降解作用

降解作用（精选十篇）

降解作用 篇1

我国茧丝绸行业每年产生大量的下脚料茧和废丝原料,而这些制丝副产物中很多用于拉织丝绵,少部分用于生产化妆品和医药品,经济价值偏低,丝素蛋白却未得到充分的利用。若将其开发出新型丝素蛋白食品、化妆品、医学材料必将变废为宝增加蚕业生产的附加值［６］。天然丝素蛋白一般不溶于水,但可以采用酸法、碱法、酶法等进行水解,而酶法水解条件温和且水解度容易控制,对水解产物的破坏小,可以提高水解产物的产量和质量［７］。木瓜蛋白酶是由种植的番木瓜未成熟的果实中割取乳液经生物技术提取的纯天然、健康、安全、高效的生物酶［８］。因此,研究木瓜蛋白酶对丝素蛋白进行降解以制备丝素肽,可以促进丝素蛋白在食品、化妆品中的利用率。开展丝素蛋白的综合利用研究,使制丝副产物变废为宝,可以节约原料成本、增加蚕农收入,对拓展蚕业生产链具有重要意义。

1 材料与方法

1.1 实验材料与仪器

1.1.1 实验材料

废蚕茧由安徽省农科院蚕桑研究所提供。

1.1.2 仪器和试剂

本研究使用的主要试剂有:丙烯酰胺(Acr-Bis)、Tris、SDS、过硫酸铵(AP)、TEMED、考马斯亮蓝R250、木瓜蛋白酶、牛血清蛋白、标准蛋白质样品购自上海生工生物工程技术服务有限公司,试剂均为分析纯。

本研究使用的主要仪器有:恒温水浴锅、循环水式多用真空泵、分光光度计、双垂直电泳槽、移液器、脱色摇床。

1.2 方法

1.2.1 丝素蛋白的制备

丝素蛋白的制备按王方林等［９］的方法进行。为了得到纯度较高的丝素蛋白,将茧壳放入0.5%碳酸钠溶液中煮沸30min脱胶,将脱去丝胶后的丝素蛋白以40%氯化钙溶液放在80℃的水浴锅中搅拌溶解,直到丝素全部溶解。然后将丝素蛋白液采用透析的方法除去色素和无机离子,将得到的丝素蛋白溶液进行蒸馏浓缩,最后得到浓度较高的丝素蛋白溶液。

1.2.2 丝素蛋白溶液浓度的测定

丝素蛋白溶液浓度采用Bradford法测定［１０］。

1.2.3 不同水解条件的设置

木瓜蛋白酶水解丝素蛋白的方法参照黄雷等［１１］的水解方法进行,略有改动,对样品进行四组处理,做正交实验,如表1所示。

1.2.4 SDS-PAGE电泳

SDS-PAGE电泳按照成建国等［１２］的方法进行,略有改动。

2 结果与分析

2.1 丝素蛋白溶液中蛋白质浓度

用考马斯亮蓝染色测定蛋白质含量的方法,测得丝素溶液的吸光度为0.792,根据标准曲线,计算得到丝素蛋白溶液的浓度是1.1mg/mL,基本可以满足电泳需要。

2.2 papain对丝素蛋白溶液降解的影响因素分析

2.2.1 不同pH对丝素蛋白溶液降解的影响

样品在不同pH条件下的电泳如图1所示。

图1中几乎看不到明显的蛋白质带,说明在pH 5~9的条件下都能很好的水解,特别是在pH8~9时(即5、6号)高分子的蛋白带最短,被水解后的肽分子量在20.1~14.1kDa,而且槽口没有残余的样品,说明在pH为8-9的条件下丝素蛋白被降解得最彻底。

2.2.2 不同的温度对丝素蛋白降解的影响

样品在不同温度条件下的电泳如图2所示。

由图2可以看出:在温度为60℃~70℃时(即4~4号)出现蛋白质带,说明在这段温度内丝素蛋白被降解为小分子的肽段,同时每条带在14.1~20.1 kDa出现明显颜色较深的蛋白质带,说明此时丝素蛋白已经被水解为大小不同的肽段。

2.2.3 加热时间对丝素蛋白降解的影响

样品在不同的加热时间下的电泳如图3。

图3中可以明显看出从1号到4号,随着加热时间的增加,丝素蛋白的水解程度也逐渐增加,5号和6 号几乎没有明显的蛋白质带,而且槽口没有样品残留,说明加热时间在40~50min水解较为彻底。

2.3.4 酶的不同活性对丝素蛋白降解的影响

样品在酶的不同活性的条件下电泳如图4所示。

图4中酶浓度为20U(即5号)和25U(即6号)时槽口中的蛋白质样品跑完,说明酶浓度为20U和25U时有丝素蛋白被水解。1~4槽口内样品内还残留很多样品没有跑动,说明较高的酶活性使丝素蛋白水解较好,即酶活性增大对丝素的水解作用效果以较低活性的为好。同时可以得到酶与丝素蛋白的活性比(E/S)为18.18~22.73,即约为18~23或更大时水解效果较好。

3 讨论

本研究证明木瓜蛋白酶可以酶水解丝素蛋白,且木瓜蛋白酶水解丝素蛋白的最佳条件:在pH 8~9的条件下,在60~70℃的环境中加热30~50min,并且1.1mg/mL的丝素蛋白需要20~25U的酶活,即E/S约为18~23甚至更大浓度时水解效果更好。同时,比较四组电泳图可以看到在不同的温度下,丝素蛋白被降解的程度有明显的不同,说明温度的差异造成木瓜蛋白酶对丝素蛋白的水解作用较其他条件明显。

由实验得到的木瓜蛋白酶对丝素蛋白的最佳水解条件和谭光轩［１３］的研究相比较可以知道条件相近。但木瓜蛋白酶作用的对象不同,植物和动物蛋白的蛋白质组成和结构存在差异,因此得到的最佳水解条件可能不同。此外,木瓜蛋白酶还可应用于对茧壳中丝胶的溶解,由于丝胶是水溶性的,所以可以为木瓜蛋白酶提供一个适宜的作用环境;而此时木瓜蛋白酶几乎不能降解丝素蛋白,可能是在茧壳的脱胶过程中丝素蛋白一直处于一种固化的状态,并没有适合木瓜蛋白酶作用的条件,因此木瓜蛋白酶可以用于脱胶而并不会同时降解丝素蛋白。木瓜蛋白酶对丝素蛋白的水解作用是丝素蛋白综合利用的第一步,有必要探讨其最佳水解条件,为其后的研究提供基础。

摘要：丝素蛋白具有良好的生物相容性及降解性,被广泛地用于生物材料。本研究以废蚕茧为原料,通过脱胶、溶解、透析、浓缩等步骤制备了丝素蛋白溶液,再用木瓜蛋白酶降解丝素蛋白,利用SDS-聚丙烯酰胺凝胶电泳(SDS-PAGE)进行丝素蛋白多肽的鉴定,探讨pH、温度及酶活等因素对木瓜蛋白酶降解丝素蛋白影响。结果表明:在pH8~9、温度60~70℃,木瓜蛋白酶的活性为20~25U时丝素蛋白水解效果较好,酶的作用时间越长效果越好。本研究为开发丝素蛋白在食品、化妆品中的提供了基础。

降解作用 篇2

一些抗氧化剂对蛋白质氧化降解的保护作用

由自由基引起的生物大分子的.氧化涉及到一系列疾病的病理过程,包括多种与衰老相关的疾病,如两种主要的致死性疾病--癌症和粥样动脉硬化等.

作 者：刘国安 李梅基 侯国鹏 杨庆明 杨红 丁兰 LIU Guo-an LI Mei-ji HOU Guo-peng YANG Qing-ming YANG Hong DING Lan 作者单位：西北师范大学生命科学学院,兰州,730070刊 名：四川大学学报(自然科学版) ISTIC PKU英文刊名：JOURNAL OF SICHUAN UNIVERSITY(NATURAL SCIENCE EDITION)年，卷(期)：43(6)分类号：Q5关键词：

降解作用 篇3

摘要:对木质素降解的研究进展、白腐真菌对木质素降解的机理以及白腐真菌在饲料资源开发中的应用进行了综述,并对白腐真菌在木质素降解中的发展方向做了展望。

关键词:白腐真菌;木质素;降解;木质素降解酶

中图分类号:S816.3文献标识码:ADOI编码:10.3969/j.issn.1006-6500.2009.05.007

Role of White Rot Fungi in Microbial Degradation of Lignin

FAN Huan1,2,LIANG Jun-feng3,ZHAO Run3,ZHANG Jin-feng3,ZHANG Hong-sheng3

(1.Tianjin Institute of Animal Husbandry and Veterinary Medicine,Tianjin 300112,China;2.Tianjin Research Center of Agricultural Biotechnology,Tianjin 300192,China;3.Agro-environmental Protection Institute,Ministry of Agriculture of China,Tianjin 300191,China)

Abstract:In this article, the development in lignin degradation and the degradation mechanism by white rot fungi and the application of white-rot fungus in animal feeds production were reviewed. And an exploration of future technical and strategic improvements in lignin biodegradation by white rot fungi was respected.

Key words:white rot fungi;lignin;degradation;ligninolytic enzymes

白腐真菌(white rot fungi)是指着生在木材上,菌丝穿入木质,侵入木质细胞腔内,能释放降解木质素和其他木质组分的酶,以降解木材中的木质素、纤维素、半纤维素,引起木质白色腐烂的丝状真菌的集合。白腐真菌的种类很多,绝大多数为担子菌,少数为子囊菌。主要分布在革盖菌属(Coriolus)、卧孔菌属(Poria)、原毛平革菌属(Phanerochaete)、侧耳属(Pleurotus)及烟管菌属(Sjekandera)等[1]。白腐真菌中研究历史最久、关注最多、研究最透的是黄孢原毛平革菌(Phanerochaete chrysosporium Burdsal)[2]。白腐真菌是已知的唯一能在纯系培养中有效地将木质素降解为CO2和H2O的一类微生物。近半个世纪,白腐真菌所具有的独特的生理生化机制和强大的降解代谢能力,使其受到许多研究者的高度关注。

1木质素降解的研究

木质素是自然界中除了纤维素外的第二大聚合物,它不仅对农业、工业、环境有着重要的影响,也与人们的生活息息相关,是一种有价值的潜在能源。饲料中的粗纤维主要包括纤维素、半纤维素和木质素,很难被动物消化道产生的酶所消化吸收。其中反刍动物瘤胃微生物可以部分降解纤维素、半纤维素,对于木质素很难降解;而单胃动物对于粗纤维各种成分的消化利用更为有限。研究表明,木质素可以通过各种化学键与纤维素、半纤维素相连,形成更加复杂的物质——木质纤维素,因为木质素的存在,导致粗纤维系统中纤维素、半纤维素的降解率降低,因此木质素是影响饲料粗纤维消化率的限制因子。由于木质素与半纤维素、纤维素之间相互混杂和交联,使得原可以被瘤胃微生物降解的纤维素及其它可消化营养成分也难以被降解,因此降低木质素含量、破坏其结构单元之间连接的各种共价键,对于提高农作物秸秆的营养价值具有重要意义。有试验证明,由于粗纤维对猪消化道消化液的稀释作用,消化酶对底物的作用受到限制,从而降低了淀粉消化率。廖玉英[3]等研究发现,随着鹅日粮中粗纤维水平的增加,饲料转化率和日增重显著下降。

木质素由3种以苯丙烷为主体的木质素单体组成,包括愈创木基结构、紫丁香基结构和对羟苯基结构,也有认为木质素是由四种醇单体(对香豆醇、松柏醇、5-羟基松柏醇、芥子醇)形成的一种复杂酚类聚合物。木质素单体通过醚键等化学键相连,形成具有三维网状结构的大分子芳香族化合物。在植物细胞形成过程中,木质素和纤维素、半纤维素等交联沉积在细胞的初生壁和次生壁中,木质素还可与多糖通过阿魏糖桥交联从而影响了纤维多糖的微生物降解,木聚糖彼此交联及与木质素的交联使细胞壁不易降解,只有低于50%的纤维部分可被动物消化吸收。木质素作为一种物理屏障降低了饲料的营养价值。因此,降低饲料细胞壁中木质素含量,使木质化细胞易被消化,则能显著提高饲料的可消化性和利用率。

目前,木质纤维素的处理方法大致可分为物理法、化学法、物理化学法以及生物法[4]。物理处理技术主要有:机械粉碎、微波、超声波、高能电子辐射、热解等。物理方法处理时间短,操作简单,但设备投资费用高。化学处理方法主要是:酸处理、碱处理、氧化处理、氨水浸泡处理、氨回收浸没(ARP)处理、石灰处理等,但存在腐蚀和毒性等缺点,易造成环境污染,需回收。生物法主要研究的有真菌(白腐菌、褐腐菌、软腐菌)、基因工程菌、酶类(多酚氧化酶、漆酶、过氧化氢生成酶、苯醌还原酶)等。生物法具有能耗低、无污染、条件温和等优点,但周期长[5]。

2白腐真菌对木质素降解机理的研究

2.1木质素降解酶系的组成

白腐真菌所具有的降解木质素的能力源于白腐真菌所产生的酶系统,分解木质素需要依靠一个复杂的胞外过氧化物酶系统,这一系统主要由3种酶构成:木质素过氧化物酶(Lip)、锰过氧化物酶(MnP)、漆酶(Lac),另外还有其它几种酶的综合作用[6]。与降解有关的酶只有当某些主要营养物(如氮、碳、硫)限制时才形成。由于营养限制使真菌应答产生了对底物的降解系统[7]。

2.2白腐真菌木质素降解酶系的降解机理[8]

降解是以自由基为基础的链反应过程。在有氧条件下,H2O2激活过氧化物酶,过氧化物酶触发启动高度活性的自由中间体形成,继而以链反应过程产生许多不同自由基,促使底物氧化。这种自由基反应是高度非特异性和无立体选择性的,即白腐真菌与被降解底物并非酶与底物的一一对应关系,而是与一类乃至多类底物的关系[9]。

LiP和MnP均为血红素蛋白,催化过程中依赖H2O2。一般认为,LiP首先从木质素或木质素模型化合物中产生一个电子,形成阳离子基团,进而导致裂解反应,引起丙基侧链Cα—Cβ链断裂,后者再经历一系列非酶反应产生各种终产物。

MnP既可氧化酚型结构也可氧化非酚型结构,其能将Mn(II)氧化成Mn(III),而Mn(III)是氧化剂,可在离MnP活性位点一段距离的地方起作用,但不能氧化非苯酚结构,只能通过Cα芳基开裂和其他降解反应氧化木质素中约占10%的抗性更强的酚结构。

Laccase是一种含铜多酚氧化酶,主要攻击木质素中的苯酚结构单元,在反应中,苯酚的核失去一个电子而被氧化,产生含苯氧基的自由活性基团,可导致Cα氧化、Cα—Cβ裂解和烷基芳香基裂解。由于Laccase同时具有催化解聚和聚合木质素的作用,因此单独存在时不能降解木质素,只有同时存在MnP等其他酶,避免反应产物重新聚合时,才有较高的木质素降解效率。漆酶可在仅有碳源存在的条件下由菌体分泌,并且具有780 mV氧化还原电位,在没有H2O2和其他次级代谢产物的存在下可催化有机污染物的氧化[10]。

3白腐真菌在饲料资源开发中的应用

3.1白腐真菌提高秸秆饲料的品质及利用率

农作物秸秆营养成分的特点是蛋白质、可溶性碳水化合物、矿物质的含量低,而粗纤维含量高达35%～40%,还含有6%～12%的木质素,无氮浸出物达40%～50%。秸秆的营养价值主要取决于秸秆有机物的消化利用程度。在秸秆有机物中,纤维素、半纤维素和木质素是微生物重要的分解对象,而木质素由化学特性十分稳定的化合物形式构成,极难被一般微生物分解,动物无法吸收利用。纤维素和半纤维素易被微生物或酶分解,但木质素是纤维素的外围基质,将纤维素紧紧包裹在其中,并且家畜瘤胃微生物缺乏降解木质素的酶,从而阻碍了家畜对纤维素和半纤维素的有效利用,导致秸秆的消化率降低。因此,提高农作物秸秆利用率的关键就是降解木质素[11]。

白腐真菌可使秸秆中木质素降解率达到20%~60%,纤维素和半纤维素降解率达到20%~40%,干物质损失10%~40%。用白腐真菌发酵切碎的麦秸,1个月后不仅粗蛋白质含量有所提高,且秸秆的消化率可提高2~3倍。用白腐真菌发酵稻草时,发酵后其木质素含量降低13.7%~29.9%。蛋白质含量增加24.6%~72.4%。由于大部分木质素被降解或破坏,秸秆质地变柔软,适口性改善,明显提高了秸秆的体外干物质消化率(IVDMD)。

用20多种白腐真菌处理秸秆的研究表明:白腐真菌表现出较强的种间变异,同时培养发酵的条件不同,处理秸秆的效果也不同。但是经筛选和选育的优良菌种,在适当环境条件下,固体发酵能显著地改善秸秆的营养价值。检测表明,最佳的白腐真菌能使秸秆体外降解率从40%提高到59%。白腐真菌处理的秸秆不仅营养成分有极大提高,而且其酸度由未处理前的pH值 5.17降至4.10左右,呈水果香味,同时由于大部分木质素被降解或破坏,秸秆质地柔软适性明显改善[12]。

3.2混菌发酵生产蛋白质饲料

应用白腐真菌处理秸秆,可以提高秸秆的利用率,但是一些降解产物仍得不到充分的利用。为此,科研人员利用白腐真菌降解秸秆木质素的能力和其它微生物发酵生产蛋白质饲料或单细胞蛋白(SCP)的能力,进行混菌发酵。陈庆森等[13]以玉米秸秆为原料,利用多菌种混合发酵,经测定发酵液中玉米秸秆的纤维素利用率达70%,粗蛋白质得率在23%以上,大大提高了玉米秸秆的营养价值。齐刚[14]以酒糟和稻草为基质进行混菌发酵,分别比较了白腐菌单菌发酵、酵母菌单菌发酵和二者混菌发酵对蛋白提高的影响。实验表明,混菌发酵对蛋白提高的贡献最大。通过比较酵母菌不同接种时间,发现白腐菌培养20 d后接人酵母可使蛋白含量达到6.45%。

4白腐真菌降解木质素的局限性和发展方向

白腐真菌以其独特的生理生化机制和强大的降解代谢能力而成为木质素降解研究的模式菌株。白腐真菌虽然是降解木质素最有效的微生物,但由于其培养时受许多外部条件的影响,因此,目前大多数的研究还仅限于实验室的发酵处理。而且在自然状态下,白腐真菌的定植缓慢,很难形成优势种群,这是该菌用于木质素降解并进入产业化的最大障碍。目前,生物降解多采用混合发酵,但由于菌种的不同来源和相容性的差异,各个菌株之间营养条件和生长条件有所不同,使混合发酵降解率也受到限制,至今不能达到高降解的目的[15]。因此,筛选出高效低能耗的木质素分解菌种以及能在饲料上迅速生长,且与杂菌在生长竞争中处于生物量的绝对优势的优良菌种,并采用分子生物学方法构建具有木质素降解基因和纤维素酶基因的工程菌[16,17],是未来的发展方向。随着白腐真菌基础研究和应用研究的进展,其在畜牧业中将得到更广泛的应用,将为我国饲料资源的开发利用提供更广阔的空间。

参考文献:

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微生物作用下的微囊藻降解试验研究 篇4

太湖是典型的浅水富营养化湖泊, 有关太湖水华暴发的报道自1990年起, 每年都有, 且有愈演愈烈之势。随着太湖富营养化的日趋加剧, 在每年4~10月的温暖季节, 整个湖区都可见到水华分布, 以微囊藻为优势种群, 浮游植物占领了整个水体。研究表明, 微囊藻对太湖的初级生产力有较大贡献, 特别在夏季具有较高的生物量和生产力, 叶绿素浓度一般可达30~50μg/L[7]。微囊藻死亡分解后会释放大量营养盐, 这些营养盐一部分沉到底泥中, 另一部分会直接被藻类吸收利用, 为更多藻类的生长提供养分, 尤其在蓝藻水华大量暴发的季节, 这一过程可能对营养盐循环起着重要作用, 促进新一轮水华的形成。笔者通过试验模拟水体微囊藻分解过程营养盐的动态变化, 分析了水体微生物与营养盐的耦合关系, 探讨微生物作用下微囊藻降解的营养盐释放对二次水华发生的贡献。

1 材料与方法

1.1 试验用水

2006年8月, 于中国科学院太湖湖泊生态系统研究站栈桥采集原水样, 经0.45μm孔径的滤膜过滤, 除去水中杂质, 取30L试验用水, 平均加入3个好氧降解瓶中。

1.2 微囊藻的采集

用浮游生物网收集太湖梅梁湾水域的微囊藻, 带回实验室后立即离心 (4 500rpm) 。由于活体微囊藻具有假空液泡, 故活体藻离心后会浮于表层, 取上浮微囊藻, 于每一降解瓶中添加湿重25g藻体作试验用。经镜检90%为微囊藻 (主要是铜绿微囊藻和水华微囊藻) 。

1.3 细菌的采集

用彼得生采泥器采集太湖梅梁湾上层底泥, 称湿重100g, 于无菌条件下加入500m L试验用水和灭菌玻璃珠, 振荡2h, 静置45min, 用灭菌移液器于每一降解瓶中接种菌种液50m L。

将上述所得试验用水、微囊藻和接种菌体加入10L降解瓶中, 每隔3h注入洁净空气 (空气经1∶14的H2SO4溶液和蒸馏水过滤) , 环境温度维持在白天33℃左右, 夜间23℃左右, 自然光照条件。试验装置见图1。

1.4 取样及分析

在试验开始0h时和第3天、第6天、第9天、第12天、第15天、第18天、第21天、第24天分别取样。其中叶绿素、TOC、PO43-、溶解性磷的测定参照金相灿等[8]采用的方法, 总细菌数量的测定参照冯胜等[9]采用的方法进行, 有机磷分解细菌数量采用MPN法测定。

2 结果与分析

2.1 微囊藻降解过程中水体叶绿素动态

试验初始, 由于微囊藻假空液泡的作用, 加入降解瓶内的微囊藻全部浮于水体表层, 注入空气时, 则悬浮在水中。从图2可以看出, 微囊藻在前3d降解速度较快, 水体中叶绿素含量从最初的0.41mg/L迅速下降到0.23mg/L;在降解试验的第15天, 水体叶绿素含量达最低, 为0.18mg/L, 此时, 水体中基本无颗粒藻体, 微囊藻基本完全分解。连续观测结果表明, 自试验的第10天起水体中已没有可见的悬浮藻类, 静止状态的水体中呈现出黄色悬浮的粘絮状物。试验后期, 水体变清, 降解瓶底有少量黄色沉淀出现, 在试验进行至第21天时, 发现降解瓶上层颜色变绿, 伴随有部分新的浮游藻类产生, 在试验的第21~24天叶绿素测定结果分别为0.21mg/L和0.23mg/L, 也验证了这一现象。

2.2 微囊藻降解过程水体中细菌及DOC含量的变化

细菌是有机体分解的主要作用者。在试验中, 笔者重点关注了微囊藻降解过程中细菌数量的动态变化。从图3可以看出, 在细菌接种初期, 水体中细菌数量为6.3×107个/m L, 这是由于细菌是在好氧条件下培养的, 但经过短时间的停滞期, 随后很快就进入快速生长的过程, 降解瓶中的细菌数量在试验的第6天, 达到生长的最高峰, 荧光直接计数的细菌数量达8.1×107个/m L, 随后菌体生长进入缓慢的衰亡期, 数量逐渐下降, 在试验末期, 水体中细菌数量有所回升, 第21天测定值为4.1×107个/m L, 第24天的测定值为4.3×107个/m L。

从图4可以看出, 降解瓶中水体溶解性有机碳含量的变化随培养时间的延长呈逐渐增加的趋势。在试验初期, 水体DOC含量仅为9.1mg/L, 为整个试验周期中的最低值;到试验进行至第18天时, 水体中DOC的含量达到最高, 为33.4mg/L, 随后则呈现下降的趋势。说明细菌的活动为水体溶解性有机物的再生起到了明显的促进作用, 水体中细菌数量与DOC含量的相关分析表明, 两者存在显著的相关性 (One-Way ANOVA, P<0.001) 。

2.3 水体中磷酸根和有机磷分解细菌动态

试验瓶中磷酸根和有机磷分解细菌数量在试验过程中的变化见图5和图6。水体中有机磷分解细菌的数量在分解前期有略微的下降, 随后就进入快速增殖期, 在分解反应的第11天, 有机磷分解细菌的数量达最大, 为5.7×105个/m L。水体中生物活性磷 (PO43-) 的含量与磷分解细菌呈现协同变化的趋势。由于细菌的降解作用, 水体中活性磷含量大幅度增加, 特别在第6~12天的变化最为显著, 在试验的第10天, 水体生物活性磷含量达最高为0.11mg/L。这显然是这一时期大量有机磷分解细菌生命活动的结果。

3 讨论

前人的研究表明:在不同的环境条件下, 不同藻体的分解速率有明显不同, 完全分解大致时间变化范围是3.7~256.0d的幅度[10];不同的降解过程产生不同的生化反应机制, 容器中溶解性有机碳等物质的产生在试验过程中的变化也显著不同[11]。本试验中, 微囊藻在前3d分解的速率最高, 有氧分解完全需18d左右, 属于分解速度比较快的类型。这可能与太湖地处亚热带地区, 当时的高温 (白天平均气温33℃, 夜间平均气温24℃) 和充足供氧有关。由于快速的降解过程, 水体中溶解性有机碳含量在前期快速的增加。而Otsuki等研究认为微囊藻好氧降解过程中, 有机碳化合物的降解速率比有机氮快的多[12]。

细菌对藻类产生多方面的影响, 一方面细菌吸收藻类产生的有机物质, 并为藻类的生长提供营养盐和必要的生长因子, 从而调节藻类的生长;另一方面, 细菌也可以通过直接或间接的作用抑制藻类的生长, 裂解藻细胞, 从而表现为杀藻效应[13]。由于这些错综复杂的关系, 使人们在研究浮游植物水华和赤潮的发生、发展、衰落与消亡机理时, 不能不考虑细菌的重要性, 本研究的结果发现, 在微囊藻降解过程中, 水体细菌和DOC含量呈现协同变化的趋势 (见图7) , 也进一步验证了细菌对水体营养盐循环的作用。

解磷细菌数量与各种磷形态的关系:磷被认为是水体浮游藻类的限制性营养元素, 其含量与湖泊的营养程度密切相关。藻类的繁盛与湖泊 (水体和沉积物) 中营养元素的生物地球化学循环有重要联系[14]。在淡水水体的磷循环过程中, 微生物起着重要的作用。一方面, 它们是湖泊生态系统的重要组成部分, 其数量和种类影响着磷元素的生物地球化学循环, 其体内的缩合磷酸盐最高可占沉积物有机磷的50%左右[15];另一方面, 微生物可对环境中各种形态的磷进行转化, 分散于湖泊中各种形态的磷, 包括离子态、无机盐类、有机化合物 (生物体内的磷蛋白、磷酯、核酸等) 及矿物态 (各种磷灰石、胶磷矿) 等形式, 无论是无机还是有机的一切形式的不溶性磷, 都可以在解磷微生物的作用下不同程度地转化为可溶性磷[16]。细菌通过消耗氧而降低水体中的氧化还原电位, 以加大铁磷的释放。在磷降解菌的作用下, 三价铁被直接还原为二价铁, 原来吸附在铁氧表面的磷被释放[17]。在微囊藻分解过程中, 由于碳水化合物分解比较快, 为水体细菌的生长提供了充足的碳源, 磷分解细菌的数量随即出现了生长的高峰期, 水体活性磷的含量也明显增加 (见图8) 。

4 结论

微囊藻分解过程中释放出大量营养元素为淡水水体藻类二次暴发提供了一定的物质基础。细菌降解作用是水质发生变化的最根本因素, 在藻类好氧降解过程中, 细菌数量的变化与水体DOC和生物活性磷的动态呈现协同变化的规律。

摘要：水体富营养化造成的蓝藻暴发已成为浅水水体的主要危害, 蓝藻的大规模反复出现伴随着水体营养盐的释放与吸收。通过模拟试验, 对太湖微囊藻进行为期24d的有氧降解试验, 结果表明:在微囊藻残体的降解过程中, 细菌数量的增加与水体DOC含量显著呈正相关 (R2=0.48) ;有机磷分解菌是水体中生物活性磷含量增加的驱动者 (R2=0.80) , 微囊藻残体的微生物降解使得湖泊水体中溶解性活性磷大量增加。在水华发生季节微囊藻残体分解产生的营养盐含量增加对二次水华的发生起重要作用。

降解作用 篇5

腐殖质物质在地球的生态环境中大量存在,它不仅可以在有毒化合物的生物降解和生物转化过程中起到氧化还原中间体的作用,加速有毒物质的降解和转化.也可以作为唯一末端电子受体,接受来自一些有机酸或者甲苯等环境中有毒物质提供的电子,偶联能量的产生,支持菌体的生长,形成一种新的细菌厌氧呼吸形式--腐殖质呼吸.因此,对腐殖质在环境有毒物质的生物降解和生物转化过程中的作用进行研究,不仅对于深入理解细菌呼吸的.本质具有重要的理论意义,而且对于环境有毒物质的降解和转化以及元素的生物地球化学循环具有重要的生态学意义,同时对地球表面的有毒物质进行更有效的生物降解具有重要的现实意义.

作 者：许志诚 罗微 洪义国 许玫英 孙国萍 XU Zhi-Cheng LUO Wei HONG Yi-Guo Xu Mei-Ying SUN Guo-Ping 作者单位：许志诚,XU Zhi-Cheng(中国热带农业科学院橡胶研究所,儋州,571737;广东省微生物研究所广东省菌种保藏与应用重点实验室,广州,510070)

罗微,LUO Wei(中国热带农业科学院橡胶研究所,儋州,571737)

洪义国,许玫英,孙国萍,HONG Yi-Guo,Xu Mei-Ying,SUN Guo-Ping(广东省微生物研究所广东省菌种保藏与应用重点实验室,广州,510070)

降解作用 篇6

摘要:从某农药厂污泥中筛选分离出一株高效降解甲氰菊酯(Fenpropathrin)的光合细菌,研究了其降解特性及生物学特性。根据分离菌株的细胞形态结构、活细胞光吸收特征、生理生化特征及其16S rDNA序列同源性鉴定降解菌;气相色谱法测定该菌降解甲氰菊酯的能力;采用超声波破碎法提取该菌降解粗酶,利用(NH4)2SO4分段盐析并测定酶活性。结果表明:PSB07-14属红假单胞菌属(Rhodopseudomonas sp.);该菌以共代谢方式降解甲氰菊酯,对甲氰菊酯的最高耐受浓度为800 mg/L,降解最佳条件为:30～35 ℃、pH6～7,光照培养15 d对600 mg/L甲氰菊酯降解率达48.41%。降解酶测定结果表明:30%～60%(NH4)2SO4沉淀的蛋白降解活性最高。

关键词:甲氰菊酯;红假单胞菌;生物降解;降解酶

中图分类号:X172文献标识码:A文章编号:1006-6500(2009)02-0001-05

Isolation, Identification of Fenpropathrin-degrading Strain PSB07-14 and Preliminary Analysis of Its Degradation Crude Enzyme

LUO Yuan-hua1,ZHANG Zhan-hong3,LIU Yong1,2,ZHANG Song-bai1,2,ZHANG De-yong1,2,LUO Xiang-wen1, CHENG Fei-xue1

(1.Hunan Plant Protection Institute,Changsha,Hunan 410125,China;2. Branch of Longping,Graduate College,Central South University,Changsha,Hunan 410125,China;3. Hunan Vegetable Institute,Changsha,Hunan 410125,China)

Abstract:A photosynthetic bacterial strain PSB07-14, with degradability of fenpropathrin, was isolated and identified as Rhodopseudomonas sp. based on its morphology, physiology and homology of 16S rDNA sequence. The degrading characteristics showed the optimum conditions of degrading fenpropathrin were 30～35 ℃, pH 6～7, respectively. This strain could grow in the media supplied with fenpropathrin up to 800 mg/Land degrade fenpropathrin by co-metabolic way. The degradation rate of fenpropathrin was up to 48.41% in a concentration of 600 mg/L within 15 d. The degradation crude enzyme was extracted and subsided by (NH4)2SO4, the results of subsiding enzyme activity showed the highest enzyme activity appeared in the subsiding of 30%～60%(NH4)2SO4.

Key words: fenpropathrin;Rhodopseudomonas sp. PSB07-14;biodegradation;degradation enzyme

甲氰菊酯,化学名称2-氰基-3-苯氧基苄基-2,2,3,3-四甲基环丙烷酸酯,商品名灭扫利,对鳞翅目、同翅目、半翅目、双翅目、鞘翅目等多种害虫有效,同时对多种害螨的成螨、若螨和螨卵有一定的防治效果[1],适用于棉花、蔬菜、果树、玉米、大豆、烟草、茶叶等作物以及林木、家畜、卫生和仓储等害虫防治,对一些农作物还有促进生长、增加产量、改善品质的作用。

虽然甲氰菊酯对高等动物毒性中等,在试验剂量内对试验动物未发现致畸、致突变和致癌作用。但是,对鱼类等水生生物、蜜蜂、家蚕等高毒,对光、热、潮湿稳定,在环境中的半衰期较长,长期使用,环境中大量残留,会带来严重的环境污染和生态风险。这迫使我们寻找一种切实有效的方法来解决这一难题 [2,3]。以生物修复(Bioremediation)为理论基础的农药残留降解菌技术为降低农产品和农业生产环境中的农药残留物提供了希望,该技术具有高效、无毒、无二次污染的特点,而且经济实用,操作简便,目前已成为去除农药残留污染的一种重要方法。国内外有很多关于农药残留降解菌研究的报道,由于菊酯类农药在20世纪80年代才在我国广泛使用,对该类农药的研究起步较晚,对拟除虫菊酯类农药的降解菌报道相对较少[3,4]。因此,筛选更多类型的甲氰菊酯高效降解菌,对甲氰菊酯残留的生物修复研究和应用具有十分重要的意义。

笔者从某农药厂污泥中分离到一株能降解甲氰菊酯的光合细菌PSB07-14,对其降解甲氰菊酯的特性进行了研究。该研究为利用光合细菌降解甲氰菊酯残留及其降解机理、克隆降解酶基因打下了基础。

1材料和方法

1.1培养基、试剂和主要仪器

光合细菌(PSB)培养基:MS培养基添加0.15%酵母膏,参照文献[5];选择培养基:在PSB培养基中加入一定浓度的甲氰菊酯;固体培养基:在培养基中加入1.5%的琼脂。

主要试剂:40 %甲氰菊酯乳油,海南正业化工有限公司惠赠;98 %甲氰菊酯标准品购自天津东方绿色技术发展有限公司;其它农药残留检测试剂均为色谱纯。

主要仪器:农药残留检测在湖南省植物保护研究所农药残留检测室进行。6890N气相色谱仪 (Agilent, USA)、扫描电子显微镜(JEXL-230,日本电子公司)、分光光度计(Tu-1901,北京普析通用仪器有限责任公司)、光照培养箱(GZP-350,上海精宏实验设备有限公司)。

1.2培养条件

光合细菌培养采用130 mL的血清瓶。培养条件(除特别说明外):厌氧光照培养,(30±2)℃,2 000 lx光照培养6～7 d;黑暗好氧培养,黑暗条件下,(30±2)℃,培养6～7 d。每天摇瓶混匀1次。

1.3降解菌的分离、筛选

将采自某农药厂的污泥2.0 g加入120 mL PSB培养基中,光照培养7 d后,取1%菌液接种到含甲氰菊酯100 mg/L的选择性液体培养基中,光照培养7 d,取300 μL菌液稀释涂布到选择性固体培养基中,挑取菌落形态不同的菌,分别接种到含甲氰菊酯100 mg/L选择性液体培养基中,光照培养7 d,取1%分别接种到含甲氰菊酯200,400,600,800,1 000 mg/L选择培养基中,15 d后检测培养基农药浓度,以含相同浓度的甲氰菊酯,相同培养条件不接种细菌的培养基为对照。选择降解率最大的细菌进行后续研究,命名为PSB07-14,后续试验中1 mL菌液中约含活细胞109个。

1.4菌种的鉴定

1.4.1电镜样品制备及观察将活的细菌滴到具膜载网上,然后进行磷钨酸染色,TEM(transmission- scanning electron microscope)观察拍照。

1.4.2吸收光谱的测定取1.5 mL培养5 d的光合细菌培养液,8 000 r/min离心洗涤3次,用0.9 %生理盐水重悬浮,在分光光度计上于200～900 nm扫描。

1.4.3菌株的生理生化特征的测定见参考文献[6]。

1.4.4菌体16S rDNA序列的测定及同源性分析细菌基因组提取采用UNIQ-10柱式基因组DNA抽提试剂盒(上海生工生物工程技术服务有限公司)。以所提的细菌总DNA为模板,采用细菌16S rDNA通用引物扩增[5],PCR反应体系(50 μL):10×PCR Buffer 2.5 μL;MgCl2(25 mmol/L) 2 μL;dNTP(10 mmol/L) 2 μL;引物Bpf/Bpr(25 μmol/L) 各0.5 μL;Taq酶(5 U/μL) 0.5 μL;双蒸水 43 μL。PCR反应条件:94 ℃ 4 min;94 ℃ 1 min,50 ℃ 1 min,72 ℃ 1 min,循环30次;72 ℃ 10 min。反应完成后,经1%琼脂糖电泳,检测扩增片断的大小和特异性。PCR产物纯化后,委托上海生工生物工程公司测序。将PSB07-14测得的16S rDNA序列在Genbank中利用blast进行比对,比较不同细菌间的相似性。

1.5甲氰菊酯含量的测定

整瓶培养液,用正己烷萃取3次,每次用量分别为40,40,30 mL。氮吹仪上吹干,然后用正己烷溶解并定容至10 mL,接着加入无水硫酸钠脱水。气相色谱测定其含量[4]。以98 %甲氰菊酯标样定性定量,所有数据为3次重复平均值。

测试条件:气相色谱仪型号Agilent 6890N,色谱柱型号为HP-5 (30 m×0.32 mm×0.25 μm),采用程序升温法:毛细管柱起始温度160 ℃,保持5 min,10 ℃/min升至200 ℃,保持1 min,10 ℃/min升至280 ℃,保持8 min,检测器(μECD)温度320 ℃,进样口温度250 ℃,载气为N2(纯度99.999 9 %),流量1 mL/min。进样量均为1 μL。

降解率的计算方法:降解率=(1-C1/C0)×100%

其中,C1为降解菌处理甲氰菊酯残留浓度(mg/L),C0为对照处理甲氰菊酯残留浓度(mg/L)。

1.6 降解酶的提取与盐析

15 mL离心管加入10 mL培养7 d的PSB07-14菌液,8 000 r/min离心2 min,倒去上清液,重复1次,收集菌细胞,倒去上清液,加入等体积的PBS(pH7.2)缓冲液,降解粗酶的提取采用超声波破碎仪破碎菌体细胞[7],12 000 r/min离心10 min,上清液即为粗酶液,考马氏亮蓝法测定蛋白的浓度[8],用PBS缓冲液调整蛋白浓度为10 mg/L做后续实验。取50 mL粗酶液,加入(NH4)2SO4盐析,静置10 min,离心收集沉淀,PSB(pH7.2)缓冲液溶解,并调整蛋白浓度为1 mg/mL[8]。酶活力测定参照文献[7],本试验的1个酶活力单位(U)定义为在本试验条件下1 min内甲氰菊酯减少的微摩尔数。

2结果与分析

2.1菌株鉴定

2.1.1培养特征和活细胞光吸收特征培养结果表明,PSB07-14最佳生长温度为30～35 ℃、pH6.5～7.5,具有红色培养物、黑暗好氧生长慢以及耐盐低于3%的Rhodopseudomonas的特征[6]。活细胞光吸收结果表明(图1),该菌含有细菌叶绿素a及类胡萝卜素[5],表明该菌属于紫色非硫细菌。

2.1.2形态结构和生理生化特征图2的电镜结果表明,PSB07-14为杆状,大小为0.6～1.0 μm×2.4～3.1 μm,端生鞭毛,以二分裂方式繁殖。生理生化分析结果表明(表1):G-,V-P反应阴性,甲基红反应阴性,不能利用淀粉,H2S反应阴性;可以利用多种小分子的有机酸生长,也能利用部分氨基酸和醇类化合物进行生长。PSB07-14的形态结构和生理生化特征与Rhodopseudomonas基本一致[6]。

2.1.316S rDNA序列分析PSB07-14测定的16S rDNA序列长度为1 429 bp (Genbank accession No.FJ798824),Blast结果表明,在Genebank中,与Rhodopseudomonas palustris strain HZ-1 (EU703955)和Rhodopseudomonas sp. TUT3625 (AB250616) 的同源性分别为98%和97%。

2.1.4鉴定结果根据Bergeys Manual of Determinative Bacteriology[6],将PSB07-14鉴定为Rhodopseudomonas sp.。

2.2菌株对甲氰菊酯的降解

2.2.1对甲氰菊酯的耐受浓度在120 mL PSB液体培养基中,加入5 mL菌液和适量甲氰菊酯,使培养基中甲氰菊酯终浓度为200,400,600,800,1 000 mg/L,光照培养,第15 天观察PSB07-14的生长情况。结果如表2示,PSB07-14耐受甲氰菊酯的最大浓度为800 mg/L。

2.2.2对甲氰菊酯的降解120 mL的PSB液体培养基中加入5 mL PSB07-14和适量甲氰菊酯,使其最终浓度为600 mg/L,光照培养15 d取样测定甲氰菊酯的残留量,以含600 mg/L甲氰菊酯培养液为对照。甲氰菊酯在光照下,经过15 d有一定量的降解,可见光照对甲氰菊酯有一定的降解效果,但作用并不是很大(4.13%)。PSB07-14在600 mg/L甲氰菊酯培养液中培养15 d,对甲氰菊酯的降解率为48.41%(表3)。

2.2.3最佳降解条件在pH为5,6,7,8,9,10的120 mL的PSB培养基中,加入5 mL的PSB07-14菌液和适量甲氰菊酯,其最终浓度600 mg/L,光照培养15 d后取样,样品经萃取后检测甲氰菊酯残留量。结果表明(图3),pH在6～8之间,PSB07-14的降解效能都比较好,最适pH为7。

在120 mL含甲氰菊酯600 mg/L的PSB培养基中,加入5 mL的PSB07-14菌液,不同温度下,光照培养15 d后测定甲氰菊酯残留量。图4表明,PSB07-14在25～35 ℃之间,具有良好的甲氰菊酯降解能力,在35 ℃降解能力最好。温度过高或过低都显著影响菌株的降解能力,当温度低于25 ℃或高于45 ℃,菌株几乎丧失降解能力。

2.2.4菌株对甲氰菊酯的共代谢特点PSB07-14在以甲氰菊酯为唯一碳源的PSB培养基中不生长(表4),但在有其他碳源(酵母膏)存在时可以降解甲氰菊酯,表明PSB07-14是以共代谢的方式降解甲氰菊酯[9]。

2.3分段盐析粗蛋白降解活性

分段盐析粗蛋白降解活性表明,30%～60%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白活性为38.27 U/L,大大高出0～30%、60%～80%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白的活性(表5)。

3讨 论

通过富集培养法分离出甲氰菊酯降解菌PSB07-14,生理生化方法和16S rDNA序列同源性将其鉴定为Rhodopseudomonas sp.。在农药残留的降解菌研究中,光合细菌的研究报道相对较少;光合细菌(Photosynthetic Bacteria, PSB)是地球上最早出现的具有原始光能合成体系的原核生物。近年来,对光合细菌的应用研究获得了很大的进展。研究表明,光合细菌在种植、养殖、新能源开发利用以及医药方面具有十分广阔的前景[10-13]。在环境治理方面,光合细菌可以有效地处理有机废水[14],净化水质[15],降解芳香族化合物[13]。在农药降解方面,光合细菌可以有效地降解有机磷农药[5]、 硫代磷酸酯类农药[16]。而且光合细菌具有很好的促进作物生长和提高作物抗逆性的作用[17],因此,筛选光合细菌降解菌具有良好的应用前景。

PSB07-14对高浓度的甲氰菊酯具有良好的降解效果,在600 mg/L甲氰菊酯培养液中培养15 d,对甲氰菊酯的降解率为48.41%。高于丁海涛等[18]分离的降解菌降解速率以及笔者先前分离的光合细菌株PSB07-19[19],与洪源范等[9]分离的降解菌降解速率相当。PSB07-14降解甲氰菊酯的最佳条件与该菌生长的最佳条件基本一致,表明该菌具有潜在的实际应用价值。

PSB07-14不能以甲氰菊酯作为唯一碳源,只能以共代谢的方式降解甲氰菊酯。表明PSB07-14对甲氰菊酯的降解作用是一种酶促反应,该结果与洪源范等[9]的研究结果一致。

PSB07-14降解酶分段盐析结果表明,在30%～60%(NH4)2SO4沉淀出的粗蛋白活性为38.27 U/L,该研究为降解酶的分离纯化提供了参考。其降解酶的研究以及降解酶基因的克隆是下一步的工作方向。

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降解作用 篇7

关键词：帕金森病,α-synuclein,泛素-蛋白酶体系统,自噬溶酶体途径

有研究表明α-synuclein和帕金森病 (PD) 有密切的关系。然而, α-synuclein在神经元内的降解方式仍然是有争议的。泛素-蛋白酶体系统 (UPS) 以及自噬溶酶体途径 (ALP) (主要大自噬和分子伴侣介导的自噬CMA) 是降解α-synuclein的两种主要途径。老化可以使UPS和ALP活性下降对神经变性疾病具有重要的致病作用。这些主要的蛋白水解途径的改变可能会导致α-synuclein由于清除受损而聚集。相反地, α-synuclein的增加可能进一步损害UPS或ALP。研究与水解途径相关的调节因素对治疗PD和相关α-synuclein病具有重要作用。

1 α-synuclein的主要降解通路

1.1 泛素-蛋白泛素酶体系统 (UPS)

UPS主要降解短寿蛋白质, 包括两个不同的和连续的步骤。第一步骤高度保守的76个氨基酸残基泛素与表面暴露的赖氨酸残基底物蛋白共价附着, 泛素化是通过三个的级联步骤, 分别通过泛素活化酶 (E1) 、泛素结合酶 (E2) 和泛素连接酶 (E3) 催化完成。泛素与底物结合以后, 通过连续地向底物转移泛素分子产生多聚泛素链[1,2,3]。在第二步骤中, UPS的蛋白水解核心26S蛋白酶体复合物识别多聚泛素链, 并将底物降解游离寡肽和可重复使用的泛素。泛素分子的转移是由泛素循环的酶介导的[4]。26S蛋白酶体包括两个多聚蛋白复合物, 起水解作用的20S桶状核心颗粒及具有调节功能的两个19S颗粒[5,6,7]。蛋白酶体调节由19S复合物的ATP酶亚基严密控制[8]。

1.2 自噬溶酶体途径 (ALP)

ALP主要降解长寿蛋白质及废弃细胞器。在溶酶体, 细胞质组分的降解通过三个亚型自噬途径实现:小自噬、大自噬和分子伴侣介导的自噬 (CMA) 。小自噬的细胞成分 (包括细胞器、脂类或蛋白质) 是通过内陷在溶酶体膜进入囊泡完成。大自噬由3个连续的步骤: (1) 形成的自噬泡AV, 其中包括起始、成核、货物识别、扩展和完成; (2) 成熟、运输、AV和溶酶体融合; (3) 溶酶体蛋白酶降解。CMA是高度选择性的机制, 细胞质蛋白识别特定的的五肽基序KFERQ或由伴侣和共伴侣分子复合物[9]。接着, 它们被易位到溶酶体膜, 并与溶酶体膜上蛋白复合物溶酶体相关膜蛋白2A型 (LAMP-2A) 结合, 最后进入溶酶体从而降解[10]。

1.3 α-synuclein降解的主要通路

有越来越多的有关α-synuclein的降解的研究, 目前对降解α-synuclein确切机制仍存在争议。在体外分离的纯化的体系中, UPS和ALP都能够降解重组α-synuclein[11,12]。然而, α-synuclein将由UPS或ALP降解目前仍然令人费解。PD遗传相关的基因编码的Parkin和UCH-L1蛋白与UPS相关[13,14]。很多分子、细胞和动物实验表明, 这些基因与UPS清除α-synuclein有关, 提示了在帕金森病中, UPS对降解α-synuclein具有关键作用[15,16]。初始研究表明, 在某些情况下, α-synuclein以多泛素化的形式存在, 在抑制蛋白酶体的神经元细胞积累, 这表明在UPS负责α-synuclein降解[17]。随后在神经细胞中研究表明, 蛋白酶体可降解非泛素化α-synuclein[18]。Machiya等[19]研究α-synuclein在Ser129位点磷酸化可迅速通过泛素-蛋白酶体途径降解, 表明路易小体中Ser129位点磷酸化的α-synuclein可由UPS通路降解, 在这项研究中, 通过抑制蛋白酶体, 只有磷酸化的而不是所有非折叠的α-synuclein都由UPS降解。

其他的研究, 通过抑制蛋白酶体, 都没有检测到内生及过表达的α-synuclein的聚集[20]。因为α-synuclein的寡聚形式只能由ALP但不是由UPS被清除[21]。CHIP (HSP70的C末端相互作用蛋白) 作为一个决定起始分子参与UPS和ALP途径, 可与人受试者中路易小体中的α-synuclein和热休克蛋白共定位[22]。同样, 证实蛋白水解酶抑制剂的存在, 由E3泛素连接酶SIAH导致的单泛素化α-synuclein的聚集和形成的有毒物体显著增加[23], 有报道指出, 去泛素酶USP9X在体内和体外都可以与α-synuclein相互作用并使其去泛素化。Ruth等[24]研究发现, USP9X调节α-synuclein的蛋白酶体和自噬系统降解更支持后者。在没有蛋白酶水解损害时, 单泛素化的底物蛋白多由UPS降解, 而去泛素化的底物蛋白几乎完全由ALP降解。在路易体痴呆 (DLB) 和PD患者的黑质组织中USP9X胞质水平减少, 表明去泛素活性减低, 在路易小体中单泛素化α-synuclein的聚集[24]。Tofaris等[25]也研究表明, E3连接酶Nedd4经由内体途径参与α-synuclein的降解, 并推测此途径特异降解蛋白膜相关α-synuclein, 而自噬降解寡聚形式的α-synuclein。体内研究支持UPS参与α-synuclein的降解, 表明去除26S的Psmc1亚基有条件在黑质或前脑去除蛋白酶, 导致神经元胞质内LB状包体泛素化免疫反应的和α-synuclein聚集和广泛的神经退行性疾病。这表明UPS是α-synuclein蛋白水解的重要途径[26]。最近, 研究表明在活鼠的大脑退化中, UPS和ALP对于α-synuclein的降解具有不同的作用。用UPS及ALP的药物抑制剂及在不同的α-synuclein转基因鼠模型中的多光子成像研究表明, 降解α-synuclein途径依赖于细胞内的蛋白质的聚集。UPS在正常条件下降解α-synuclein, 而ALP在α-synuclein水平升高的病理条件下起作用。推测细胞内α-synuclein水平的调节UPS及ALP降解途径之间的关系[27]。

降解α-synuclein一个最主要的途径是通过CMA与大自噬的溶酶体途径, 自噬溶酶体途径的缺陷可以导致帕金森病发生。Rubinsztein研究发现, α-synuclein位于神经元溶酶体内, 通过使用大自噬抑制剂可以减少与PD相关基因突变的α-synuclein而不是野生型α-synuclein[25]。有实验研究发现通过bafilomycin抑制溶酶体导致了可溶性低聚, 而不是泛素化α-synuclein及过表达的野生型α-synuclein的原纤维形式在神经元细胞内聚集[28]。大自噬对一些物种中α-synuclein的降解具有重要作用, 诱导大自噬的可能对治疗帕金森病具有重要意义。最近的研究发现生理条件下α-synuclein以四聚体形式存在减少了其聚集倾向, 而与PD有关的 (A30P、E46K和A53T) 显着降低了四聚体的稳定性和增加了α-synuclein单体[29]。

2 α-synuclein对蛋白降解系统的影响

此外, 越来越多的证据表明, 在α-synuclein疾病模型中溶酶体功能障碍, 包括大自噬以及CMA缺陷, 以自噬泡数量的增加为特征[30]。此外, 帕金森病的另一个重要的危险因素是老龄化, α-synuclein的蛋白质含量在老年人黑质中显著升高, 而UPS和ALP活性随年龄增长均降低[31], 表明了老龄化在疾病进展过程中, 可导致蛋白水解系统障碍。在细胞内降解途径的缺陷是α-synuclein疾病的的主要原因, 通过异常聚集α-synuclein导致的降解途径的缺陷还有待研究。

2.1α-synuclein导致UPS功能障碍

在体外, 无论是在纯化的蛋白质或在细胞培养研究中, 都表明突变或野生型α-synuclein的表达, 特别是可溶性寡聚体和聚集体的构象, 抑制20S或26S蛋白酶体的活性[32]。为了探索α-synuclein影响蛋白酶功能的作用机制, 了解α-synuclein的特性在研究UPS功能障碍具有重要作用[33]。有研究结果表明, 特定低聚α-synuclein可能通过相互作用功能靶向损害26S蛋白酶体[33]。此外, 从150 k Da到450 k Da的少量α-synuclein, 以及单体的或重组的α-synuclein, 可以特异性与26S蛋白酶体作用。到目前为止, α-synuclein和26S蛋白酶体之间的相互作用仍有待研究。一种可能性是α-synuclein低聚体与20Sβ亚基的活性位点的直接结合[34], 虽然这低聚体将通过一个狭窄的开放-门控通道易位。另外, α-synuclein低聚体可以与19S结合, 使UPS通路障碍。α-synuclein低聚体与19S结合, 将导致19S功能异常。或者, α-synuclein寡聚体诱导空间构想改变, 抑制与蛋白酶体与其他底物的进一步相互作用。低聚物与蛋白酶体功能障碍有关, 并选择性地被蛋白酶体降解[35]。

2.2 α-synuclein导致ALP功能障碍

在一些细胞和动物模型研究中, 胞质α-synuclein的聚集与大自噬和CMA功能障碍有关[36]。之前有研究表明, 在PC12细胞中, A53T突变α-synuclein诱导自噬泡聚集, 在这些细胞中溶酶体酸化显著降低[37]。还有文献[32]报道, 仅野生型α-synuclein单体和二聚体, 但不是寡聚体, 通过CMA被降解, 而氧化的和硝化蛋白通过CMA降解受抑制。相反, 磷酸化和多巴胺修饰蛋白几乎完全阻止了CMA依赖性降解[38]。另外, Rubinsztein研究表明野生型α-synuclein通过与Rab1a的相互作用, 可以抑制早期自噬体形成。除了α-synuclein异常间接诱导大自噬及CMA障碍也可通过CMA依赖的蛋白直接破坏导致神经功能障碍而死亡[38]。总之, 病理α-synuclein与自噬溶酶体途径之间有相互关系, 其具体机制还有待被研究。

降解作用 篇8

1 材料与方法

1.1 试验材料

本试验所有烟杆由中南烟草试验站提供。培养基:细菌培养基为0.5%Na Cl,0.5%牛肉膏,1%蛋白胨,蒸馏水100 m L,p H=7;真菌培养基为综合PDA琼脂培养基(20%马铃薯提取液,2%葡萄糖,0.3%KH2PO4,0.15%Mg SO4·7H2O,0.02%维生素B1,蒸馏水100 m L,p H=7)。烟杆选择培养基为10%烟杆,蒸馏水100 m L,琼脂粉2.0%,调p H值至7。烟杆液体发酵培养基为10%烟杆,蒸馏水100 m L,调p H值至7。

1.2 试验方法

1.2.1 菌种初步筛选。

从土壤、腐熟的烟杆、刚屠宰的牛的胃部以及实验室现有的纤维素降解菌中筛选能降解烟杆的菌种。将各菌株分别接种1环到2种种子液培养基扩大培养,培养温度分别为25、37℃,摇床转速为180 r/min,发酵24 h后,各取种子液0.1 m L涂布在烟杆选择培养基上,分别在25、37℃培养,3 d后观察菌种生长情况。选择能在烟杆选择培养基上生长的菌种进行下一步烟杆液体发酵试验。

1.2.2不同菌株烟杆液体发酵试验。将各菌株种子液以10%的接种量接种到烟杆液体发酵培养基培养,发酵10 d后以4 000 r/min离心10 min,取上清液1 m L适量稀释,用DNS法测定还原糖,选取还原糖含量较高的菌株进行下一步试验。

1.2.3各菌拮抗性试验。将活力较高的菌株进行两两拮抗性试验,利用抑菌圈法在蛋白胨、牛肉膏培养基(37℃)和PDA培养基(25℃)上培养24 h后,观察菌株相互拮抗的情况。

1.2.4不同组合菌烟杆液态发酵试验。将无明显拮抗性作用的菌株做三菌种组合和四菌种组合发酵试验,把混合种子液于37℃、180 r/min扩大培养24 h,按接种量10%的烟杆液体发酵15 d,测定发酵液中纤维素、半纤维素、木质素降解率,选出降解效率较高的4组菌种进行下一步试验。

1.2.5组合菌酶活力与发酵时间的关系。将选取的最佳组合菌在37℃、180 r/min条件下进行烟杆液体发酵15 d,间隔测定发酵过程中的纤维素酶活力。

1.2.6 组合菌酶活力与发酵温度的关系。

将选取的最佳组合菌分别在40、50、60℃及其他条件不变的条件下发酵11 d,测定纤维素酶活力,判断所选组合菌是否具有耐高温性。

1.3 分析方法

1.3.1 纤维素、半纤维素、木质素定量分析方法。通过测定还原糖的增加量可以初步挑选出更能高效降解烟杆的菌种,但是为了更详细地了解烟杆中主要成分的降解情况[11],下一步试验以纤维素、半纤维素、木质素的降解率为主要试验指标[12]。图1为纤维素、半纤维素、木质素定量分析方法。

1.3.2纤维素酶活性测定方法。取10 m L发酵液用离心机4 000 r/min离心10 min,取上清液1 m L稀释25倍制成待测酶液。取4支25 m L刻度具塞试管(2支平行管、1支空白管)。分别向所有管中加入CMC-Na溶液2.00 m L,再加入稀释好的待测酶液0.50 m L(空白管不加),用漩涡混匀器混匀,盖塞。(50.0+0.1)℃水浴30 min后,加入DNS试剂3.0 m L,于空白管中加入待测酶液0.50 m L,摇匀。沸水浴10 min后,迅速冷却至室温,用水定容至25 m L,以空白管调仪器零点,在分光光度计波长540 nm下,用10 mm比色杯分别测量样品管中样液的吸光度,取平均值。通过用线性回归方程求出纤维素酶活[13]。

2 结果与分析

2.1 烟杆化学组成分析

首先对提供的样品进行了部分化学组成的检测,尤其是对于纤维素类的物质成分进行了定量分析。在提供的烟杆样品中,总纤维素含量达到77.44%,木素含量大约为18.63%,果胶含量为3.89%,苯-醇溶出物含量为3.21%,另外还有5%左右的灰分。可见,烟杆中含有丰富的纤维素类物质资源,如果能够对这些纤维素降解后加以利用,完全可以提高烟杆废弃物的利用价值。

2.2 纤维素菌的筛选

在筛选出来的微生物中有11组菌种能利用烟杆生长,将其分别编号为H2568、H1249、H1348、H1764、H4479、B1、M1、N1、Y1、Y2、Y3。进行下一步烟杆液体发酵试验以确定所需纤维素菌。

2.3 纤维素菌的确定

初步筛选的11组菌株在降解烟杆多糖生成还原糖的能力上差异较为显著。从图2可以看出,这些微生物生成还原糖的量从高到低的顺序依次为B1、M1、H2568、N1、H1249、H1348、Y3、H1764、H4479、Y2、Y1。选取其中降解能力最强的5株菌H1249、H2568、B1、M1、N1,作为下一步菌种协同降解作用的基础进行拮抗试验。

2.4 不同菌种拮抗结果

有很多试验研究表明,复合菌群较单一菌的降解能力强,特别是针对纤维素、木质素等需多种酶协同降解的物质,不同菌种组合起来可以起到补充和加强分解的作用。但在同一生长环境下,不同菌株之间产生拮抗性作用会抑制其自身生长和产酶活力。利用菌株之间不相容性,进行拮抗性试验,从表1可以看出:H1249与B1拮抗,选取相对降解能力更强的B1。得到所需的4株无明显拮抗性的菌株H2568、B1、M1、N1,可用于下一步菌种组合研究。

2.5 半纤维素、木质素和纤维素的降解情况

在多菌株协同降解试验中发现H2568、B1和M1这3种菌种以等量进行组合时能够取得较好的降解效果(图3),纤维素、半纤维素、木质素的降解率分别达到了47%、63%、26%。因此,对烟杆纤维素降解效果最为理想的协同菌群组合确定为H2568+B1+M1。

注:“×”代表无拮抗作用,“√”代表有拮抗作用。

2.6 组合菌酶活力与发酵时间的关系

将上述试验中确定的最佳组合菌H2568-B1-M1烟杆液体发酵15 d[14],观察其发酵过程中酶活力的变化情况(图4),发酵第11天时,发酵体系中纤维素酶的活力最高,达到625.44 U/m L,随后酶活力开始逐步降低。

2.7 组合菌酶活力与发酵温度的关系

高温对菌株的生长与产酶不利,但由于现阶段烟杆大多处理方式为堆肥,那么固态发酵所需升温过程不能避免,因此需要筛选出的组合菌能够耐高温来适应固态堆肥。从图5可以看出,在发酵11 d后,H2568-B1-M1的纤维素酶活不可避免的受到高温影响,但是即使在60℃下仍能达到250.47 U/m L。组合菌耐高温试验证明了H2568-B1-M1能长期保持较高的纤维素酶活力且耐高温。

2.8 菌量比例对协同降解作用的影响

确定H2568、B1与M1为最佳的菌种组合后,对其接种时的比例进行优化试验。从图6可以看出,H2568、B1与M1以1.0∶1.0∶1.5的比例组成烟杆发酵种子液时,取得了最佳效果。其纤维素降解率、半纤维素降解率、木质素降解率分别达到56%、70%、33%,较1.0∶1.0∶1.0配比时的降解能力显著提升。

3 结论与讨论

烟叶产量的增加同时产生了大量的废弃烟杆。由于烟杆不易腐烂也不能直接用于肥田,因而绝大部分都是作为废弃物被丢弃或焚烧,这不仅不同程度地污染了当地的生活生产环境,也造成了资源的浪费。经试验证明通过微生物发酵将烟杆中的大分子物质降解,将纤维素、半纤维素、木质素降解为小分子的单糖,使卷烟制造产生的废弃物转化为农业生产中急需的有机肥,具备广阔的生产应用前景。而烟杆中有机质的降解依赖于微生物是否产生多种酶系和产各种酶系活力的强弱。基于纤维素酶的复杂性,大量试验证明,复合菌液体发酵产纤维素酶活力高于单菌株,在同一生长环境下,相互依赖,共同生长,达到良好的协调作用。因此,筛选出无明显拮抗、耐高温、长时间具备高酶活且能高效降解烟杆的组合菌是试验的基础。在自然环境中常见的纤维素分解细菌大多为食纤维菌属、生孢食纤维菌属、多囊菌属、镰状纤维菌属与纤维弧菌属。具有很强的纤维素分解能力的真菌主要有木霉、镰刀霉、青霉、曲霉、毛霉、葡萄孢霉等属的菌种。本试验前期筛选了多种能降解纤维素的细菌、真菌用于进一步测试它们对烟杆的降解能力。因此,确定最佳的降解烟杆组合菌是为下一步研究提供了根本的基础。本试验中纤维素酶活力和还原糖的生成量能说明菌种自身降解能力的强弱,从另一角度总纤维素、半纤维素、木质素的变化情况反映了组合菌的降解效率。H2568-B1-M1以1.0∶1.0∶1.5的比例进行烟杆液体发酵,11 d后其纤维素降解率、半纤维素降解率、木质素降解率分别达到56%、70%、33%,说明经H2568-B1-M1产生多种酶系,促进了有机质的降解,对烟杆的降解取得了较显著效果,进一步提高纤维素酶活力,增加还原糖的生成量,提高纤维素、半纤维素、木质素的降解率,为进一步进行烟杆固体发酵奠定基础。

摘要：为了对废弃烟杆再利用,自行筛选到几种能够利用废弃烟杆进行高温好氧堆肥的高效微生物菌株,对分解出的几种菌株进行初步检测并对菌株协同作用的组合和配比做了进一步试验。结果表明,筛选获得的3组降解烟杆纤维素的菌株均能在以烟杆为唯一营养源的培养基上生长,且具有较强降解纤维素的能力,菌株编号分别为H2568、B1、M1。对这3种菌株的协同作用试验显示,H2568、B1、M1以1.0∶1.0∶1.5的生物量比例组合时具有最强的降解烟杆的能力,其纤维素降解率、半纤维素降解率、木质素降解率分别达到了56%、70%、33%,最高纤维素酶活力达到625.44 U/m L。

PBS降解塑料降解性能的研究 篇9

关键词：聚丁二酸丁二醇酯,生物降解,热降解,光降解

塑料制品在生活中应用广泛,但其分子量大,耐酸耐碱,性能稳定,难以降解,极易对环境造成严重污染,因此可生物降解的聚合材料成为当今研究的热点之一[1]。聚丁二酸丁二醇酯(PBS)是一种新型脂肪族聚酯,具有良好的加工性能、生物降解性能和力学性能,可完全降解成CO2和H2O,成本低廉,备受人们的关注。PBS生物降解塑料作为可降解性的包装塑料,与保护环境、可持续发展战略的要求相符,具有很好的应用前景。近年来,国内对PBS降解塑料的研究也掀起热潮。

研究PBS塑料的降解性能,对于合成高性能PBS及共混降解塑料,以及加工过程中的工艺条件的优化具有重要的意义。本研究以PBS作为原料,通过压制的方法制成PBS塑料薄膜,主要研究了其生物降解、热氧化降解和光降解性能,采用乌氏黏度计测定PBS塑料降解前后的分子量的变化,利用傅里叶红外光谱对降解过程中的光谱特性进行表征[2]。

1 实验部分

1.1 试剂

PBS颗粒,日本昭和高分子公司;磷酸二氢钾、磷酸氢二钾、硝酸钠、硫酸亚铁、硫酸镁、氯化钾、氢氧化钠、三氯甲烷,以上药品皆为分析纯,市售。

1.2 仪器及设备

乌氏黏度计,上海启航玻璃仪器厂;傅里叶变换红外光谱仪(WQF-310),北京第二光学仪器厂;紫外灯,北京精英特种灯泡厂;电子天平,上海精科天美科学仪器有限公司;加氧泵;磁力搅拌器;电热鼓风干燥箱;恒温培养箱;160目标准筛。

1.3 试样制备

称取5克PBS颗粒,用65mL氯仿溶解于锥形瓶中,搅拌2h,将搅拌均匀的溶液取少量于玻璃片上,用两个玻璃片挤压成膜,待溶剂挥发完后,用洗瓶冲洗,小心剥离薄膜,室温下干燥24h至恒重。

1.4 生物降解实验

无机培养液的制备:参照GB/T 19275—2003[3]配制无机培养液,使PBS薄膜作为唯一碳源进行降解[4]。配制方法:NaNO3 2g,KH2PO4 0.7g,K2HPO4 0.3g,MgSO4·7H2O0.5g,KCl 0.5g,FeSO4·7H2O 0.01g,蒸馏水1000mL,用0.01mol/L灭菌的NaOH溶液将pH值调节至6.0~6.5。

土壤培养液的制备:取适量农田土(离地表5~10cm处的土壤),用160目标准筛进行筛选,在35℃下干燥3h,称取一定量的农田土加到无机培养液中配成100g/L的土壤培养液。搅拌均匀,以1.5L/min的气量连续曝气24h,静置24h[5,6,7],过滤,备用。

将培养液分成100mL/份,倒入250mL碘量瓶中。将薄膜试样准确称重后,记为M0,放入培养液中,塞上塞子,再放入恒温培养箱中,设定温度为27℃[8],每5d取一次样,降解周期为15d。降解后的样品用蒸馏水冲洗3次,室温下干燥至质量恒定不变,测定膜的质量变化,精确称量记为Mt,用公式(1)计算失重率。

式中,M0为薄膜降解前质量;Mt为薄膜降解后质量;Mloss%为薄膜降解质量百分数。

1.5 热降解实验

称适量的薄膜放入已知质量的干燥烧杯中,于电热鼓风干燥箱中干燥至恒重,记录恒重后烧杯和塑料薄膜的质量。分别设定电热鼓风干燥箱的温度为100、150和200℃,于12、24和36h热降解后进行分子量测定和傅里叶红外光谱结构表征[9,10,11]。

1.6 光降解实验

将干燥恒重后的薄膜平铺在紫外灯照射下的金属板上,分别照射24、48、72、96和120h,利用乌氏黏度计及傅里叶红外光谱测量、表征降解后的分子量和光谱结构[12]。

2 结果与讨论

2.1 生物降解对PBS塑料降解的影响

注:M0、M5、M10、M15分别为降解前、降解5d、降解10d、降解15d的薄膜质量

表1给出了6张薄膜降解前后的质量变化,并对其质量损失率进行了分析,如图1所示。由图1可看出:15d时质量为0.0159g的薄膜失重率达到9.43%,0.0208g薄膜失重率为9.13%,0.0212g的薄膜失重率7.55%,0.0233g薄膜失重率6.01%,0.0282g薄膜失重率4.26%。分析以上数据可知,PBS质量越小、膜越薄,降解的速度越快。因为薄膜越薄,它的比表面积越大,能与微生物发生作用的点越多,有利于微生物进攻PBS聚酯中的酯基,使酯基发生断裂,达到降解的效果。使用乌氏黏度计测定降解前后PBS降解塑料的分子量:降解前PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.87×104,降解后PBS降解塑料的粘均分子量Mη为5.19×104,降解前后粘均分子量减少约6800,分子量变化不大。PBS高分子聚合物分子量大,不容易降解,分子量的减少与断裂的链的大小有关。

进一步研究生物降解5d、10d、15d后样品红外谱图的变化趋势,如图2 所示。由图可见:图中a、b、c分别代表的是PBS降解前、降解10d和降解15d的红外谱图。可以看出PBS降解15d后,红外谱图没有明显的变化,酯基仍然存在,表明以15d为降解周期,时间太短,PBS中的基团未发生明显变化。在3429cm-1处的端羟基吸收峰,有一点点变宽,是因为随着PBS降解程度的增大,高分子链断裂,分子量减小,从而造成PBS的端羟基增多。

2.2 热氧化对PBS塑料降解的影响

设定降解温度为100、150和180℃,于12、24和36h条件下各取出降解后样品进行测量,其分子量变化曲线如图3所示。

由图3看出:在相同的温度下,热氧化降解时间越长,分子量的变化越大;在相同的降解时间下,热氧化的温度越高,降解的程度越高。PBS塑料的热氧化降解是指高分子化合物经化学反应回归到小分子化合物的过程。PBS降解的本质是聚合物中化学键的断裂,与聚烯烃高分子化合物如聚乙烯、聚丙烯和聚苯乙烯相比,PBS的主链上存在较易断裂的酯基,C—O键与C—C键相比更易受热氧化的影响而发生断裂,从而造成分子量的减小[11]。热氧化温度的提高会造成PBS热氧化分解速度加快,加速了PBS热氧化高分子链的断裂,因此分子量会大幅度减小。

图4是PBS塑料在不同热氧化温度下氧化36h后的红外光谱。从图4中可以看出:PBS在降解前后的主要特征吸收峰的位置和强度并没有较大变化,主要原因可能是,尽管PBS在降解后的分子量会减小,但仍然为聚酯类化合物,其特征吸收并未受分子量的减小而发生波数的位移。值得注意的是在2349cm-1处的吸收峰(双峰),在原材料以及100℃和150℃降解后仍很明显,但在200℃降解后,该吸收峰消失,该峰可能是二氧化碳吸收峰,高温热氧化后,该峰消失。

2.3 紫外光照射对PBS塑料降解的影响

图5是PBS经紫外光照射后的分子量变化曲线。从图5可以看出,紫外光对PBS的降解的趋势非常明显,光照时间的长短直接影响降解后的分子量大小,时间越长分子量越小降解程度越大。尤其是前20h,紫外光的照射对PBS塑料的降解影响很大。

实际上,在紫外光的照射下,PBS塑料的降解是一个光氧化降解过程。紫外光的波长为200~400nm,其能量足以断裂聚合物中化学键。表2是太阳光紫外线的能量与聚合物中典型化学键的键能。从表2中可以看出:紫外光的能量很大,实际上大多数聚合物会受紫外光的作用而老化降解,尤其是C—O键的能量为320~380kJ/mol,与其他化学键相比C—O键的能量较低。PBS为聚酯高分子化合物,分子中有较多的C—O化学键,同时脂肪族羰基化合物对紫外线的最大吸收在270~290nm之间。因吸收紫外线而被激发的含羰基的聚合物可发生断链并生成自由基,从而能引发聚合物光氧化降解[12,13]。

图6 中在3429cm-1处的吸收峰为—OH伸缩振动吸收峰,2944cm-1处为C—H不对称伸缩振动吸收峰,2360cm-1处为CO2吸收峰,1728cm-1处为C =O伸缩振动吸收峰,1155cm-1处为酯基中C—O伸缩振动吸收峰。图中曲线1、2、3、4分别表示照射0、48、96和120h后的红外谱图,可以看出各图的吸收峰并没有明显变化,官能团C =O、C—O、C—H都存在,说明紫外光降解没有使PBS基团结构发生变化,降解后仍是酯类化合物。 值得注意的是,与热氧化降解相比,在2360cm-1处可能为CO2吸收峰,尽管经过120h照射后,分子量仅为0.11万,该吸收峰仍没有消失;而热降解200℃,36h后,分子量为1.31万,该吸收峰消失。有关该吸收峰的归属和变化仍有待于进一步研究。

3 结论

通过降解实验结果分析可知:PBS薄膜生物降解15d后的PBS分子量变化不大,PBS薄膜的红外谱图在降解前后没有明显变化,说明此次降解的时间还未能使聚酯中的基团发生变化。主要原因是降解时间短,同时表明,高分子聚合物的降解周期比较长。PBS可在高温下降解,降解程度与加热温度和加热时间有关系,时间相同温度越高越有利于降解,温度相同加热时间越长降解越彻底。PBS可在波长范围为200~400nm的紫外灯照射条件下降解。降解程度与时间有直接关系,随着时间的增长降解程度越来越大。比较光降解和热降解的结果可得光降解的程度更为明显,基本可以实现完全降解。本实验对降解前后的PBS进行了红外光谱的测定,经比较发现降解前后吸收峰并没有明显变化,说明降解后物质仍是聚酯类化合物。

降解作用 篇10

清炀科技股份有限公司所生产的Nature M.T环保地膜, 其原材料是公司研发团队通过大量多次试验论证对聚乳酸进行生物改性, 使其具有延展性、柔韧性、耐温性, 于2012年成功研制出新型可完全生物降解材料母粒, 目前已可全面取代市面上所使用的传统石化塑料, 此产品获多项技术专利, 并通过SGS等国内外权威检测机构的认证和检测。由该母粒制成的产品可取代传统塑料制品, 达到无毒害、无重金属、无塑化剂等的环保100%生物可全降解新材料。海峡现代农业研究院有限公司与台湾群力管理顾问有限公司联合引进清炀科技公司的环保可分解聚利膜技术在大陆生产及推广应用。

本研究通过土壤填埋方式研究环保地膜降解性能, 从生物降解过程中的地膜重量的减少量和降解率等方面探讨了Nature M.T环保地膜的降解特性, 为Nature M.T环保地膜在蔬菜种植中的推广应用提供实践依据。

1 材料与方法

1.1 试验概况

田间试验设在漳州长泰县陈巷镇西湖村群力果蔬基地。土壤理化特性:p H值6.30, 有机质30.5g/kg, 全氮2.85 g/kg, 全磷3.11 g/kg, 全钾8.15 g/kg, 碱解氮100.51 mg/kg, 速效磷98.15 mg/kg, 速效钾358.35 mg/kg。

试验材料:番茄品种为农科180;供试地膜为Nature M.T环保地膜 (产地:厦门) 、国产常规聚乙烯地膜。

1.2 试验设计

试验设2个处理, 即每种地膜为一个处理, 以国产常规聚乙烯地膜为对照 (CK) 。3次重复。田间农事操作同当地番茄生产。

1.3 试验方法

土壤采自群力果蔬基地, 土样采集完后, 风干、磨碎过5mm筛, 备用。

2015年8月, 番茄苗移栽后20 d, 将地膜剪成50 mm×50 mm大小的方块, 取约1 g地膜与1 kg土壤混匀, 装于填埋箱中。田间填埋箱的规格为210 mm×140 mm×100 mm, 底部和四周为80目的不锈钢丝网, 顶部为30目的不锈钢丝网。每种地膜处理15个箱, 填埋箱装好后置于种植的两畦番茄之间的垄上土壤表层。

1.4 取样及指标测定

填埋前, 称取地膜的重量, 于填埋后15、30、45、60 d各取3个填埋箱进行相关测定。降解速率测定:主要测定田间地膜重量损失, 计算公式如下:

降解率 (%) = (降解前重量-降解后重量) /降解前重量×100

1.5 数据分析

采用DPS 7.05统计软件进行数据显著差异性检验。

2 结果与分析

测定填埋地膜的失重情况来衡量地膜在土壤中的降解特性。由表1可知, 与常规聚乙烯地膜相比, Nature M.T环保地膜在土壤中具有良好的可降解特性。随着填埋时间的延长, Nature M.T环保地膜的降解效果越明显, 填埋于土壤中60 d后, 重量由原来的平均0.999 0 g下降到0.621 7 g, 平均降解率达到37.77%。填埋于土壤中60 d后, 常规聚乙烯地膜的重量变化不明显, 平均降解率仅为1.02%。

注:同列字母相同表示两者差异不显著, 字母不同表示差异显著 (P<0.05, n=3)

3 结论与讨论

可降解地膜的评价方法包括降解生成物的积存量降解过程中氧的消耗量和二氧化碳的生成量等[6,7]。本研究采用测定地膜的失重量来衡量地膜在土壤中的降解性能, 随填埋时间的延长, Nature M.T环保地膜重量不断减轻, 到达60 d时, 地膜的平均降解率达到37.77%, 这与张晓海等[8]、王朝云等[9]的研究结果类似。与Nature M.T环保地膜相比, 常规聚乙烯地膜的重量变化很小, 几乎不能降解。通过本研究发现, Nature M.T环保地膜是一种值得推广的农膜, 其降解机理还有待进一步研究。

摘要：通过田间填埋试验法, 对Nature M.T环保地膜的降解特性进行了研究。结果表明:田间填埋60 d后, Nature M.T环保地膜的降解率达37.77%, 常规聚乙烯农膜的降解率仅为1.02%, 可见, Nature M.T环保地膜比常规聚乙烯地膜更容易降解。本研究为Nature M.T环保地膜在果蔬上的推广应用提供了实践依据。

关键词：NatureM.T环保地膜,生物地膜,可降解地膜,降解速率

参考文献

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[3]袁俊霞.农用残膜的污染与防治[J].农业环境与发展, 2003, 20 (1) :3l-32.

[4]高怀友, 赵玉杰.西部地区农业面源污染现状与对策研究[J].中国生态农业学报, 2003, 11 (3) :184-186.

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[8]张晓海, 陈建军, 杨志新.Biolice可降解地膜降解速率及其产物研究[J].云南农业大学学报, 2013, 28 (4) :540-544.