可降解塑料在不同土壤填埋下熱性能變化及碳元素組成分析

張夢琳 李春霖， 聶 晶， 邵圣枝， 王 鈁， 張永志， 孔祥東 袁玉偉， ，

（1浙江理工大學材料科學與工程學院，浙江 杭州 310018；2浙江省農業(yè)科學院農產品質量安全與營養(yǎng)研究所，浙江 杭州 310021；3農業(yè)農村部農產品信息溯源重點實驗室，浙江 杭州 310021）

傳統(tǒng)塑料大規(guī)模使用造成了嚴重的環(huán)境問題，對生態(tài)和物種產生了負面影響［1-2］?？山到馑芰弦蛄己玫慕到庑阅芏蔀橐环N有效的傳統(tǒng)塑料替代品［3］。其中，應用較廣泛的可降解塑料包括聚乳酸（polylactic acid，PLA）、聚對苯二甲酸-己二酸丁二醇酯（poly butylene adipate-co-terephthalate，PBAT）以及二者的共混塑料（PBAT/PLA）［4］?？山到馑芰系纳锝到庑阅苁瞧湓谵r業(yè)中應用的關鍵。以往研究側重于評價可降解塑料在特定條件下的降解行為，如工業(yè)堆肥條件（50～60 ℃）、實驗室控溫控濕［5］。然而，在真實的土壤環(huán)境中，溫度通常不超過30 ℃。開展可降解塑料在自然環(huán)境中的生物降解性能和特征變化研究尤其重要。一些研究評估了PLA 及其復合材料在不同環(huán)境（海水、土壤）中的降解情況［6-8］，發(fā)現(xiàn)降解速率與材料的主要成分和土壤中的細菌群落密切相關。Griffin-LaHue等［9］跟蹤5 種商業(yè)地膜在野外條件下的降解情況，發(fā)現(xiàn)需要21 至58 個月才能達到90%的降解。另一項研究表明，由PBAT-淀粉混合物和PBAT-PLA 混合物制成的地膜暴露在土壤和堆肥環(huán)境中36 個月后質量損失了26%～83%［10］。

差示掃描量熱（differential scanning calorimetry，DSC）因具有易于校準、靈敏度高、所需樣品量少等優(yōu)點而被用于監(jiān)測和評價塑料的降解過程，主要被用于分析塑料在降解過程中的玻璃化轉變溫度（glass transition temperature，Tg）、冷結晶溫度（cold crystallization temperature，Tc）、熔融溫度（melting temperature，Tm）等特征變化［11-12］。Rudnik 等［11］通過模擬農業(yè)地膜的使用環(huán)境對PLA 進行降解，利用DSC 評估了PLA 的降解/崩解行為。Beltrán-Sanahuja 等［12］利用DSC 對不同環(huán)境下填埋的PLA 復合材料進行分析，結果表明，結晶指數(shù)、熔融焓可用于表征可降解塑料的早期降解跡象，并且在土壤等陸地環(huán)境中，塑料的降解率可能會因為環(huán)境條件的不同而顯著不同。

元素分析-穩(wěn)定同位素比率質譜儀（elemental analyzer-isotope ratio mass spectrometry，EA-IRMS）因準確度高、無污染而被廣泛用于農產品產地溯源［13］。近年來，也被用于識別塑料來源和類型［14-15］。而長時間暴露在環(huán)境中的塑料，其碳同位素特征會發(fā)生一定的變化［16-17］。Berto等［16］研究發(fā)現(xiàn)，暴露在海水或湖水中的“舊”塑料，其δ13C 值高于全新的塑料。Birch 等［17］通過模擬紫外光和熱的風化條件，研究了風化后塑料的δ13C 值變化，結果表明，對于紫外線更敏感的塑料，其δ13C值在紫外照射后增加更明顯。

DSC 和EA-IRMS 已被初步證明可用于監(jiān)測環(huán)境中塑料降解的特征變化，且DSC和EA-IRMS技術不需要復雜的光譜預處理，因此數(shù)據輸出更快，復雜度更低?；诖耍狙芯客ㄟ^在紅壤、小粉土和青粉泥中填埋可降解塑料薄膜（PLA、PBAT、PBAT/PLA）和傳統(tǒng)塑料薄膜［聚乙烯（polyethylene，PE）］，探究4種塑料在不同土壤類型下的降解性能及其熱性能（Tg、Tc、Tm）、碳元素組成（δ13C 和%C）特征變化。旨在評估DSC 和EAIRMS在監(jiān)測塑料降解行為中的適用性，為可降解塑料在環(huán)境中的降解行為研究提供新思路。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

選用可降解塑料聚乳酸（PLA）、聚對苯二甲酸-己二酸丁二醇酯（PBAT）及二者共混塑料（PBAT/PLA）以及不可降解塑料聚乙烯（PE）薄膜作為填埋對象。

選用浙江省典型土壤類型紅壤、潮土和水稻土進行土壤填埋試驗。其中，紅壤是一種酸性土壤，其粘土礦物以高嶺石為主，鹽基飽和度低［18］，取自衢州市農田；小粉土屬于灰潮土亞類潮土，由于長期種植水稻已基本脫鈣，土層深厚，質地為砂質壤土［18］，取自浙江省農業(yè)科學院實驗田；青粉泥屬于脫潛潴育型水稻土，起源于淺海、湖沼或河湖相沉積物，因此土層深厚，以粉砂質粘壤土和壤質粘土為主，顆粒勻細［18］，取自紹興市越城區(qū)馬山鎮(zhèn)。

選用直徑16 cm，高14 cm，土壤深度為12 cm 的加侖盆作為試驗單元。試驗地點位于浙江省農業(yè)科學院實驗區(qū)（120°42'N，28°0'E），屬亞熱帶季風氣候。試驗時間為2022 年6—12 月，為期6 個月。試驗期間月平均高溫29 ℃（最高37 ℃），月平均低溫20 ℃（最低12 ℃），月平均降水量為55.4 mm。試驗期間，試驗單元放置在遮蔽物下，避免陽光直射，防止土壤水分快速流失。

1.2 試驗設計和實施

1.2.1 試驗設計 每種土壤設置12個試驗單元（每種塑料3個平行試驗單元），共36個試驗單元。按照取樣時間15、30、45、60、90、120、150、180 d，在每個試驗單元中垂直填埋8 個塑料片（填埋深度約為3～4 cm），依次對應不同的取樣時間。試驗期間，每隔2～3 d 對試驗單元進行澆水，每次澆水至土壤最大持水量的45%～50%，保持水分充足。

1.2.2 樣品前處理 將4種塑料薄膜裁剪成5 cm×5 cm大小的方形（每種塑料樣品各72片），用去離子水清洗干凈后放置在35 ℃的烘箱中烘干至恒重，并記錄每片塑料的起始質量M0。塑料薄膜樣品做好標記后用玻璃纖維網格包裹，方便取樣，并以土壤-網-塑料-網-土壤的結構進行填埋。玻璃纖維網屬于鉑金纖維，使用壽命長，在土壤中長時間不發(fā)生降解，正方形網格邊長約為4～5 mm，使塑料與土壤可以充分接觸，并能較大程度收集降解后的塑料碎片。

將田間采回的土壤放置在陰涼干燥通風的室內，并在半干狀態(tài)下將大塊的土壤揉開。風干后揀出土壤中的枯枝落葉、蟲體以及石塊等。填埋試驗前對土壤的最大持水量、pH值以及電導率進行測定。

1.2.3 取樣及樣品處理 在規(guī)定取樣時間取出填埋后的塑料樣品，用去離子水將表面的土壤清洗干凈，放置在35 ℃烘箱中烘干至恒重，記錄填埋后塑料樣品的質量M1。將稱重后的塑料片剪切成大小均勻的片狀并標記分類，放置于干燥器中用于后續(xù)DSC 和EAIRMS分析。

1.3 測定項目與方法

1.3.1 土壤最大持水量的測定 取100 g風干后的土壤至底部有孔的容器中，將容器放在盛有水的燒杯中，直到土壤表面現(xiàn)水。取出裝有土壤的容器靜置，直至容器底部無重力水滴出。將容器中的土壤均勻混合，取一部分土壤至干凈的燒杯中，稱重，記為W0。將燒杯放入110 ℃的烘箱中烘干至恒重，稱重，記為W1。按下式計算土壤的最大持水量：

式中，W0為達到最大持水量時的土壤質量，W1為烘干后的土壤質量。結果如表1所示。

1.3.2 土壤pH 值的測定 取1.0 g通過2 mm 篩孔的風干土壤于50 mL 離心管中，加入5 mL 超純水，用玻璃棒劇烈攪拌1～2 min 后，靜置30 min。將pH 計浸入待測土壤的懸濁液中，輕輕晃動，等待讀數(shù)穩(wěn)定后，記錄土壤的pH值，結果如表1所示。

1.3.3 土壤電導率的測定 取1.0 g通過2 mm篩孔的風干土壤于50 mL 離心管中，加入5 mL 超純水，用玻璃棒劇烈攪拌1～2 min。將土壤懸濁液以5 000 r·min-1離心8 min 后，取上清液進行電導率測定。結果如表1所示。

1.3.4 失重率的測定 根據填埋前后塑料樣品的質量變化計算失重率，計算公式如下：

式中，M0為填埋前塑料樣品的質量；M1為填埋后塑料樣品的質量。失重率以三組平行試驗的平均值±標準偏差表示。

1.3.5 熱性能分析 稱取約5.0 mg 塑料碎片，使用DSC 200 F3 差示掃描量熱儀（NETZSCH GMBH 公司，德國）在N2氣氛中對塑料進行熱分析。從室溫開始升溫至180 ℃（PE、PBAT）、220 ℃（PLA、PBAT/PLA），待爐內溫度冷卻至30 ℃后再次升溫至180 ℃、220 ℃（升溫和降溫速率為10 ℃·min-1）。第一次升溫用于消除樣品歷史熱，第二次升溫的曲線作為分析對象。從升溫曲線中得到玻璃化轉變溫度（Tg）、冷結晶溫度（Tc）和熔融溫度（Tm）。由于高分子聚合物具有較寬的熔程，將冷結晶峰峰值作為冷結晶溫度，熔融峰峰值作為熔融溫度。

1.3.6 碳元素組成分析 稱取約2.0 mg 塑料碎片，用6×4 mm 錫舟包好后置于Vario Isotope cube 型元素分析儀（Elementar 公司，德國）樣品盤中，碳元素通過高溫燃燒后轉化為純凈的CO2，進入Isoprime 100 型穩(wěn)定同位素質譜儀（Elementar 公司，德國）測定碳元素組成（δ13C 和%C）。具體條件：元素分析儀氦氣吹掃流量為230 mL·min-1；氧化爐和還原爐溫度分別為1 150 和850 ℃，進入質譜儀載氣氦氣流量為100 mL·min-1。碳元素含量用%C表示；碳穩(wěn)定同位素比率結果以δ13C值（‰）表示，計算公式如下：

式中，δ為樣品的δ13C 值，R樣品為所測樣品中重同位素與輕同位素的豐度比，即13C/12C；R標準為國際標準樣品中重同位素與輕同位素的豐度比，即δ13C 以維也納美洲擬箭石為基準。

從國際原子能機構（International Atomic Energy Agency，IAEA，奧地利）購買參考材料：B2155（蛋白質，δ13C=-26.98‰）、IAEA-CH-6（蔗糖，δ13C=-10.45‰）和USGS64（甘氨酸，δ13C=-40.81‰），用于碳穩(wěn)定同位素三點校準。該測定計算方法下，δ13C的精度為±0.1‰。

1.4 數(shù)據統(tǒng)計方法

采用Proteus Analysis 和Origin 2021 軟件對DSC 曲線進行分析。采用SPSS 25 軟件進行填埋后塑料樣品的失重率平均值和標準偏差計算及碳穩(wěn)定同位素比率和碳元素含量單因素方差分析。

2 結果與分析

2.1 不同土壤填埋下塑料的失重變化

失重率是評價可降解塑料降解程度的一個重要指標。PE、PLA、PBAT、PBAT/PLA 薄膜在紅壤、小粉土、青粉泥試驗單元填埋后的失重率如圖1 所示，其填埋180 d后的外觀變化如圖2所示。PE在紅壤、小粉土和青粉泥中填埋180 d 后的失重率均為0.1%±0.1%，且外觀未發(fā)現(xiàn)明顯破損，基本沒有降解。

圖1 四種塑料在紅壤（A）、小粉土（B）和青粉泥（C）填埋下的失重變化Fig.1 Trends of weight of four kinds of plastics under red soil （A），small silt （B） and green silt （C）

PLA薄膜在紅壤、小粉土、青粉泥中填埋后的最大失重率分別為2.3%、4.7%、2.5%，發(fā)生了輕微的失重，其填埋180 d 后的外觀未發(fā)現(xiàn)破損。PBAT 薄膜在紅壤、小粉土、青粉泥中填埋的最大失重率分別為5.9%、4.0%、9.9%，降解程度較PLA更大，但外觀上仍未發(fā)現(xiàn)明顯破損。PBAT/PLA 在紅壤、小粉土、青粉泥中填埋15 d 后質量開始降低，填埋180 d 后的失重率分別為12.5%、33.1%、95.1%。在小粉土和青粉泥中填埋180 d后，PBAT/PLA 薄膜出現(xiàn)了嚴重破損，表明在土壤中發(fā)生了明顯的降解。由圖1 可知，可降解塑料薄膜在土壤中填埋30～45 d 后降解速率加快，填埋120 d 后降解速率變緩。塑料在環(huán)境中的降解性能不僅與自身的結構有關［19］，還受土壤類型、環(huán)境溫度等條件影響［20］。

2.2 不同土壤填埋下塑料熱性能變化

PE 薄膜在試驗單元中填埋后的DSC 曲線一致性較好，熔融峰未發(fā)生偏移，Tm為131 ℃。表明PE 薄膜在本試驗中未發(fā)生降解（圖3-A～C）。

PLA 在紅壤中填埋180 d 后，Tg和Tc朝高溫方向輕微偏移；在小粉土中Tg和Tc先朝高溫方向偏移，最終向低溫方向偏移；在青粉泥中Tg和Tc基本沒有變化。PLA 的Tm在填埋過程中未發(fā)生變化，均為166 ℃，表明PLA 降解為小分子的速率緩慢（圖3-D～F）。PBAT 薄膜在紅壤和青粉泥中填埋45～60 d 后，熔融峰出現(xiàn)了輕微的右移，Tm由原來的130 ℃升高至132 ℃。隨著填埋時間增加，PBAT 的熔融峰向低溫方向偏移，最終降低至129 ℃（圖3-G～I）。

PBAT/PLA 在土壤中填埋的DSC 曲線如圖3-J～L所示，其PBAT 熔融峰在三種土壤中填埋15 d 后，往高溫方向偏移，Tm由125 ℃升高至126 ℃，并且隨著填埋時間的延長，Tm不變，但熔融峰熔限變寬。PBAT/PLA在小粉土和青粉泥中的降解程度隨填埋時間的延長不斷增大，Tg和Tc先往高溫方向偏移，再往低溫方向偏移，并在填埋180 d 后，Tg在小粉土和青粉泥中均由61 ℃降低至58 ℃，Tc在小粉土中從113 ℃降低至107 ℃，在青粉泥中從113 ℃降低至104 ℃。表明PBAT/PLA 中PLA無定形區(qū)和結晶區(qū)均發(fā)生了降解。PBAT/PLA薄膜中的雙熔融峰由PLA 的兩種晶體結構（不完善α 型晶體和較完善α 型晶體）產生［21］。隨著降解程度增大，PLA 雙熔融峰向高溫方向偏移，代表不完善晶體的熔融峰不斷變小，隨后雙熔融峰消失，變?yōu)閱我蝗廴诜?，且峰值向低溫方向偏移?/p>

2.3 不同土壤填埋下塑料碳元素組成變化

PE 薄膜在試驗單元中填埋后的碳元素組成變化如表2所示。PE在紅壤、小粉土和青粉泥中填埋180 d后的δ13C 值和%C 未發(fā)生變化。PE 的δ13C 值僅在紅壤填埋30 d后顯著降低至-31.6‰（P＜0.05）。

表2 PE在不同土壤填埋下的δ13C值和%CTable 2 The δ13C value and %C of PE under different soil landfills

PLA薄膜在土壤中填埋后的碳元素組成變化如表3所示。PLA在紅壤中填埋60、120、150、180 d后，δ13C值從-14.2‰顯著增加到-13.9‰、-14.1‰、-14.0‰、-14.1‰（P＜0.05）；在紅壤中填埋90 d后，%C從49.7%顯著降低至49.1%（P＜0.05）。PLA 在小粉土、青粉泥中填埋180 d 后，δ13C 值增加到-14.1‰，%C 降低至49.6%，均無顯著差異（P＞0.05）。

表3 PLA在不同土壤填埋下的δ13C值和%CTable 3 The δ13C value and %C of PLA under different soil landfills

PBAT 薄膜在土壤中填埋后的碳元素組成變化如表4 所示。PBAT 在紅壤中填埋后的δ13C 值無統(tǒng)計學差異，%C 在填埋15、30 d 后分別從79.9%顯著降低至78.6%、78.5%（P＜0.05）。在小粉土中填埋30、90、120、150 d 后，PBAT 的δ13C 值顯著增加到-31.1‰。PBAT在青粉泥中填埋60、90、120 d 后，δ13C 值顯著增加到-30.1‰（P＜0.05），%C較填埋前無顯著差異（P＞0.05）。

表4 PBAT在不同土壤填埋下的δ13C值和%CTable 4 The δ13C value and %C of PBAT under different soil landfills

PBAT/PLA 薄膜在土壤填埋后的碳元素組成變化如表5 所示。PBAT/PLA 在紅壤中填埋180 d 后，δ13C未發(fā)生變化，%C 從初始的54.9%降低至54.7%，無顯著差異（P＞0.05）。在小粉土中填埋180 d后，PBAT/PLA的δ13C值從-24.1‰顯著增加到-23.9‰（P＜0.05），%C從54.9%降低到54.7%，無顯著差異（P＞0.05），此時PBAT/PLA 失重率為33.1%。由于PBAT/PLA 在青粉泥中出現(xiàn)了大程度的降解，其δ13C 值在填埋90 d 后顯著增加到-23.8‰（P＜0.05），%C 在填埋60 d 后顯著降低至53.0%（P＜0.05）。在青粉泥中填埋180 d 后，PBAT/PLA 的δ13C 值從-24.1‰顯著增加到-21.8‰（P＜0.05），%C 從54.9%顯著降低至40.5%（P＜0.05）。PBAT/PLA 薄膜在土壤填埋后的δ13C值和%C變化比另外幾種材料更為明顯。

表5 PBAT/PLA在不同土壤填埋下的δ13C值和%CTable 5 The δ13C value and %C of PBAT/PLA under different soil landfills

3 討論

可降解塑料在環(huán)境中的降解性能和特征變化對其應用研究具有重要意義。本研究對三種可降解塑料和傳統(tǒng)塑料在紅壤、小粉土、青粉泥中的降解性能和特征變化進行了監(jiān)測。研究發(fā)現(xiàn)，PBAT/PLA 在青粉泥中的降解性能最優(yōu)，可能與聚合物的分子結構以及環(huán)境因素有關。PE 具有長碳鏈結構［22］，本研究發(fā)現(xiàn)，PE 在土壤中填埋后退化非常有限，不受測試環(huán)境條件的影響，與前人研究結果類似［23］。究其原因，主要是由于PLA是長直鏈的聚酯分子，晶格結構排列比較緊密，通常在高溫（50～60 ℃）和高濕（相對濕度＞60%）條件下才會發(fā)生快速降解［24］。Slezak等［25］研究發(fā)現(xiàn)，兩種PLA樣品在田間土壤降解一年后的質量損失均在0.6%以下。PBAT 是一種芳香族聚酯，其中聚對苯二甲酸丁二酯（polybutylene terephthalate，PBT）的存在一定程度上提高了大分子的穩(wěn)定性，從而降低了降解速度［26］。Ludwiczak 等［27］研究發(fā)現(xiàn)，PBAT 與PLA 在溶解度上的差異使得PBAT/PLA 相容性較差，產生嚴重的相分離，這使得水分子的進攻較容易，降解速度比PLA、PBAT這樣的單一相材料更快。土壤類型對微生物的種類和豐度有較大影響。土壤顆粒越細，土壤中的微生物群落結構越復雜，多樣性越高［28］；土壤pH 接近中性，更適宜微生物的生存［29］。紅壤屬于黏質壤土，顆粒較細，但pH值較低（4.54）；青粉泥屬于粉砂質粘壤土，且pH（6.48）更偏向中性，這可能導致該土壤中存在更多適用于降解塑料的微生物。

通過監(jiān)測不同降解時間可降解塑料的DSC 曲線可知，塑料的玻璃化轉變溫度（Tg）、冷結晶溫度（Tc）和熔融溫度（Tm）在降解過程中出現(xiàn)了先向高溫方向偏移，再向低溫方向偏移的趨勢。這可能是由于PLA 和PBAT 是半結晶聚合物，包含無定形區(qū)和結晶區(qū)，而結構疏松的無定形區(qū)更容易受到微生物和水分子攻擊［30］；在降解初期，PLA 晶體的增加降低了PLA 結構的自由能和自由體積，分子鏈的運動受到限制，導致Tg和Tc略有升高［31］；隨著無定形區(qū)不斷降解，聚合物Tg降低，當結晶區(qū)受到攻擊時，結晶溫度Tc降低［32］。Rudnik 等［33］有關不同PLA 土壤環(huán)境降解的DSC 研究中觀察到了類似結果。張敏等［32］研究發(fā)現(xiàn)，在降解初期，PBAT中的己二酸丁二醇酯（butanediol adipate，BA）單元優(yōu)先被侵蝕和裂解，BA通過取代對苯二甲酸丁二醇酯（polybutylece terephthalate，BT）苯環(huán)上的芳香族基團使Tm升高。隨著PBAT 結晶區(qū)降解程度增大，晶體結構趨于無序，導致Tm下降［34］。這與本研究PBAT的Tm變化趨勢一致。Tg、Tc、Tm特征在降解過程中的偏移在一定程度上表征了大分子結構中無定形區(qū)和結晶區(qū)的降解行為。

目前，關于塑料在降解過程中碳元素組成變化研究甚少，開展可降解塑料土埋試驗是利用穩(wěn)定同位素技術監(jiān)測塑料降解行為的有效手段。Berto 等［16］研究發(fā)現(xiàn)，暴露在瀉湖環(huán)境中兩個月后，塑料樣品的δ13C值有增加的趨勢，但未對%C 變化進行研究。本試驗探究了PLA、PBAT、PBAT/PLA 在降解過程中碳元素組成變化，發(fā)現(xiàn)降解程度越大，其δ13C 值升高趨勢和%C 降低趨勢越明顯。其中，PBAT/PLA 薄膜在青粉泥中填埋后的δ13C 值和%C 變化最為明顯，其降解程度也最大。生物體在生命活動過程中的穩(wěn)定同位素分餾受氣候、地形、土壤等自然條件和自身代謝的影響［35］。O’Leary 等［36］研究發(fā)現(xiàn)，在植物自養(yǎng)固定CO2過程中，微生物循環(huán)更傾向利用較輕的同位素（12C）。當塑料在土壤中填埋時，微生物會在其表面生長繁殖，分泌出能使酯鍵斷裂的脂肪酶，使聚合物降解為中間體或小分子［37］。這些小分子被作為碳源在微生物體內代謝利用，最終生成CO2、H2O 以及其他生物質［38］。δ13C 值和%C 即使無法評估碳元素變化與塑料降解時間的關系，但也在一定程度上表明了塑料的降解行為，對該變化的普遍性和機理還需進行深入挖掘。

4 結論

四種塑料（PE、PLA、PBAT、PBAT/PLA）中，PBAT/PLA在青粉泥中的降解性能最好。隨著降解程度的不斷增大，塑料的Tg、Tc以及Tm最終向低溫方向偏移，δ13C值有升高的趨勢，%C 有降低的趨勢。PBAT/PLA 在青粉泥中填埋180 d 后，其失重率達95.1%，Tg從初始的61 ℃降至58 ℃，Tc從初始的113 ℃降至104 ℃，δ13C 值從初始的-24.1‰ 增加到-21.8‰，%C 從初始的54.9%降低至40.5%。DSC 和EA-IRMS 在塑料降解行為監(jiān)測中具有重要應用潛力，其中玻璃化轉變溫度、冷結晶溫度、熔融溫度、δ13C 值和%C 或可作為降解行為分析的定性指標，但需在真實環(huán)境中進一步驗證。