王格俠， 黃 丹， 張 維， 季君暉

（中國科學(xué)院理化技術(shù)研究所工程塑料國家工程研究中心，北京 100190）

目前海洋塑料污染已引發(fā)全球范圍的廣泛關(guān)注。據(jù)統(tǒng)計，全球每年約1 000 萬噸塑料垃圾通過各種方式進入海洋。我國作為全球第一的塑料生產(chǎn)和消費大國，海洋塑料垃圾排放量居全球首位，2010 年全球入海塑料垃圾800～1 200 萬噸，其中中國超過500 萬噸[1-4]。大量且廣泛分布的塑料垃圾使整個海洋生態(tài)環(huán)境正遭受著無法逆轉(zhuǎn)的巨大威脅，人類迫切需要采取補救措施有效對抗海洋中的塑料污染[2,5-8]。長遠(yuǎn)來看，從材料本身出發(fā)，發(fā)展海水中能自行降解的塑料，才是解決該問題最根本有效的方法。

從材料選擇來看，全生物降解的脂肪族聚酯一直以來都備受期待。相對于烯烴類、酰胺類高分子材料，它們不僅具有優(yōu)異的熱性能、力學(xué)性能和加工性能，其酯鍵更容易受水、氧、微生物作用發(fā)生分子鏈斷裂，在堆肥或者土壤中放置數(shù)個月就能夠發(fā)生微生物酶促降解，徹底分解為CO2和水[9-13]。聚酯生物降解的本質(zhì)是聚酯在微生物分泌酶作用下發(fā)生的酶促水解反應(yīng)，該過程不僅與材料的鏈段結(jié)構(gòu)、分子量、結(jié)晶性等自身性質(zhì)有關(guān)，還取決于環(huán)境中微生物、環(huán)境溫度、pH 等外在因素[14-16]。特別是微生物對聚酯底物的作用具有特異性，其種類和數(shù)量對聚酯生物降解過程的影響至關(guān)重要。與土壤和堆肥環(huán)境相比，海洋環(huán)境以低溫、高鹽、高壓、流動和稀營養(yǎng)為特征。海水表面年平均水溫約為17.4 ℃；海水中微生物種類多，分布廣，近海區(qū)微生物密度略大，每毫升細(xì)菌菌落數(shù)可達102～106個，而深海中每毫升有時甚至分離不出一個細(xì)菌菌落。這些微生物長期適應(yīng)復(fù)雜的海洋環(huán)境而生存，有獨特的嗜鹽、嗜壓、嗜冷、低營養(yǎng)性[17-19]。相比之下，堆肥過程通常在較高溫度（48～65 ℃）下進行，微生物量常常達到每毫升109個，聚酯在海水中的降解性能與土壤或堆肥環(huán)境中不同。

研究生物降解塑料在自然海水中的降解性能和影響因素對解決海水中塑料污染問題具有重要指導(dǎo)意義。Tsuji[20]對比聚乳酸（PLA）薄膜在天然海水和實驗室靜態(tài)海水中的降解性能，在實驗室靜態(tài)海水中放置70 d后PLA 薄膜的分子量、質(zhì)量均沒有發(fā)生明顯變化，拉伸強度和楊氏模量甚至因為水中的增塑過程稍有增加。Kasuya 等[21]報道了0.1 mm 的聚丁二酸丁二醇酯（PBS）薄膜在實驗室取自海灣和大洋的自然海水中放置28 d的失重均不超過2%。已有研究結(jié)果顯示[22-27]，在堆肥或土壤中具有良好生物降解性能的聚酯材料在海洋中可能降解緩慢，甚至不降解。但是由于樣品形態(tài)（薄膜、纖維、樣條）及實驗周期、實驗水域等環(huán)境因素的差異，相同聚酯品種在不同環(huán)境中的降解性能常呈現(xiàn)明顯差異。現(xiàn)有文獻中有關(guān)PLA、聚己內(nèi)酯（PCL）在海水中降解性能的研究較多，但對聚（對苯二甲酸丁二醇酯-co-乙二酸丁二醇酯）（PBAT）、PBS 在海水中降解性能研究較少；不同樹脂之間降解性能缺乏橫向?qū)Ρ龋y以綜合評價。

本課題組以2 mm 厚度商品化脂肪族聚酯PLA、PBS、PBAT、PCL 樣條為研究對象，通過失重、分子量、力學(xué)性能等變化對比了364 d 內(nèi)4 種典型生物降解聚酯在天然海水中的降解性能，并進一步通過材料在蒸餾水、靜態(tài)河水、自制海水等具有不同微生物和鹽度的水體中降解性能的對比，考察了環(huán)境中影響聚酯降解性能的關(guān)鍵因素。

1 實驗部分

1.1 原料和試劑

PBAT:山西金暉兆隆科技有限公司；PLA:Natural works 公司；PCL:美國蘇威公司；PBS:實驗室自制；NaCl、MgCl2、CaCl2、KCl、Na2SO4、NaHCO3、NaBr:北京化工廠?？咕鷦┛ㄋ桑?-甲基-4-異噻唑啉-3-酮（MI）和2-甲基-5-氯-4-異噻唑啉-3-酮（CMI）及無機鹽穩(wěn)定劑的混合物，通常n（CMI）∶n（MI）=3∶1）:北京化工廠。

1.2 實驗步驟

樣條制備:將聚酯原料在真空烘箱中于45～80 ℃干燥48 h 后，在注塑機上按照GB/T1040-92 加工為標(biāo)準(zhǔn)拉伸樣條，樣條有效長度（G0）為（25±1） mm，寬度（b）為（6.0±0.4） mm，厚度（d）為（2.0±0.2） mm。

降解實驗:將每根樣條分別進行編號，稱重后置于不同水體中（表1）。將不同水體分別盛放于玻璃水缸中，以刻度線記下水面高度，實驗過程中由于水體的不斷蒸發(fā)，采用補加蒸餾水的方法維持水面的高度，為保持水體的鹽度，水樣每14 d 更換一次。定期取樣、清洗、烘干。為了簡化工作，本文只關(guān)注同一環(huán)境下不同樣條降解性能以及同一樣條在不同水體環(huán)境中性能的橫向?qū)Ρ?，對于同一水體中具體環(huán)境因素自身變化引起的材料降解速率變化不做細(xì)究。

表1 實驗用不同水體條件Table 1 Conditions of various experimental water bodies

水體條件:不同水體條件如表1 所示，天然海水（W1）是中國渤海灣沿海處的自然海水；靜態(tài)海水（W2）是將中國渤海灣自然海水運至實驗室；靜態(tài)河水（W3）是將北京市清河河水運至實驗室；除菌蒸餾水（W4）為蒸餾水中加入水體質(zhì)量5‰的卡松抗菌劑配制；除菌海水（W5）是將天然海水運至實驗室后，再向其中加入水體質(zhì)量5‰的卡松抗菌劑；自制海水（W6）是實驗室自制的無菌高鹽度水體，其配制方法為:在20 L 蒸餾水中加入483.38 g NaCl、103.94 g MgCl2、22.76 g CaCl2、14.91 g KCl、81.04 g Na2SO4、4.19 g NaHCO3、1.67 g NaBr，再加入水體質(zhì)量5‰的卡松抗菌劑；鹽度、pH 均為水體實際測試值，根據(jù)取水處環(huán)境和季節(jié)變化在一定范圍內(nèi)浮動。溫度和光照在天然海水中隨自然環(huán)境而變化，其余水體中均為室內(nèi)環(huán)境。除天然海水中由于潮汐、海浪等因素帶來的機械力外，其余幾種水體均為實驗室靜態(tài)環(huán)境。

1.3 測試與表征

用可手持pH 計和鹽度計分別監(jiān)測水體中pH 和鹽度；采用平板計數(shù)法測試水體中菌類數(shù)量；用HIT ACHI S-4300 掃描電鏡觀察樣條表面和內(nèi)部形態(tài)變化，制樣時斷面采用液氮快速冷凍斷裂；用失重法研究樣條降解過程的失重變化；用Waters1515 凝膠滲透色譜儀對樣條分子量變化進行分析；用INSTRON-5699 萬能材料試驗機對樣條的拉伸強度和斷裂伸長率進行監(jiān)測。失重、分子量、力學(xué)性能測試時每次選取3 個樣條，測試結(jié)果取平均值。

2 結(jié)果與討論

2.1 降解實驗條件

實驗過程涉及6 種水體，其溫度、光照、含氧量等環(huán)境因素默認(rèn)相同，而鹽度、pH 各不相同。除菌蒸餾水和靜態(tài)河水中鹽度可忽略不計，pH 中性；天然海水的鹽度隨時間變化維持在26‰～28‰；自制海水中鹽度最高達到30‰，高離子強度的海水可近似為一種偏堿性的緩沖溶液。天然海水、靜態(tài)河水、靜態(tài)海水為3 種含菌水體；除菌蒸餾水、除菌海水、自制海水為3 種除菌水體。

采用平板計數(shù)法以364 d 后的降解水體為樣本，以平板計數(shù)瓊脂（PCA）和馬鈴薯葡萄糖瓊脂（PDA）培養(yǎng)基分別進行細(xì)菌和真菌培養(yǎng)，72 h 后計數(shù)得到3 種含菌水體中菌落數(shù)（C）如表2 所示，3 種水體中均是細(xì)菌量占多數(shù)，而真菌量很少。特別是在靜態(tài)海水中真菌數(shù)小于1 CPU/mL。含菌最多的為自然海水，細(xì)菌數(shù)為589 CPU/mL，其次是靜態(tài)河水，細(xì)菌數(shù)為410 CPU/mL，靜態(tài)海水中的細(xì)菌數(shù)相對自然海水中的細(xì)菌數(shù)明顯降低，僅為89 CPU/mL。需要指出的是平板計數(shù)給出的是水體中總微生物的數(shù)量，而并非某種聚酯的特異性降解菌種的數(shù)量。

表2 3 種含菌水體中的菌落數(shù)量Table 2 Microbial counts of the three microbe-containing water bodies

2.2 降解失重率

4 種聚酯樣條在不同水體中的降解失重率如圖1 所示。堆肥中能快速降解的聚酯在不同水體中降解失重明顯降低，除了PCL 在含菌水體中有明顯失重外，其他聚酯在6 種實驗水體中均沒有明顯失重。

靜態(tài)海水和靜態(tài)河水中，失重最快的PCL 在364 d 后失重率分別為12%和14%，而PBAT、PBS、PLA 的失重率均小于3%。

天然海水中，由于海浪等機械力及菌落數(shù)增加，PCL 降解速率有所增加，364 d 后失重率達到32%，但是PBAT、PBS、PLA 的降解速率依舊很低，失重率均小于2%。

除菌的3 種水體中，336 d 前4 種樣條的失重率都小于2%。364 d 左右，PCL 和PBS 在含鹽的除菌海水及自制海水中才稍許失重。

上述結(jié)果表明，聚酯在水中的生物降解性能一方面與聚酯自身結(jié)構(gòu)有關(guān)，另一方面強烈依賴于環(huán)境的變化。同一降解環(huán)境中，PCL 相對于其他聚酯降解更明顯，很大程度上取決于能夠降解PCL 的微生物在自然水體中廣泛存在，而水體中能夠降解PBAT、PLA、PBS 的微生物相對很少[28]。

此外，無菌水體中聚酯降解失重率相對含菌水體顯著降低，相對除菌蒸餾水，PCL 在除菌海水中的降解失重更明顯，說明海水中無機鹽可能對聚酯非酶促水解過程有一定促進作用。

圖1 PLA、PBAT、PBS、PCL 在不同水體中的降解失重Fig.1 Mass loss over time of PLA, PBAT, PBS and PCL in different water bodies

2.3 分子量變化

4 種聚酯降解前后的數(shù)均分子量（Mn）及分子量分布（PDI）如表3 所示。PLA 在6 種水體中降解前后的分子量只有小幅度降低，這一結(jié)果與失重變化相一致，除菌水體中PLA 分子量降低似乎更明顯。PCL 在含菌水體中有明顯失重，但其分子量在降解前后并沒有明顯變化，參考文獻[20, 28]報道，含菌水體中PCL 的降解為典型的表面腐蝕機制，隨著降解的進行，降解產(chǎn)物逐層剝落，材料尺寸減小，但剩余材料數(shù)均分子量始終維持在70×103以上，和初始值相比基本不變。這說明雖然此時PCL 的本體降解過程也可能存在，但是速率非常緩慢。除菌水體中，PCL 分子量明顯降低，特別是高鹽度自制海水中，數(shù)均分子量由77.79×103降低到7.35×103，分子量分布變寬，說明此時降解呈本體降解機制，隨著鹽度增大，PCL 分子量變化趨勢更明顯，與失重結(jié)果相對應(yīng)，進一步說明無機鹽對降解有一定促進作用。PBS 和PBAT 在6 種水體中降解前后的分子量都有明顯降低，分子量分布變窄。

整體來看，除菌水體中分子量降低趨勢更明顯，特別是高鹽度自制海水中PBAT 數(shù)均分子量由初始的46.67×103降低為12.34×103，而PBS 數(shù)均分子量由初始的41.56×103降低為6.24×103。微小的失重變化與明顯降低的分子量，說明PBS 和PBAT 在水體中降解屬于本體降解機制[29]。與PCL 不同的是，它們在含菌水體中的分子量變化沒有除菌水體中的明顯，說明幾種含菌水體中的菌類不僅對降解過程沒有促進作用，而且很可能因為樣條表面的菌膜阻止了水分子進入樣條內(nèi)部，使得降解速率相對于無菌水體中的更低。

表3 PLA，PBAT，PBS，PCL 在不同水體中364 d 后的分子量Table 3 Molecular weights of PLA, PBAT, PBS and PCL following immersion in different water bodies for 364 d

2.4 力學(xué)性能

圖2 為4 種樣條降解過程中拉伸強度和斷裂伸長率的變化曲線。PLA 的拉伸強度和斷裂伸長率在降解過程中沒有明顯改變，結(jié)合失重率和分子量測試結(jié)果說明樣條微弱的分子量變化并沒有改變材料的力學(xué)性能。PBS 和PBAT 在6 種水體中的拉伸強度和斷裂伸長率均隨著樣條在水中時間的延長而緩慢下降，PBS 的斷裂伸長率在56 d 左右已經(jīng)完全喪失；PBAT 的斷裂伸長率在364 d 左右的自制海水和除菌海水中完全喪失。PCL 力學(xué)性能的變化呈現(xiàn)兩種趨勢，在含菌水體中，因表面腐蝕的降解機制，材料從表面降解而內(nèi)部沒有明顯變化，所以測試樣條力學(xué)性能維持不變，且降解初期因水分子的進入呈現(xiàn)一定增塑現(xiàn)象[20,28,29]；在除菌水體中，PCL 因本體降解內(nèi)部分子量明顯降低，力學(xué)性能隨降解時間延長變化明顯；自制海水中56 d 左右完全喪失力學(xué)性能。

2.5 微觀形貌

PLA、PBAT、PBS、PCL 在6 種不同水體中降解364 d 后，其表面和斷面SEM 圖片如圖3 所示。PLA 降解后表面和斷面沒有明顯變化，與失重和分子量變化分析結(jié)果一致，說明6 種水體中PLA 基本不降解。PBAT 和PBS 在3 種含菌水體中其表面呈幾微米到幾百微米深淺不一的微生物降解孔洞，斷面沒有明顯變化，說明這兩種聚酯在含菌水體中表面均發(fā)生了生物降解過程，但是菌類數(shù)量較少不足以快速和大范圍對聚酯降解。除菌水體中，PBAT 和PBS 在微米尺度內(nèi)，其表面和斷面沒有觀察到明顯的水解孔隙。根據(jù)其失重和分子量變化，推測無菌水體中樣條微觀結(jié)構(gòu)在降解過程沒有發(fā)生明顯變化，盡管材料有明顯的分子量降低，但是本體降解機制下低分子量的降解產(chǎn)物無法從樣條內(nèi)部擴散出來，導(dǎo)致失重變化不明顯。PCL 在含菌水體中降解后表面也呈現(xiàn)明顯的降解孔洞，但是樣條內(nèi)部斷面平整，是典型的表面腐蝕降解機制作用結(jié)果[20,28,29]；在除菌水體中，PCL 表面和斷面呈現(xiàn)明顯的水解裂縫，說明此時PCL 發(fā)生了明顯的非酶促水解過程。

圖2 PLA、PBAT、PBS、PCL 在不同水體中的拉伸強度和斷裂伸長率隨時間的變化Fig.2 Tensile strengths（a） and elongation at break（b） of PLA, PBAT, PBS and PCL in different water bodies

3 結(jié) 論

（1）3 種含菌水體中均含有PBAT、PBS、PCL 的降解菌種，但是菌類數(shù)量較少不足以快速和大范圍對聚酯降解，降解速率相對土壤和堆肥中大幅度降低；無菌水體中聚酯發(fā)生非酶促水解過程，水解速率與水體中鹽度和pH 相關(guān)，無機鹽對降解過程有一定促進作用。

（2）PLA 在天然海水中364 d 內(nèi)幾乎不降解，分子量、失重、力學(xué)性能等均沒有明顯的變化。降解最快的PCL 在海水中呈現(xiàn)表面腐蝕機制，364 d 后失重率為32%，隨著降解進行，材料尺寸逐漸減小但是分子量和力學(xué)性能保持不變。PBS 和PBAT 降解速率緩慢，雖然分子量和力學(xué)性能有明顯下降，但是并沒有呈現(xiàn)明顯失重。

圖3 PLA、PBAT、PBS、PCL 在不同水體中降解364 d 后的SEM 圖片F(xiàn)ig.3 SEM images of PLA, PBAT, PBS and PCL following immersion in different water bodies for 364 d