость этого процесса определяется видом растения, а места локализации метаболизма (листья, корневая система, стебель) зависят в основном от степени подвижности гербицидного препарата. Отмечено, что продукты гидролиза деме-тилированных мочевин — ароматические амины накапливаются лишь в очень незначительных концентрациях. [c.71]

Те части растения, в которых происходит разложение гербицидных мочевин, и скорость процесса разложения определяются способностью растения поглощать гербицид из окружающей среды и перемещать его в различные свои органы и ткани. Передвижение замещенных мочевин изучали главным образом биологическими и общими радиоавтографическими методами [32—43]. В небольшом числе работ исследования дополнялись параллельными количественными измерениями [30, 40, 83, 86]. [c.92]

III. РАЗЛОЖЕНИЕ ГЕРБИЦИДНЫХ МОЧЕВИН 1. РАЗЛОЖЕНИЕ В ПОЧВАХ [c.95]

К интерпретации кривых разложения гербицидных мочевин, полученных путем химических анализов [30, 71], следует подходить [c.100]

Разложение гербицидных производных мочевины проходит по окислительному и гидролитическому механизмам. В первую [c.325]

Впервые возможность удаления из воды гербицидных мочевин с помощью окислителей на примере диурона и линурона рассмотрена в работе [29]. В качестве окислителей автором испытаны перманганат калия, хлор и озон. Установлено, что обработка нейтральных водных растворов диурона и линурона (концентрация препаратов - 2 мг/дм ) перманганатом калия (20—30 мг/дм ) в течение 60 ч не уменьшает содержания гербицидов в растворе. Замена перманганата калия хлором (1 мг/дм , время контакта — 3 ч) приводит к уменьшению содержания диурона в растворе на 63 %. Концентрация линурона в этих же условиях практически не меняется. Обработка диурона (2,6 мг/дм ) и линурона (2,0 мг/дм ) в нейтральных водных растворах дозами озона 20— 25 мг/дм сопровождается разложением гербицидов на 50 %. При этом характер образующихся продуктов окисления не установлен. [c.77]

Полученные данные [99, 100] позволили оценить скорость превращения гербицидных мочевин в условиях подготовки питьевой воды из поверхностных водоисточников, характеризующихся низким содержанием исследуемых веществ (0,2-0,6 мг/дм ) и временем контакта воды с хлором, равным 5 ч. Применение хлора в доступных дозах ( 5 мг/дм ) не обеспечивает глубокого их разложения. Эффективность очистки может быть повышена только за счет увеличения дозы введенного хлора или времени его контакта с обрабатываемой водой. [c.80]

Различные гербицидные мочевины обладают различной подвижностью в системах органов растения, и это имеет особое значение при исследовании разложения мочевин в растениях. На рис. 2 показано поглощение и перемещение хлороксурона, флуометурона и метобромурона растениями французской карликовой фасоли в опытах, когда питательные среды содержали одинаковые концентрации (практически эквимолярные) препаратов с одинаковой удельной радиоактивностью. В течение короткого периода наблюдений хлороксурон перемещался в надземные части растения в ограниченных количествах, а флуометурон и метобромурон перемещались в листья быстро. Однако флуометурон и метобромурон распределялись в листьях совершенно различным образом метобромурон оставался в основном в жилках листьев, а флуометурон располагался почти исключительно в мезофилле. Подобное различие в подвижности гербицидов должно приводить к тому, что они попадают в клетки с совершенно различной внутренней средой и подвергаются воздействию разных ферментных систем. [c.92]

Механизм действия, определяющий фитотоксичность гербицидных мочевин, тесно связан с их разложением или превращениями. Эти процессы определяют число молекул гербицида, проникающих в места проявления активности, и время, в течение которого гербицид оказывает свое отравляющее или подавляющее действие. В связи с этим в настоящей главе кратко рассмотрено современное состояние в области изучения механизма действия гербицидных мочевин. [c.94]

Кроме того, отдельные виды растений сильно различаются по скорости, с которой протекает в них деалкилирование гербицидных мочевин, причем способность хлопчатника разлагать соединения этого типа особенно велика. В то же время кукуруза, по-видимому, наименее эффективно разлагает гербицидные мочевины. Типичный пример кинетики образования деметилированных метаболитов в листьях хлопчатника и огурца приведен на рис. 6. Различия в скорости разложения производных мочевины могут фактически определять устойчивость или чувствительность растения к данным гербицидам, как это показано в работе Смита и Шитса [83]. Согласно их данным, устойчивые виды (хлопчатник) [c.103]

О легкости протекания фотолиза замещенных мочевин Хилл и сотр. [48] сообщали еш,е в 1955 г., хотя они и не выделили ни одного продукта реакции. Эти авторы установили, что в кварцевой трубке на солнечном свету разлагается за 43 дня 83% монурона (LII), когда его исходная концентрация равна 88 мг/л. Сообщалось и о других признаках разложения соединений этого класса под действием ультрафиолетового света, об изменении УФ-спектров поглощения, уменьшении фитотоксичности и изменении поведения при хроматографировании [49—56]. Устойчивость на свету наиболее широко применяемых гербицидных мочевин уменьшается в следующем ряду небурон, диурон, фенурон, [c.339]

Существенную роль в разложении гербицидных мочевин в окружающей среде играют фотохимические процессы, поэтому изучение кинетики фотолиза пестицидов и идентификация возможных продуктов превращения их постоянно привлекают внимание исследователей [33, 46, 88]. Известно, что устойчивость на свету наиболее распространенных гербицидных мочевин уменьшается в ряду небурон, диурон, монурон, фенурон. Так, на прямом солнечном свету гербицидная активность мо-нурона за 148 дней уменьшилась на 83 %, а диурона за 12 дней — на 75 %. На примере хлороксурона и монурона показано, что под действием УФ-лучей эти препараты подвергаются последовательному деметилированию с отщеплением диметиламина и образованием (в случае монуро- [c.71]

В работах [98, 99] также приведены результаты кинетических исследований разложения гербицидных мочевин под действием значительных избыжов хлора. На рис. 27 представлены кинетические кривые расходования фенурона, диурона и которана под действием активного хлора в интервале pH 4—10,5 при 20° в условиях 10-кратного молярного избытка окислителя. Из полулогарифмических анаморфоз этих кривых вычислены псевдомономолекулярные константы скорости разло- [c.79]

Исследования гербицидной активности мочевин, вносимых в почву, сразу же показали, что в различных полевых условиях отдельные свойства почвы и свойства окружающей среды оказывают глубокое влияние не только на рабочие характеристики гербицидов, но и на их персистентность [10—12]. Этим вопросом занимались многие исследователи и в большинстве случаев они пользовались биологическими методами анализа. В 1964 г. Шитс [7] опубликовал детальный обзор этих работ. Некоторые авторы считают, что адсорбция гербицидных мочевин на определенных компонентах почвы (частицах органического вещества, различных глинистых минералах, находящихся в коллоидном состоянии) — важный фактор, оказывающий влияние не только на скорость удаления гербицидов из почвенного горизонта путем выщелачивания, но и на скорость разложения гербицидных мочевин микроорганизмами. Положение равновесия адсорбции и десорбции гербицида с почвы определяет его концентрацию в почвенном растворе и тем самым доступность отдельных соединений для разложения микроорганизмами. Адсорбция протекает, по-видимому, в наименьшей степени на супесях, в средней степени на суглинках и в наибольшей степени на органических почвах с большим содержанием перегноя [4, 13—24]. Более того, различные мочевины адсорбируются весьма неодинаково даже на одной и той же почве. На рис. 1 приведены эмпирические изотермы адсорбции флуометурона, метобро-мурона и хлорбромурона, определенные на перегнойной почве Швейцарии эти изотермы адсорбции подчиняются уравнению Фрейндлиха. Мы не располагаем достаточными данными, чтобы непосредственно сравнить адсорбционные свойства всех промышленных гербицидных мочевин, но это можно сделать для [c.87]

Считают, что второй основной путь разложения гербицидных мочевин — гидроксилирование в кольце. Замещение в кольце, очевидно, происходит главным образом в орто-положении, так как обычно наиболее благоприятное пара-положение либо занято заместителями, либо защищено стерически, как, например, в флуомету-роне. Хотя реакции гидроксилирования до сих пор обнаружены только при изучении метаболизма гербицидных мочевин в организме животных, можно предполагать, что они протекают также в микроорганизмах и растениях. Гидроксилирование кольца микроорганизмами щироко изучено, оно обычно предшествует раскрытию цикла с образованием алифатических соединений типа сукци-ната или ацетата и муконовой кислоты как возможного промежуточного продукта [106]. [c.112]

Автор настоящей главы понимает, что рассмотренные механизмы и гипотезы относительно превращений гербицидных мочевин не обязательно осуществляются в действительности мало того, могут быть открыты новые процессы, которые также вносят свой вклад в разложение мочевин. Однако целью этого краткого экскурса в область биохимических и энзимологических проблем было побудить, насколько это возможно, исследователей посвятить свою энергию и творческую мысль изучению разложения гербицидных мочевин в растениях, животных и почвах, которое, несомненно, заверщится блестящими открытиями. В табл. 3 сделана попытка подытожить то, что мы знаем относительно биохимических превращений гербицидных мочевин, и перечислить те вопросы о протекающих при этом процессах, на которые до сих пор нет ответа. Кроме того, необходимы усилия, для того чтобы выделить и очистить препараты ферментов или систем ферментов из микроорганизмов, растений и животных, что позволило бы подробно изучить кинетику различных реакций и исследовать связь между активностью фермента и химическим строением соединения. [c.114]

Основной вклад в детоксикацию гербицидных мочевин в почве вносит деятельность микроорганизмов [46, 63]. Многочисленными исследованиями установлено, что основной путь разложения их связан с постадийным N-дeaлкилиpoвaниeм и последующим гидролизом. Монометильные производные, как правило, менее фитотоксичны, чем исходные препараты, а деметилированные производные и продукты гидролиза (соответствующие ароматические амины) вообще не обладают гербицидной активностью. Продуктами дальнейшего, глубокого разложения ароматических аминов являются диоксид углерода и аммиак. Характер промежуточных веществ этого процесса не установлен. [c.71]

В ряде ранних работ показано, что условия, благоприятствующие росту микроорганизмов, например высокая температура и влажность, присутствие органического вещества, ускоряют инактивацию гербицидных мочевин, внесенных в почву [11, 33, 72]. Дальнейшие доказательства определяющей роли микроорганизмов в разложении мочевин получены в результате сравнения разложения (скорости исчезновения гербицидной активности) в нестерили-зованных образцах почвы и в образцах, стерилизованных химически или в автоклавах [17, 30, 71, 73]. Типичный пример результатов подобных опытов приведен на рис. 4. [c.96]

Кинетика исчезновения гербицидных мочевин из почв еще окончательно не установлена. По мнению Одеса [78], кривые разложения монурона, снятые Хиллом и сотр. [71], свидетельствуют о том, что после появления в почве нового химического вещества в ней развивается новая популяция микроорганизмов, так как у этих кривых ясно выражен начальный скрытый период, во время которого бактерии ферментативно адаптируются к новому для них соединению. Такой вывод подтверждают, по-видимому, и данные Бёрнера [30], согласно которым выделение СОг из добавленного в почву меченного по карбонильной группе линурона начинается после скрытого периода, длительность которого не превышает 10 суток. Однако трудно понять, каким образом смешанная популяция почвенных бактерий могла бы ферментативно адаптироваться или размножиться в течение нескольких дней после контакта со столь небольшими количествами гербицида. Вполне вероятно, что физические факторы также могут быть причиной некоторого начального скрытого периода. К таким факторам [c.99]

До недавнего времени работы по метаболизму гербицидных мочевин в организме животных не публиковались. Брей и сотр. [88] исследовали разложение в животных арилмочевин и еще в 1949 г. показали, что уреидогруппа биологически довольно устойчива, а основной реакцией метаболизма этих соединений является гидроксилирование кольца в о/7го-положении. Кроме того, обнаружено, что очень легко протекает гидролиз соединений типа 3-или 4-толилмочевин до соответствующих толуидинов. [c.107]

Как известно, основным механизмом действия гербицидных производных мочевин является их влияние на процессы, протекающие в растениях при фотосинтезе (1—S). Кроме того, гербициды почвенного действия при попадании на поверхность почвы подвергаются интеноивному воздействию солнечной радиации. Поэтому знание фотохимического разложения in vitro гербицидов, действующих на фотосинтез, может быть полезно для выяснения механизма избирательности их действия и путей возможного метаболизма в растениях и в почве. [c.285]

Поскольку замещенные мочевины слабо вмываются в почву и могут длительное время оставаться на ее поверхности после обработки, в их детоксикации и разложении могут играть известную роль фотолитические процессы. В литературе опубликованы данные о фотолитическом разложении монурона, хлороксурона, мету-рина и линурона [100, 101, 206, 277]. При фотолизе замещенных мочевины образуются фенилзамещенные мочевины, гидроксилиро-ванные в кольце Ы,Ы-диметил-М -арилмочевины (в случае галоген-фенилпроизводных возможен гидролиз атома галогена с образованием оксифенилзамещенных мочевины), анилины и нитробензолы (см. схему на с. 132). Указанные соединения могут поглощаться растениями и искажать подлинную картину разложения в них. В небольших количествах при фотолизе гербицидных замещенных мочевины могут образовываться карбаматы, например из монолинурона сначала фенурон и далее — метил-N-(4-хлорфенил) карбамат [277]. [c.131]

Справочник химика 21

Химия и химическая технология