全 文 ：书第 43卷 第 12期 东 北 林 业 大 学 学 报 Vol．43 No．12
2015年 12月 JOUＲNAL OF NOＲTHEAST FOＲESTＲY UNIVEＲSITY Dec． 2015
1)中央高校基本科研业务费专项资金项目(2013CAQ01)。
第一作者简介:董雪，女，1989年 12月生，东北林业大学野生动
物资源学院，硕士研究生。E－mail:dxue1214@ 163．com。
通信作者:于洪贤，东北林业大学野生动物资源学院，教授。E－
mail:China．yhx@ 163．com。
收稿日期:2015年 6月 20日。
责任编辑:潘 华。
阿什河珍珠梅树叶的分解速率与大型底栖动物定殖关系1)
董雪 刘曼红 于洪贤
(东北林业大学，哈尔滨，150040)
摘 要 利用复合分解网袋(上半部为 1．0 mm孔径，下半部为 0．5 mm 孔径)在阿什河上游森林段、中上游农
田段和阿什河入松花江口城市段放入珍珠梅树叶，并对其进行了为期 77 d 的树叶分解研究。结果表明:森林段、
农田段和城市段树叶分解速率都为 0．02，符合指数衰减模型，均属于快速分解组。不同的河段定殖的底栖动物种
类数明显不同，定殖在森林段和农田段大型底栖动物种类分别为 25种和 15种，二者均以双翅目摇蚊幼虫为主，分
别占大型底栖动物类群数的 83．6%和 70．5%。城市段大型底栖动物种类为 6种，全部为寡毛类。从大型底栖动物摄
食功能群比例看，森林河段珍珠梅树叶上的大型底栖动物主要以直接集食者为主，占 43．7%;其次是撕食者(39．3%)
和捕食者(14．4%)。农田河段珍珠梅树叶上大型底栖动物直接集食者比例最高，为 77．27%;其次是撕食者为
(13．63%)和过滤收集者(4．54%)。城市河段珍珠梅树叶上大型底栖动物全部为直接集食者。结果表明，阿什河
上游、中上游和下游中直接集食的底栖动物丰富度与树叶分解速率有显著关系。
关键词 阿什河;大型底栖动物;珍珠梅;树叶分解速率;功能摄食群
分类号 Q178．1;Q946．8
Ｒelationship between Decomposition Ｒates of Sorbaria sorbifolia and Colonization Benthic Macroinvertebrate in
the Stream of Ashihe Ｒiver / /Dong Xue，Liu Manhong，Yu Hongxian(Northeast Forestry University，Harbin 150040，P．
Ｒ． China)/ / Journal of Northeast Forestry University，2015，43(12) :51－54，64．
The experiment was conducted to study the leaves decomposition rates of Sorbaria sorbifolia with decomposition bags
(upper half’s diameter is 1 mm and another half’s diameter is 0．5 mm )for 77 days in the forest section at the upper rea-
ches of the Ashihe Ｒiver，upstream farmland section and the city section of the Ｒiver into the Songhua Ｒiver． The leaf de-
composition rates of the forest section，the farmland section and the city section were both 0．02，and the decomposition rate
accorded with exponential decay model． Leaves of those sections belonged to the rapid decomposition groups． In the whole
experiment process，the species numbers colonization benthic macroinvertebrate of the three sections was obviously differ-
ent． The species of benthic fauna in the forest section (25)was higher than that of the farmland section (15) ，and both
belonged to Diptera Chironomus larva，accounting for 83．6% and 70．5% of benthic macroinvertebrates groups，respective-
ly． As for the species of the city section，there was six benthic macroinvertebrates classes，all were the little hair class．
From functional feeding groups，the gathers /collectors in the forest section was dominant (43．7%) ，followed by the shred-
ders (39．3%)and the predators (14．4%) ，respectively． While in the farmland section，the gathers /collectors were domi-
nant (77．27%) ，followed by the shredders (13．63%)and the filter collector (4．54%) ，respectively． There is significant
relationship between the abundance of the gathers /collectors and the leaf decomposition rate on summer and fall in the
stream of the Ashihe Ｒiver．
Keywords Ashihe Ｒiver;Benthic macroinvertebrates;Sorbaria sorbifolia;Decomposition rate of leaf;Functional
feeding groups
阿什河发源于大青山的南麓，流域经过五常、哈
尔滨两个市，于哈尔滨水泥厂的附近注入松花江。其
流域污染源主要来自信义沟、流域沿岸工业点源污
染、城镇生活污水以及小工业企业分散排放的污废水
等［1］。阿什河自然资源丰富，上游主要植物群落有珍
珠梅，五角槭，红皮云杉，水曲柳等，是陆地和水生生
态系统的重要能量来源。异源有机物(如枯枝落叶等
凋落物)是水生生物的主要食物来源［2－11］。凋落物的
分解是陆地及水生生态系统营养物质循环的重要环
节，是生态系统功能的重要组成部分［2－6］。溪流中凋
落物分解的过程一般可分为 3 个阶段［4］，即淋溶作
用，树叶的降解作用，以及由于底栖动物定殖和取食
活动而造成树叶的机械破碎。在实际过程中，树叶凋
落物在溪流中的分解是一个复杂的生态过程，其分解
速率不仅与树叶种类、河溪中微生物和底栖动物的活
动等生物因素有关，还受河溪水质、水温、流速及河床
底质类型等非生物因素的影响［4，12－17］。溪河中树叶
凋落物分解速率对环境因子的变化是敏感的，通常被
作为判断河流健康受损与否的重要参数之一。国内
外有关树叶分解的研究在温带地区居多，热带和亚热
带也已有研究，而寒温带的研究报道较少［18－27］。本
研究通过复合网袋研究方法将珍珠梅树叶放入阿什
河的上游(森林段)、中上游(农田段)和阿什河口入
松花江河段(城镇段) ，通过对比树叶分解速率及其大
型底栖动物功能摄食群的组成来评价人为干扰程度
及该河流健康状况提供理论依据。
1 研究区概况
阿什河是松花江干流南岸支流，位于黑龙江省
南部，地理位置为东经 127°3952．2″ ～ 126°4320．1″，
DOI:10.13759/j.cnki.dlxb.2015.12.005
北纬 45°1954．7″～45°4913．8″，干流总长 213 km，流
域总面积 3 581 km2。阿什河属于半山区河流，上游
山峦起伏，生长着大片次生林，土壤为山地棕壤土，
样点底质以细砂为主，岸边长满珍珠梅(Sorbaria
sorbifolia)等灌木草丛，四周被水曲柳，胡桃楸，五角
槭等高大乔木包围。中上游为丘陵平原，多为黑土，
属农业生产区，河谷两岸为草甸土和潜育草甸土，流
域下游有部分草甸黑土，流域内山地面积占 51．8%，
丘陵面积占 15%，平原面积占 33．2%，全流域森林覆
盖率面积为 31%。流域东部为张广才岭余脉，是天
然次生林［28］。阿什河下游流域工业发达，水泥厂、
制药厂等众多行业，致使水质浑浊，散发恶臭气味。
2 研究方法
2．1 样品的采集
选择阿什河上游河段的常见种蔷薇科的珍珠梅
的新鲜老熟树叶，烘干后作为分解对象。于 2014 年
5月 7 日—2014 年 5 月 14 日制作复合型样袋(15
cm×10 cm)27袋，样袋上半部为 1．0 mm孔径的网布
(5 cm×10 cm) ，下半部为 0．5 mm孔径的网布(10 cm×
10 cm)。收集生长在阿什河上游溪流河岸带的优势
种珍珠梅的新鲜树叶，带回实验室，将树叶表面杂质
洗净放入瓷盘内，把树叶放入干燥箱中 60 ℃烘干至
恒质量，称量 8．0 g 干叶片放于样袋中，共称量 27
袋，将放好树叶的样袋用针线缝好袋口。于 2014 年
5月 21日分别放置在溪流中，并用铁丝将样袋穿连
好放入阿什河上游(森林段) (N45°2527．6″ ～ 45°21
15．5″) ，中上游(农田段) (N45°1954．7″～45°1949．3″)，
阿什河入松花江口(城市段) (N45°4913．8″ ～ 45°49
09．9″) ，并用大石块压住已连接好的样袋两端的铁
丝，以免被水冲走。分别在第 21、42、77 d 取样。每
次分别将各河段的树叶网袋随机取出 3 袋，立即低
温保存，带回实验室后，将树叶上的大型底栖动物挑
出并保存于 75%的酒精中，然后将树叶洗净，分别
装入纸袋封好，置于恒温干燥箱，60 ℃烘干至恒质
量后称取其质量。
2．2 水体理化参数测定
每次取样时利用 HANNA 公司生产的 Hi8424
型酸度计现场测量 pH 值、水温(T)、氧化—还原电
位、水深、水面宽及流速等理化指标。流速(V)利用
LS25－1A型旋桨式流速仪现场测定。同时采集水
样带回实验室使用联合消解法测定总氮和总磷。
2．3 数据处理与分析
试验数据利用 Excel 2007进行处理。树叶分解
速率(k)用指数衰减模型［28］进行模拟，Wt =W0e
－kt。
其中，t是分解时间(d) ;Wt 是在时间 t 时树叶剩余
的质量(g) ;W0 是起始时树叶的质量(g) ;k 是树叶
质量损失的分解速率常数。数据利用 SPSS17．0 进
行统计分析与检验。大型底栖动物的鉴定主要参照
Dudgeon［25］和 Morse［29］等的分类方法。
3 结果与分析
3．1 研究地水体理化特征
阿什河上游森林段，流速为(0． 39 ± 0． 12)m·
s－1，pH值为 7．40±0．39，水温为(12．82±1．67)℃，总
氮质量浓度(1．77±0．578)mg ∕ L，总磷质量浓度
(0．13±0．05)mg∕ L。阿什河中上游农田河段水流
较缓，流速为(0．28±0．21)m·s－1，pH 值为 6．91±
0．04，水温为(15．03±2．65)℃，总氮质量浓度(1．67±
0．31)mg∕ L，总磷质量浓度(0．52±0．15)mg ∕ L。
阿什河下游城市段，水体浑浊并散发难闻的气味，水
体为静水，pH 值为 7．35±0．194 7，水温为(18．33±
2．82)℃，总氮和总磷质量浓度较高，分别为(1．81±
0．24)和(0．72±0．132)mg∕ L。
3．2 阿什河 3个河段相同分解袋中树叶的分解速率
在树叶放入河流中的 1 ～ 14 d 内，由于淋溶作
用，树叶的无机矿物质和可溶性有机物迅速流失，每
段河流中相同分解袋内树叶的干质量剩余率均迅速
下降(表 1) ，在阿什河的森林段、农田段、城市段树
叶干质量剩余率分别为 43．27%、42．87%、43．21%。
表 1 不同河段珍珠梅干质量剩余率
时间∕
d
森林段剩余干质
量剩余率∕%
农田段剩余干质
量剩余率∕%
城市段剩余干质
量剩余率∕%
1 100．00 100．00 100．00
14 43．27 42．87 43．21
42 29．52 34．48 23．71
77 16．65 16．55 13．52
利用指数衰减模型对不同河段树叶干质量损失
过程进行拟合，并计算不同河段树叶的分解速率 k
值。阿什河森林段、农田段和城市段，分解速率 k 都
为 0．02。
表 2 不同河段树叶的分解速率
河段 指数衰减模型 分解速率(k) Ｒ2
森林段 Y= 6．423e－0．02t 0．02 0．912
农田段 Y= 6．468e－0．02t 0．02 0．937
城市段 Y= 6．539e－0．02t 0．02 0．899
注:不同河段树叶分解速率差异极显著(P＜0．01)。
3．3 不同河段树叶上大型底栖动物的定殖
由表 3可见，在整个试验过程中，从网袋收集到
定殖在阿什河 3段河流中珍珠梅树叶的大型底栖动
物共 41 种，隶属 5 目 11 科。其中定殖在上游森林
河段的大型底栖动物种类有 25种，定殖在农田河段
的大型底栖动物种类有 15种，定殖在下游城市河段
的大型底栖动物种类只有 6种。定殖在森林河段和
25 东 北 林 业 大 学 学 报 第 43卷
农田河段的网袋中珍珠梅树叶上的大型底栖动物种
类差异不显著(P＞0．05) ，二者均以双翅目为主，森
林段和农田段与城市段的网袋中珍珠梅树叶上的大
型底栖动物种类差异显著(P＜0．01) ，城市段全部为
寡毛类。最初 14 d，大型底栖动物在树叶上迅速定
殖，其中定殖在上游森林河段珍珠梅树叶上的大型
底栖动物种类有 7种，平均每克干质量 8．3 头，定殖
在中上游农田河段珍珠梅树叶上的大型底栖动物有
5种，平均每克干质量 2．6 头，而定殖在下游城市河
段珍珠梅树叶上的大型底栖动物种类有 5 种，平均
密度为 1．6 头。14 d 时，定殖在上游森林段和中上
游农田段的大型底栖动物主要以双翅目的摇蚊居
多，上游森林河段种类还包括襀翅目幼虫(如绿襀
科一属 Haploperla sp．1)和颤蚓目幼虫(如克拉泊水
丝蚓 Limnodrilus claparedeianus) ，农田河段还包括
Serratella sp．1等蜉蝣目幼虫。而下游城市河段都是
寡毛类。随着时间的推移，定殖在 3个河段珍珠梅树
叶上大型底栖动物的总个体数和密度逐渐发生变化。
表 3 定殖在 3个河段中珍珠梅树叶上的大型底栖动物密度及功能摄食群
底栖动物类群
目名称 科名称 种名称
摄食功
能群
森林河段
14 d 42 d 77 d
农田河段
14 d 42 d 77 d
城镇河段
14 d 42 d 77 d
双翅目(Diptera) 摇蚊科(Chironomidae) 步行多足摇蚊(Polypedilum pedestre) SH ○ □ □ □
等齿多足摇蚊(P． fallax) SH □
小云多足摇蚊(Polypedilum nubeculosum) SH ◆
Thienemanniella sp．1 GC □ □
附叶真开氏摇蚊(Eukiefferiella lobifera) GC □ □
亮铗真开式摇蚊(Eukiefferiella claripennis) GC □
Stictochironomus sp．1 GC □
塔玛淡绿二叉摇蚊(Dicrotendipes tamaviridis) GC □
多齿斑摇蚊(Stictochironomus multannulatus) OM □
柔嫩雕翅摇蚊(Glyptotendipes cauliginellus) FC □
黄色羽摇蚊(Chironomus flariplumus) GC □
裸须摇蚊属(Propsilocerus sp．1) GC ◆ □
红裸须摇蚊(Propsilocerus akamusi) GC ○
轮环足摇蚊(Cricotopus annulator) SH □ ◆
巴比刀突摇蚊(Psectrocladius barbimanus) GC ○
明显刀突摇蚊(Psectrocladius obvius) GC □
等小突摇蚊(Micropsectra chuzeprima) GC □
菱附摇蚊属(Clinotanypus sp．1) PＲ ○
尼提达单寡角摇蚊(Monodiamesa nitida) GC □
草木壳粗腹摇蚊(Conchapelopia melanops) PＲ □
大蚊科(Tipnlidae) Antocha sp．1 GC □ □ □
Holorusia sp．1 SH □
蠓科(Ceratopogonidae) Bezzia sp．1 PＲ □
虻科(Tabanidae) Tabanus sp．1 PＲ □
襀翅目(Plecoptera) 绿襀科(Chloroperlidae) Haploperla sp．1 — ◆ □
毛翅目(Trichoptera) 舌石蛾科(Glossosomatinae) Glossosoma sp．1 SC □
Agapetus sp．1 SC □
弓石蛾科(Arctopsychidae) Arctopsyche sp．1 FC □
Arctopsyche sp．2 FC □
蜉蝣目(Ephemeroptera) 小蜉科(Ephemerellidae) 锯形蜉属的一种(Serratella sp．1) GC □
锯形蜉属的一种(Serratella sp．2) GC ◆
Ephemerella fusongensis GC □
颤蚓目(Tubificida) 颤蚓科(Tubificidae) 正颤蚓(Tubifex tubifex) GC □
霍甫水丝蚓(Limnodrilus hoffmeisteri) GC □ □
钝缘尾盘虫(Dero obtusa) GC □ □ ◆
瑞士水丝蚓(Limnodrilus helveticus) GC ◆ □
克拉泊水丝蚓(Limnodrilus claparedeianus) GC □ □
苏式尾鳃蚓(Branchiura sowerbyi) GC □ ○ ◆
仙女虫科(Naididae) 参差仙女虫(Nais variabilis) GC □ □ □ ○
吻蛭目(Ｒhynchobdellida) 舌蛭科(Glossiphoiidace) 异面舌蛭(Glossiphonia heteroclita) PＲ □
注:PＲ为捕食者，OM为杂食者，GC为直接集食者，SC为刮食者，SH为撕食者，FC为过滤收集者;○为优势种(平均每克树叶干质量有 5头以
上大型底栖动物) ，◆为常见种(平均每克树叶干质量有 1～5头大型底栖动物) ，□为稀有种(平均每克树叶干质量有 1头以下大型底栖动物)。
由表 4可见，42 d 时森林河段大型底栖动物密
度达到最高峰 10．1头·g－1，42 d后随着树叶干质量
下降，定殖在珍珠梅树叶上的大型底栖动物数量也
随之减少，77 d时密度最低为 6．0 头·g－1。而农田
35第 12期 董雪，等:阿什河珍珠梅树叶的分解速率与大型底栖动物定殖关系
河段 42 d 时大型底栖动物密度最低为 1． 13 头·
g－1，而在干质量剩余量仅为 16．55%的 77 d 时，大型
底栖动物密度有所上升为 2．5头·g－1。城市河段在
42 d时大型底栖动物密度为最高峰 3．9 头·g－1;77
d时干质量剩余率，仅为 13．52%，但大型底栖动物
的密度较 42 d 时并没有明显下降，为 3．7 头·g－1。
整个试验过程中森林河段定殖在珍珠梅树叶上大型
底栖动物密度均高于农田段和城市段，并在 42 d 时
森林和城市段的大型底栖动物密度均为最高峰，相
反农田段则为最低。试验不同时间、3 个河段定殖
在珍珠梅上的大型底栖动物物种丰富度进行比较分
析，研究发现森林段与农田段大型底栖动物类群差
异不显著(P＞0．05) ，森林段和农田段与城市段大型
底栖动物类群差异显著(P＜0．01) ，城市段在 14 ～ 77
d大型底栖动物类群均为颤蚓目。
表 4 不同河段定殖在珍珠梅叶上大型底栖动物的平均密
度及物种丰富度指数
时间∕
d
平均密度∕头·g－1
森林段 农田段 城市段
物种丰富度∕种·g－1
森林段 农田段 城市段
14 8．3 2．60 1．6 0．9 1．0 1．0
42 10．1 1．13 3．9 3．9 0．6 0．8
77 6．0 2．50 3．7 2．0 2．5 1．3
3．4 不同河段大型底栖动物摄食功能群在珍珠梅
树叶中定殖比较
定殖在森林河段珍珠梅树叶上的大型底栖动物
主要以直接集食者为主，占 43．7%;其次是撕食者和
捕食者，各占 39．3%和 14．4%;最少为刮食者和过滤
收集者，分别占 1．5%和 1%。农田河段珍珠梅树叶
上大型底栖动物直接集食者比例最高，为 77．27%;
其次是撕食者为 13．63%和过滤收集者 4．54%;最少
为杂食者和捕食者均为 2．27%。城市河段珍珠梅树
叶上大型底栖动物全部为直接集食者。
4 结论与讨论
很多研究表明，树叶所含的化学成分会影响树
叶分解速率，例如木质素或单宁含量的凋落物分解
较慢，而营养成分丰富的树叶则分解较快［4－5］。而
本实验只选珍珠梅树叶作为研究对象，所以对珍珠
梅叶片中的营养成分和木质素的含量对该树叶分解
速率的影响没有研究，叶片中的营养成分和木质素
的含量对树叶分解速率的影响有待进一步研究。
阿什河上游(森林段)山峦起伏，生长大片次生
林，土壤为山地棕壤土，样点底质以细砂为主，为大
型底栖动物的定殖提供良好的生境，共采集底栖动
物有 25种;阿什河中游(农田段)是天然次生林，生
境较好，其中定殖的大型底栖动物共 15 种;阿什河
下游(城市段)流域工业发达，水泥厂、制药厂等众
多行业，水质浑浊，散发恶臭气味，生境急差，其中共
采集到 6种大型底栖动物。而 3 种生境条件下，珍
珠梅树叶的分解速率差异不大，而造成的原因可能
由于树叶分解速率是环境因子综合作用的结果，还
有待于进步研究。
定殖在森林河段珍珠梅树叶上的大型底栖动
物主要以直接集食者为主，占 43．7%;农田河段珍
珠梅树叶上大型底栖动物直接集食者比例最高，
为 77．27%;城市河段珍珠梅树叶上大型底栖动物全
部为直接集食者。一些研究表明［11］，河流中大型底
栖动物的主要组成部分是撕食者和集食者。从摄食
功能群来看，本研究中不同河段同种树叶上定殖的
底栖动物均以集食者为主，而树叶的分解速率均为
0．02。这说明直接集食的底栖动物丰富度与树叶分
解速率有显著关系，与其他研究一致［27］。
参 考 文 献
［1］ 李靖菲，付强，孟庆国，等．阿什河流域污染现状分析与污染治
理初探［J］．水利科技与经济，2012，18(3) :42－46．
［2］ Alhamd L，Arakaki S，Hagihara A． Decomposition of leaf litter of
four tree species in a subtropical evergreen broad-leaved forest，O-
kinawa Island，Japan［J］． Forest Ecology and Management，2004，
202(1 /3) :1－11．
［3］ Moretto A S，Distel Ｒ A，Didoné N G． Decomposition and nutrient
dynamic of leaf litter and roots from palatable and unpalatable gras-
ses in a semi-arid grassland［J］． Appl Soil Ecol，2001，18(1) :31－
37．
［4］ Allan J D． Stream ecology:structure and function of running waters
［M］． London:Chapman ＆ Hall Press，1995．
［5］ Webster J Ｒ，Benfield E F． Vascular plant breakdown in freshwa-
ter ecosystems［J］． Annual Ｒeview of Ecology and Systematics，
1986，17:567－594．
［6］ Petersen Ｒ C，Cummins K W． Leaf processing in a woodland
stream［J］． Freshwater Biology，1974，4(4) :343－368．
［7］ Anderson N H，Sedell J Ｒ． Detritus processing by macroinverte-
brates in stream ecosystems［J］． Annual Ｒeview of Entomology，
1979，24:351－377．
［8］ Cummins K W． Stream ecosystem structure and function［J］． Bio
Science，1974，24(11) :631－641．
［9］ Webster J Ｒ，Benfield E F． Vascular plant breakdown in freshwa-
ter ecosystems［J］． Annual Ｒeview of Ecology and Systematics，
1986，17:567－594．
［10］ Cusack D F，Chou W W，Yang W H，et al． Controls on long-
term root and leaf litter decomposition in neotropical forests［J］．
Global Change Biology，2009，15(5) :1339－1355．
［11］ Vannote Ｒ L，Minshall G W，Cummins K W，et al． The river
continuum concept［J］． Canadian Journal of Fisheries and Aquat-
ic Sciences，1980，37(1) :130－137．
［12］ Cummins K W，Klug M J． Feeding ecology of stream invertebrates
［J］． Annual Ｒeview of Ecology and Systematics，1979，10(1) :
147－172．
［13］ Graca M A S． The role of invertebrate on leaf litter decomposition
in streams:a review［J］． International Ｒeview of Hydrobiology，
2001，86(4) :383－394．
［14］ Ｒobinson C T，Gessner M O． Nutrient addition accelerates leaf
breakdown in an alpine springbrook［J］． Oncologic，2000，122
(2) :258－263．
［15］ Wallace J B，Webster J Ｒ． The role of macroinvertebrates in
stream ecosystem function［J］． Annual Ｒeview of Entomology，
1996，41(1) :115－139．
［16］ Webster J Ｒ，Benfield E F． Vascular plant break-down in fresh-
water ecosystems［J］． Annual Ｒeview of Ecology and Systemat-
ics，1986，17(1) :567－594．(下转 64页)
45 东 北 林 业 大 学 学 报 第 43卷
ITS 序列同源性高达 99%，命名为 Aspergillus sp．
DS0906。
Aspergillus sp． DS0906 菌株对 P3 /4HB 及其它
聚酯的降解特性研究表明，Aspergillus sp． DS0906 除
高效降解聚(3－羟基丁酸－co－4－羟基丁酸共聚酯)
外，还能够特异性降解高分子聚酯聚 3－羟基丁酸
酯、聚(3－羟基丁酸酯－co－4－羟基戊酸共聚酯)和聚
丁二酸丁二醇酯，但是不能降解聚乳酸和聚 ε－己内
酯。菌株发酵粗酶液的最适反应温度为 60 ℃，在
10～50 ℃之间酶的温度稳定性较好，最适反应 pH
值为 6．0，在 pH= 6．0～8．0的范围内稳定性较高。
Aspergillus sp． DS0906 粗酶液降解 P3 /4HB 的
产物为羟基丁酸单体，推测降解酶以每次剪切一个
羟基丁酸单元的外切酶模式发挥降解作用;同时，这
也表明该酶为一种外切酶，但不同的单体单元(3HB
或者 4HB)是否对酶的识别和催化具有影响作用还
需要进一步的研究。
现阶段，对 P3 /4HB 生物降解的研究主要是利
用生物堆肥或者利用 PHB 解聚酶进行降解［8－9］，而
关于 P3 /4HB降解菌株筛选的研究很少。因此，本
文从工业废水中筛选出的高效降解 P3 /4HB 的真菌
菌株，是 P3 /4HB 的降解机制研究的重要补充。为
P3 /4HB 解聚酶的分离纯化，以及该类降解酶与
PHB解聚酶结构和功能的比较，从而全面的阐明
P3 /4HB的降解机制等工作做好准备。
参 考 文 献
［1］ 杨惠娣，翁云，胡汉杰．中国生物降解塑料开发历史、现状和发
展趋势［J］．中国塑料，2005，19(3) :3－11．
［2］ 宋昭峥，赵密福．可降解塑料生产技术［J］．精细石油化工进展，
2005，6(3) :23－20．
［3］ Brandl H，Gross Ｒ A，Lenz Ｒ W． Ability of the phototrphic bacte-
rium Ｒhodospirillum rubum to produce various poly (β-hydroxyal-
kanoates) :potential source for biodegradable polyster［J］． Inter-
national Journal of Biological Macromolecules，1989，11(1) :49－
55．
［4］ Wang Y，Li F，Wang Z Y． Purification and properties of an extra-
cellular polyhydrobutyrate depolymerase from Pseudomonas mendo-
cina DSWY0601［J］． Chemical Ｒesearch in Chinese Universities，
2012，28(3) :459－464．
［5］ 陈珊．微生物学实验指导［M］．北京:高等教育出版社，2011．
［6］ 马晶，陈珊，何艳，等．DS9701 菌株的紫外诱变及 PHB 解聚酶
高产菌株的筛选［J］．东北师大学报:自然科学版，2004，36
(1) :83－87．
［7］ 魏景超．真菌鉴定手册［M］．上海:上海科技出版社，1979．
［8］ Weng Y X，Wang X L，Wang Y Z． Biodegradation behavior of
PHAs with different chemical structures under controlled compos-
ting conditions［J］． Polymer Testing，2011，30(4) :372－380．
［9］ Zhang J Q，Kasuya Kenichi，Hikima Takaaki，et al． Mechanical
properties，structure analysis enzymatic degradation of uniaxially
cold-drawn films of poly ［(Ｒ)-3-hydrobutyrate-co-4-hydrobu-
tyrate］［J］． Polymer Degradation and Stability，2011，96(12) :
2130－2138．

(上接 54页)
［17］ Cummins K W． Stream ecosystem structure and function［J］． Bio
Science，1974，24(11) :631－641．
［18］ Gulis V，Ferreira V，Graca M A S． Stimulation of leaf litter de-
composition and associated fungi and invertebrates by moderate
eutrophication:Implications for stream assessment［J］． Freshwa-
ter Biology，2006，51(9) :1655－1669．
［19］ Nelson S M． Leaf pack breakdown and macroinvertebrate coloni-
zation:Bioassessment tools for a high-altitude regulated system
［J］． Environmental Pollution，2000，110(2) :321－329．
［20］ Pascoal C，Cássio F，Gomes P． Leaf breakdown rates:a measure
of water quality［J］． International Ｒeview of Hydrobiology，2001，
86(4) :407－416．
［21］ Pascoal C，Pinho M，Cássio F，et al． Assessing structural and
functional ecosystem condition using leaf breakdown:studies on a
polluted river［J］． Freshwater Biology，2003，48 (11) :2033 －
2043．
［22］ Benstead J P． Macroinvertebrates and the processing of leaf litter
in a tropical stream［J］． Biotropica，1996，28(3) :367－375．
［23］ 江明喜，邓红兵，唐涛，等．香溪河流域河流中树叶分解速率的
比较研究［J］．应用生态学报，2002，13(1) :27－30．
［24］ Dudgeon D． Tropical asian streams［M］． Hong Kong:Hong Kong
University Press，1999．
［25］ 颜玲，赵颖，韩翠香，等．粤北地区溪流中的树叶分解及大型底
栖动物功能摄食群［J］．应用生态学报，2007，18(11) :2573－
2579．
［26］ 阚春梅，刘曼红，王令刚，等．亚布力山涧溪流 2种树叶的分解
速率与大型底栖动物定殖关系［J］．东北林业大学学报，2013，
41(9) :103－106，112．
［27］ 杨洪学，蒙宽宏，孟祥楠，等．阿什河流域不同林分类型枯落物
持水能力研究［J］．防护林科技，2005(5) :14－17．
［28］ Olson J S． Energy storage and the balance of producers and de-
composers in ecological systems［J］． Ecology，1963，44(2) :322－
331．
［29］ Morse J C，Yang Liang Fang，Tian Li Xin． Aquatic insects of
China useful for monitoring water quality［M］． Nanjing:Hehai U-
niversity Press，1994．
46 东 北 林 业 大 学 学 报 第 43卷