De omgivande faktorer som framförallt är relevanta att diskutera i denna studie är nedbrytning orsakad av ljus i form av UV-åldring, kemisk nedbrytning i form av hydrolys samt biologisk nedbrytning vid närvaro av mikroorganismer i sjövatten och havsvatten. Som redan nämnts gick det gick inte att se något mönster utifrån UV-åldringens effekt. Även effekten av mikroorganismernas aktivitet är svårt att dra några slutsatser om. Noterbart är att pH sjönk för samtliga material i sjövatten. Här skulle kunna diskuteras ett samband mellan mikroorganismernas aktivitet, d.v.s. förhöjda halter av CO2 vid bristfällig lufttillförsel till reaktorflaskorna. Dock visade cellulosaacetat en pH-sänkning även i kranvatten. Förklaringen till pH-sänkningen för cellulosaacetat är därmed sannolikt främst orsakad av kemisk nedbrytning i form av hydrolys med ättiksyra i mediet, vilket förklaras i teoridelen. Beträffande PBAT var pH-sänkningen knappt märkbar i havsvatten och kranvatten, men desto större i sjövatten. Detta skulle kunna indikera en kombination av mikroorganismernas aktivitet och hydrolys; med ökning av karboxylsyra vid nedbrytningen. Även för LDPE och papper sjönk pH i sjövatten. I havsvatten gick pH-sänkningen långsammare för cellulosaacetat, i jämförelse med övriga medier.
Att även pH-sänkningen för PBAT nästan helt uteblev indikerar att något i havsvattnet verkade buffrande, sannolikt något i salterna. Detta hade även en inverkan på LDPE’s pH som höjdes något i havsvattnet. Beträffande resultaten från vägningen är det noterbart att papperets
28
vikt ökade. Detta skulle kunna vara en effekt av påväxt på pappret men kan även ha orsakats av att något ämne/salt bundit till pappret. I övrigt gick det inte att notera några skillnader som kan relateras till de olika medierna och man kan anta att det i sammanhanget varit den kemiska nedbrytningen i form av hydrolys som haft störst påverkan på nedbrytningen.
Tidsaspekt
Baserat på studiens resultat kan man anta att nedbrytningen är i ett tidigt skede eller inte ens påbörjats för LDPE och papper. De analysmetoder som gett mest resultat så här tidigt i nedbrytningsprocessen är pH-mätning och vägning samt dragprov. Dragprovets olika resultat kan lämpa sig bättre/sämre att analysera tidigt i nedbrytningsprocessen; töjning visade sig ge störst utslag tidigt för PBAT medan dragspänning visade större förändring för cellulosaacetat. Eftersom både FTIR och DSC gav mycket knappa resultat är dessa metoder att rekommendera senare i nedbrytningsprocessen. Resultatet från studien antyder att försökstiden var för kort för att de molekylära förändringar som hunnit ske skulle ge något utslag vid mätningar med DSC och FTIR.
6 SLUTSATS
Studien visar att cellulosaacetat brutits ned mest under perioden, därefter PBAT. LDPE har som förväntat inte brutits ned nämnvärt och inte heller resultaten för papper visar någon tendens på nedbrytning. Den metod som bäst indikerar en skillnad i nedbrytning är vägningen. Förutom för pappret. Den eventuella skillnad som medierna skulle utgöra för nedbrytningen är svår att utläsa baserat på genomförda analyser. För att bättre förstå detta och då framförallt mikroorganismernas roll i nedbrytning skulle t.ex. BOD vara en lämplig metod att inkludera. Ingen av analysmetoderna besvarar frågan om bildandet av mikropartiklar. Här skulle kaskadfiltrering kunna utgöra ett lämpligt komplement.
Resultatet indikerar även att analysmetoderna är olika lämpliga för olika material samt i olika skede av nedbrytningsprocessen. FTIR och DSC är sannolikt lämpligare analysmetoder i de fall där nedbrytningen pågått en längre tid. Beträffande dragprov verkar resultaten i form av dragspänning och töjning indikera nedbrytning olika tidigt i olika material.
Hänsyn behöver tas till materialets beskaffenhet och i vissa fall är det en lämplig metod även tidigt i nedbrytningsprocessen. De analysmetoder som därmed visat sig lämpligast tidigt i nedbrytningsprocessen är pH-mätning och vägning samt dragprov.
29
Mätning av pH och vikt tillför värdefull information för samtliga material och är enkelt att genomföra. Dock var resultatet svårtolkat för pappret. Slutsatsen är att det inte går att finna ett harmoniserat och standardiserat tillvägagångsätt vid mätning av nedbrytning i de båda första faserna. Det är sannolikt mer effektivt och givande att kombinera analysmetoder från fall till fall baserat på polymerstruktur, omgivande faktorer samt var i nedbrytningsprocessen man befinner sig.
Rekommenderat inför framtida studier vore att utföra analysen på en större provstorlek. En större provstorlek skulle kunna tillföra mer värdefull information till studien istället för en jämförelse med ett material (här LDPE) som sedan innan är känt för att vara icke nedbrytbart. För att kunna bedöma fullständig nedbrytning i den sista fasen skulle bildandet av CO2
behöva mätas. Detta är det unika beviset för att en polymer konsumerats av mikroorganismer (Lucas et al. 2008) under förutsättning att polymeren är den enda kolkällan i mediet. Det vore därtill intressant att ytterligare undersöka möjliga samband mellan de olika analysmetoderna för att t.ex. förstå vid vilken viktminskning FTIR börjar ge utslag. Därtill skulle fördelarna med att addera DSC som komplement behöva analyseras ytterligare. För att få en mer heltäckande bild av analysmetodernas lämplighet vore det även intressant att inkludera aspekter så som kostnad, svårighetsgrad och tidsåtgång.
30
REFERENSER
Albertsson, A.-C., Edlund, U. & Odelius, K. (2012). Polymerteknologi - Markomolekylär
design.
Andrady, A.L. (2017). The plastic in microplastics: A review. Marine Pollution Bulletin, 119, 12-22.
Bastioli, C., Magistrali, P. & Garcia, S.G. (2014). Starch. In: KABASCI, S. (ed.) Bio-based plastics: materials and applications. John Wiley & Sons Inc.
Bernin, D. (2017). Cellulosa kan ge nya mera miljövänliga material.Göteborgs Universitet.
https://science.gu.se/aktuellt/nyheter/Nyheter+Detalj/cellulosa-kan-ge-nya-mera-miljovanliga-material-.cid1420105 [2020.05.25]
Briassoulis, D., Pikasi, A. Papardaki, N.G. & Mistriotis, A. (2020). Aerobic biodegradation of bio-based plastics in the seawater/sediment interface (sublittoral) marine environment of the coastal zone – Test method under controlled laboratory conditions. Science of the Total
Environment, 722, 1-12.
Capitain, C., Ross-Jones, J., Mohring, S. & Tippkotter, N. (2020). Differential scanning calorimetry for quantification of polymer biodegradability in compost. International
Biodeterioration & Biodegradation, 149.
Chinaglia, S., Tosin, M. & Degli-Innocenti, F. (2018). Biodegradation rate of biodegradable plastics at molecular level. Polymer Degradation and Stability, 147, 237-244.
Deng, Y.X., Yu, C.Y., Wongwiwattana, P. & Thomas, N.L. (2018). Optimising Ductility of Poly(Lactic Acid)/Poly(Butylene Adipate-co-Terephthalate) Blends Through Co-continuous Phase Morphology. Journal of Polymers and the Environment, 26, 3802-3816.
Karlsson, T.M. (2019). Sources and fate of plastic particles in Northern European coastal waters. PhD, University of Gothenburg.
Kijchavengkul, T., Auras, R., Rubino, M., Selke, S., Ngouajio, M. & Fernandez, R.T. (2010). Biodegradation and hydrolysis rate of aliphatic aromatic polyester. Polymer Degradation and
Stability, 95, 2641-2647
Kister, G., Cassanas, G., Bergounhon, M., Hoarau, D. & Vert, M. (2000). Structural characterization and hydrolytic degradation of solid copolymers of D, L -lactide-co-Ɛ-caprolactone by Raman spectroscopy. Polymer, 41, 925-932.
Leja, K. & Lewandowicz, G. (2010). Polymer Biodegradation and Biodegradable Polymers - a Review. Polish Journal of Environmental Studies, 19, 255-266.
Lucas, N., Bienaime, C., Belloy, C., Queneudec, M., Silvestre, F. & Nava-Saucedo, J.E. (2008). Polymer biodegradation: Mechanisms and estimation techniques. Chemosphere, 73, 429-442.
Luo, H.W., Zhao, Y.Y., Li, Y., Xiang, Y.H., He, D.Q. & Pan, X.L. (2020). Aging of
microplastics affects their surface properties, thermal decomposition, additives leaching and interactions in simulated fluids. Science of the Total Environment, 714.
31
Muthuraj, R., Misra, M. & Mohanty, A.K. (2015). Hydrolytic degradation of biodegradable polyesters under simulated environmental conditions. Journal of applied polymer science. Nakayama, A., Yamano, N. & Kawasaki, N. (2019). Biodegradation in seawater of aliphatic polyesters. Polymer Degradation and Stability, 166, 290-299.
Naturvårdsverket (2017). Redovisning av regeringsuppdrag om källor till mikroplaster och förslag på åtgärder för minskade utsläpp i Sverige. Stockholm: Naturvårdsverket.
https://www.naturvardsverket.se/Documents/publikationer6400/978-91-620-6772-4.pdf?pid=20662
Naturvårdsverket (2019). Utlysning av forskningsmedel för mikroplaster.
https://www.naturvardsverket.se/Stod-i-miljoarbetet/For-forskare-och- granskare/Miljoforskningsanslaget/Stangda-utlysningar/Utlysning-av-forskningsmedel-for-Mikroplaster/ [2020.04.09]
Proikakis, C.S., Mamouzelous, N.J., Tarantili, P.A. & Andreapoulos, A.G. (2006). Swelling and hydrolytic degradation of poly(D, L-lactic acid) in aqueous solution. Polym. Degrad. Stab. 91 (3), 614-619.
Regeringskansliet (2015). Handlingsplan Agenda 2020.
https://www.regeringen.se/regeringens-politik/globala-malen-och-agenda-2030/hav-och-marina-resurser/ [2020.04.20]
Rouillon, C., Bussiere, P.O., Desnoux, E., Collin, S. & Vial, C. (2016). Is carbonyl index a quantitative probe to monitor polypropylene photodegradation? Polym. Degrad. Stab. 128, 200-208.
Shahabaldin, R., Junboum, P., Mohd, F.M.D., Shazwin, M.T., Amirreza, T., Krishna, K.Y. & Hesam, K. (2018). Microplastics pollution in different aquatic environments and biota: A review of recent studies. Marine Pollution Bulletin, 133, 191-208.
Simonsen, F., (2013). Analysteknik – Instrument och metoder. uppl 1:2., Lund: Studentlitteratur.
SLU (2017). Konduktivitet – elektrisk ledningsförmåga.
https://www.slu.se/institutioner/vatten-miljo/laboratorier/vattenkemiska-laboratoriet/detaljerade-metodbeskrivningar/konduktivitet/ [2020.04.20] Tainstruments (2020), Polymer heats of fusion.
http://www.tainstruments.com/pdf/literature/TN048.pdf [2020.06.16]
Zepnik, S., Kabasci, S., Kopitzky, R., Radusch, H-J. & Wodke, T. (2013). Extensional Flow Properties of Externally Plasticized Cellulose Acetate: Influence of Plasticizer Content.
Polymers, 5, 873-889. doi:10.3390/polym5030873
Wikipedia (2020). Cellulosa. https://sv.wikipedia.org/wiki/Cellulosa [2020.05.20] Tekniska datablad:
Azo Materials (2020). Technical Data Sheet Cellulose Acetate. https://www.azom.com/properties.aspx?ArticleID=1461 [2020.05.03]
32
BILAGA 1
Tab. 1. Konduktivitet, Tm, Tg och kristallinitet för samtliga material och medier där det är applicerbart.
Material Nollprov/
Medie Uttags- vecka Kondukt-ivitet (mS/cm) Tm (°C) T(°C) g Kristallinitet (%) LDPE nollprov 0 - 110,78 - 43,06 LDPE nollprov 0 - 113,07 - 37,46 LDPE kranvatten 2 0,22 110,74 - 43,06 LDPE kranvatten 2 0,21 110,82 - 42,76 LDPE sjövatten 2 0,1 111,16 - 40,53 LDPE sjövatten 2 0,1 110,85 - 40,93 LDPE havsvatten 2 37,41 110,73 - 43,23 LDPE havsvatten 2 37,55 110,93 - 42,58 LDPE kranvatten 5 0,22 110,83 - 32,95 LDPE kranvatten 5 0,22 110,97 - - LDPE sjövatten 5 0,11 110,6 - 43,19 LDPE sjövatten 5 0,11 111,45 - 43,47 LDPE havsvatten 5 39,58 111,15 - 41,90 LDPE havsvatten 5 39,21 111,12 - 42,63 PBAT nollprov 0 - 111,72 -20,12 25,6 PBAT nollprov 0 - 111,39 -20,59 25,29 PBAT kranvatten 2 0,18 111,23 -18,98 27,48 PBAT kranvatten 2 0,18 111,72 -20,07 27,44 PBAT sjövatten 2 0,11 111,91 -18,6 23,15 PBAT sjövatten 2 0,1 111,54 -19,57 25,11 PBAT havsvatten 2 37,19 112,04 -18,71 30,13 PBAT havsvatten 2 37,61 110,73 -16,37 26,87 PBAT kranvatten 5 0,18 112,1 -20,58 27,95 PBAT kranvatten 5 0,18 112,23 -19,9 26,71
33 PBAT sjövatten 5 0,11 111,95 -13,86 21,94 PBAT sjövatten 5 0,11 111,45 -21,14 23,5 PBAT havsvatten 5 39,42 110,6 -17,04 29,76 PBAT havsvatten 5 39,69 111,61 -21,5 29,49 Cellulosaacetat nollprov 0 - - 192,07 1,22 Cellulosaacetat nollprov 0 - - - 3,003 Cellulosaacetat kranvatten 2 0,24 - 193,29 20,02 Cellulosaacetat kranvatten 2 0,21 - 193,52 16,58 Cellulosaacetat sjövatten 2 0,1 - 193,57 16,97 Cellulosaacetat sjövatten 2 0,12 - 192,96 14,67 Cellulosaacetat havsvatten 2 37,05 - 192,19 14,64 Cellulosaacetat havsvatten 2 37,26 - 191,08 19,13 Cellulosaacetat kranvatten 5 0,23 - 194,13 6,95 Cellulosaacetat kranvatten 5 0,22 - 194,18 9,71 Cellulosaacetat sjövatten 5 0,12 - 193,29 12,17 Cellulosaacetat sjövatten 5 0,11 - 194,43 14,22 Cellulosaacetat havsvatten 5 38,77 - 188,62 19,93 Cellulosaacetat havsvatten 5 39,22 - 191,11 13,85 Papper nollprov 0 - - - 70,67 Papper nollprov 0 - - - 80,32 Papper kranvatten 2 0,22 - - 87,76 Papper kranvatten 2 0,2 - - 89,01 Papper sjövatten 2 0,11 - - 69,02 Papper sjövatten 2 0,11 - - 80,22 Papper havsvatten 2 37,52 - - 78,48 Papper havsvatten 2 37,7 - - 101,55 Papper kranvatten 5 0,22 - - 88,41 Papper kranvatten 5 0,2 - - 92,07
34
Papper sjövatten 5 0,15 - - 80,29 Papper sjövatten 5 0,12 - - 83,97 Papper havsvatten 5 39,45 - - 110,82 Papper havsvatten 5 39,47 - - 122,38
35