生物降解塑料在降解過程中產物不會最終造成微塑料堆積？

可堆肥塑料支持有機廢棄物的分類收集。然而有些人擔心分解過程中產生的碎片可能無法完全生物降解，在堆肥中留下持久的微塑料。我們在堆肥中添加了含有聚乳酸的芳香脂肪族聚酯顆粒，然后在工業(yè)堆肥條件下跟蹤其分解情況。我們將所得結果與聚乙烯進行了比較。通過空白對照、峰形對照和預標記塑料，對提取方案和輔助顯微方法（μ-拉曼和熒光）的有效性進行了評估。25-75 μm 大小的碎片代表了最明顯的臨時碎片峰，在工業(yè)堆肥 1 周后已達到這一峰值。粒徑較大的顆粒達到峰值的時間較早，而粒徑較小的顆粒達到峰值的時間較晚，且出現的頻率較低。對于所有尺寸的顆粒，當90% 的聚合物碳轉化為 CO₂ 時，所有尺寸的顆粒的數量和質量都降至空白水平。凝膠滲透色譜（GPC）分析表明，解聚是崩解的主要動力。觀察到顆粒成分向較低聚乳酸比例的瞬時轉變。生物降解過程中的塑料按預期的分解途徑碎裂，但沒有觀察到任何大小的顆粒碎片堆積。

在工業(yè)堆肥條件下通過生物降解實驗對破碎過程進行了研究，允許跟蹤釋放的二氧化碳（圖1a），從而對礦化程度進行精確采樣。陽性對照纖維素的礦化曲線與歷史對照的礦化曲線一致。ecovio PS1606 和預標記的 ecovio 的曲線在出 3 至 10 周之間出現了偏差，這是由于 PLA 在與染料復合過程中發(fā)生熱降解。值得注意的是，圖 1和2中的裂解動力學是沒有預標記過程的環(huán)境相關情況（另請參見方法和材料）。大粒徑微粉化材料對礦化速率有強烈的影響，其比用于紙張涂層（例如，用于可堆肥杯應用）的 25μm 薄膜高一個數量級。從 60% 礦化度開始，兩條曲線都過渡到線性階段，而不是達到平臺期。此行為可能由于：(1)聚合碳被快速吸收到生物質中，然后緩慢礦化；(2) 限速表面侵蝕過程，或 (3) 由于PLA 在初始階段快速水解，局部酸性 pH 值過渡性抑制代謝。在同一過程中，陰性對照 LDPE如預期那樣沒有發(fā)生降解（圖 1a，虛線）。

四個采樣點與生物降解過程的關鍵階段相關：開始時、第 1 周（約 6% 礦化）、第 10 周（50% 礦化）和最后 26 周（90% 礦化）。

在碎片提取方面，我們使用橄欖油對部分生物降解的聚氨酯進行非常溫和的工藝處理，但生物降解使聚合物的疏水性降低，而疏水性是提高提取效率的驅動力。在這里，我們結合超聲處理來解聚附著在其他堆肥顆粒上的塑料碎片，氧化以去除有機背景并保證被拉曼光譜正確識別，密度分離以去除Fenton殘留物和堆肥無機成分（圖S2）。之前研究已經表明，芳香族-脂肪族聚酯的粒度分布、表面紋理和表面化學沒有受到影響。在空白堆肥中，我們發(fā)現大部分堆肥碎片沒有特定的拉曼光譜（歸因于富含自體熒光木質素的顆粒、硅酸鹽和脂肪酸酯）以及聚丙烯、聚乙烯、聚四氟乙烯和聚苯乙烯的碎片（表S1）。超聲處理沒有顯著改變碎片的粒度分布（圖S3）。使用超聲處理進行解聚。檢驗酸性密度分離介質 ZnCl2的適用性：部分（1 周）堆肥聚合物在萃取后立即進行分析，然后在基于 ZnCl₂ 的萃取液中儲存 1 個月后重新進行分析，結果相同（圖 S4）。

為了建立破碎動力學，顆粒提取和μ-拉曼分析的結果按尺寸和化學成分進行分類(表S2?S5)，其中圖1b顯示了每個取樣時間段，每塊堆肥中被鑒定為芳香脂肪族聚酯的碎片的大小尺寸分布情況。在堆肥開始時，LDPE 和 ecovio 聚合物的碎片數量相當（每克堆肥近 10,000 個），然而 26 周后，ecovio 碎片數量減少了 3 個數量級，達到每克 3 ± 3 個（圖 1b，綠色柱狀顯示了重復樣品的尺寸分布，總計數為 5 個顆粒）。這一最終計數與每克 5 ± 5 的空白計數相比并不顯著（表S1）。結果與 90% 的塑料碳被生物礦化為 CO₂ （圖 1a）的結果一致，此外還顯示可檢測顆粒減少至空白水平。相比之下，LDPE 的數量僅減少了 7%，這對于重復分析的不確定性而言并不顯著。

μ-拉曼顯微鏡對聚合物類型具有較高的選擇性，并且具有比紅外顯微鏡更好的空間分辨率，但在這方面仍然受到限制。熒光顯微鏡通過尼羅紅染色提高空間分辨率并保留基本特異性。然而，尼羅紅可能會對天然存在的堆肥顆?；蚱渌⑺芰显斐扇旧?，從而增加顆粒計數。因此，我們用熒光染料（Lumogen Yellow）預先標記了相同的芳香族-脂肪族聚酯。Lumogen Yellow預標記和尼羅紅后標記的熒光疊加（圖S5a和1c），以及各自尺寸分布的極好匹配（圖5b)，顯示出足夠的特異性。通過熒光分析與μ-拉曼顯微鏡相比，熒光顯微鏡對破碎動力學的分析更清楚地揭示了碎片尺寸依賴性（圖 1d）：最大的碎片（125?2000μm）從一開始就單調衰減；75?125μm 的部分最初停滯不前，僅在 1 周后開始衰減；25?75μm 的部分從開始到 1 周增加了三倍，然后減少；最小可檢測到的3? 25μm部分，在10周內持續(xù)增加，然后下降。在 26 周時，所有部分都恢復到基線（圖 1d）。Accinelli 等人在土壤中也觀察到了從較大尺寸到較小尺寸的持續(xù)再分布，但沒有像這里一樣對降解的最后階段進行跟蹤。

在25?75μm顆粒范圍內，間歇性生成超過了較大顆粒的損耗，是由于它們的碎裂導致，而不僅僅是它們的縮小。然而，表面侵蝕引起的顆粒收縮可能足以解釋 3? 25μm 粒徑區(qū)的延遲生成和降解。熒光顯微鏡（圖1d）的總數高于μ-拉曼顯微鏡（圖1b），這是因為熒光顯微鏡的分辨率更高，對異種或同種團聚體中的顆粒的分割能力也更強。這些補充技術證實，所有可檢測尺寸的片段均進一步降解，并且沒有檢測到顆粒的積累。小碎片的有效降解，是由于酶降解率與較小碎片的較大比表面積成比例關系，正如對酶表面侵蝕的預測，并通過實驗證實。由于存在比例關系，在一定的尺寸和時間內，該尺寸的流出速率（通過侵蝕）應超過該尺寸的流入速率（通過較大尺寸的破碎），由此產生的尺寸分布應該向較小尺寸減少；應該會出現一個峰值。在我們的實驗中，觀察到了這個峰值，特別是在 25?75μm 的部分。納米塑料碎片的積累（低于1μm）與破碎和侵蝕聯合作用的模型不一致，但目前檢測限為3μm的實驗數據，不能排除其他機制產生的納米塑料。

酶裂解會導致聚合物鏈斷裂，這在摩爾質量分布中可以觀察到。該參數可以選擇性地針對粒子進行測量。我們發(fā)現，即使在 10 周后，當 50% 的原始聚合物碳轉化為 CO₂ 時，構成碎片的聚合物仍類似于原始摩爾質量分布（圖 2a）。相比之下，索氏提取堆肥中的顆粒和聚合物以其他形式存在（例如溶解、吸附、生物同化），顯示摩爾質量逐漸降低且呈多分散狀態(tài)（圖2c）。因此，我們確定解聚是縮短的且親水性更強的聚合物鏈從顆粒上脫離的驅動力，因為纏結力和范德華力減弱了。脫離的聚合物鏈可以被生物吸收并并轉化為生物質和 CO₂ 。我們還通過使用帶有折射率 (RI) 和紫外線 (UV) 檢測的 GPC 確定了化合物中不同聚合物的貢獻。所有聚合物的摩爾質量（GPC-RI，圖 2c）與芳香族脂肪族聚酯的摩爾質量（GPC-UV，圖 2d）之間的比較表明， PLA 的水解速度更快。這與剩余碎片的組成非常吻合，逐漸從原始的 ecovio 化合物轉向 PLA 含量較低的碎片（圖 2b）。這種轉變歸因于PLA在58°C的工業(yè)堆肥條件下，溫度引起的快速水解。值得注意的是，成分的轉變并不是“轉化”，因為同時所有聚酯碎片的顆粒數（圖1c）減少到空白水平。熒光顯微鏡不依賴于光譜庫的擬合，它提供了更多證據來反駁產生持久性微塑料的假設，因為所有聚合物碎片的數量都減少到了空白水平（圖 1d）。