Kommunale Bioabfallbehandlungsanlagen tragen zur Belastung der Umwelt mit Rückständen biologisch abbaubarer Kunststoffe mit vermeintlich höherem Persistenzpotenzial bei

Dec 23, 2023

Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 9021 (2022) Diesen Artikel zitieren

3602 Zugriffe

9 Zitate

76 Altmetrisch

Details zu den Metriken

Es ist zu erwarten, dass biologisch abbaubare Kunststoffe (BDP) leicht mineralisieren, insbesondere unter den Bedingungen der technischen Kompostierung. Die Komplexität der Probenmatrix hat jedoch Abbaustudien unter realistischen Bedingungen weitgehend verhindert. Dabei wurden Komposte und Düngemittel aus modernen kommunalen kombinierten anaeroben/aeroben Bioabfallbehandlungsanlagen auf Rückstände von BDP untersucht. Wir fanden BDP-Fragmente > 1 mm in erheblicher Zahl in den fertigen Komposten, die als Dünger für Landwirtschaft und Gartenbau bestimmt waren. Im Vergleich zu makellosen kompostierbaren Beuteln zeigten die gewonnenen BDP-Fragmente Unterschiede in ihren Materialeigenschaften, was sie möglicherweise weniger anfällig für einen weiteren biologischen Abbau macht. BDP-Fragmente < 1 mm wurden in großen Mengen extrahiert und machten 0,43 Gew.-% des Komposttrockengewichts aus. Schließlich enthielt der bei der anaeroben Behandlung erzeugte Flüssigdünger mehrere tausend BDP-Fragmente < 500 µm pro Liter. Daher stellt unsere Studie die Frage, ob derzeit verfügbare BDP mit Anwendungen in umweltrelevanten Bereichen wie der Düngemittelproduktion kompatibel sind.

Biologisch abbaubare Kunststoffe (BDP) werden zunehmend als umweltfreundliche Alternativen zu Standardkunststoffen für Folien, Verpackungen und Beutel vorgeschlagen. Ein Bereich, in dem die Nutzung von BDP von erheblichem Nutzen sein könnte, ist die Sammlung organischer Haushaltsabfälle. Derzeit ist der größte Teil des gesammelten Haushaltsbioabfalls durch herkömmliche Plastiktüten kontaminiert, vermutlich weil ein erheblicher Teil der Bevölkerung, wenn überhaupt, es vorzieht, seinen Bioabfall in solchen Säcken zu sammeln. Herkömmliche Kunststoffe sollten jedoch nicht in eine Bioabfallbehandlungsanlage gelangen, da sie sich nicht abbauen. Sie müssen daher durch aufwändige Sortierverfahren möglichst vollständig aus dem eingehenden Bioabfall entfernt werden, was im Übrigen auch zu erheblichen Verlusten an abbaubarem organischem Material führt. Da das Biogas (Strom, Wärme) und der daraus erzeugte Dünger die Erlöse generieren, der Müll jedoch mit erheblichen Kosten entsorgt werden muss, liegt ein solcher Verlust nicht im Interesse der Anlagenbetreiber. Trotz der aufwändigen Aufbereitung kann der Eintrag von Kunststoffen in Bioabfallbehandlungsanlagen nicht vollständig verhindert werden und es wurden strenge Vorschriften eingeführt, unter anderem hinsichtlich der maximal zulässigen Kunststoffmenge, z. B. in zertifiziertem Kompost hoher Qualität, z. B. < 0,1 Gew.-% % gemäß §3, 4b, DüMV und §3, 4c, DüMV. Aus Gründen der Praktikabilität werden für die Quantifizierung der Kontamination nur Kunststofffragmente > 2 mm berücksichtigt, ein Grenzwert, der in naher Zukunft voraussichtlich auf Fragmente > 1 mm gesenkt wird. In dieser Situation werden kompostierbare Plastiktüten als attraktive Option gesehen, insbesondere da die Bedingungen bei der technischen Bioabfallbehandlung durch Kompostierung für deren Zersetzung ideal sein sollten und in Supermärkten spezielle Säcke für die Bioabfallsammlung im Haushalt aufgetaucht sind. Allerdings würden nicht alle negativen Auswirkungen von Folien und Beuteln in Bioabfallbehandlungsanlagen durch die Einführung biologisch abbaubarer Beutel automatisch behoben. Es ist bekannt, dass Bediener um ihre Maschinen fürchten, insbesondere bei der anaeroben Vergärung, bei der biologisch abbaubare Materialien voraussichtlich nicht in nennenswertem Maße zerfallen. Allerdings hängt in dieser Hinsicht vieles von den tatsächlichen Betriebsbedingungen ab. Bei Pflanzen mit aktiver Durchmischung kann es zu größeren Schwierigkeiten kommen als bei Buchsbaumpflanzen.

Eine typische Definition der biologischen Abbaubarkeit findet sich in der europäischen Norm EN 13432 (Anforderungen an durch Kompostierung und biologische Abbaubarkeit verwertbare Verpackungen – Prüfschema und Bewertungskriterien für die Endabnahme von Verpackungen1), die besagt, dass ein Material biologisch abbaubar ist, wenn es umgewandelt („mineralisiert“) wird ') durch mikrobielle Aktivität in Gegenwart von Sauerstoff in CO2, Wasser, Mineralsalze und Biomasse oder in Abwesenheit von Sauerstoff in Methan, CO2, Wasser, Mineralsalze und Biomasse. Obwohl die Definition klar ist, wird der tatsächliche biologische Abbau typischerweise auf unspezifische Weise durch einen Vergleich des CO2, das von einer aeroben Standardkultur in Gegenwart des Testmaterials produziert wird, mit einer Kultur ohne und einer Kultur, die ähnliche Mengen an Testmaterial enthält, abgeschätzt ein natürliches, biologisch abbaubares Material wie Zellulose. Unter diesen Umständen wird nichts über den Mechanismus des Abbaus des biologisch abbaubaren Materials gelernt, insbesondere wenn ein erheblicher Teil davon als Mikro- und Nanoplastik zurückbleibt, also als Partikel, von denen man annimmt, dass sie erhebliche Auswirkungen auf die Umwelt und die menschliche Gesundheit haben2. Darüber hinaus sind aktuelle biologisch abbaubare/kompostierbare Materialien nicht für den Zerfall unter anaeroben Bedingungen zertifiziert. Darüber hinaus wird im Zusammenhang mit biologisch abbaubaren Kunststoffen der Begriff kompostierbar verwendet. EN 13432 definiert ein Material als kompostierbar, wenn nach zwölfwöchiger standardisierter Kompostierung 90 Gew.-% des Materials in Partikel < 2 mm fragmentiert (zerfallen) sind, d. innerhalb von 6 Monaten. Die restlichen 10 Gew.-% können in Biomasse umgewandelt oder einfach in Mikroplastik fragmentiert werden. Darüber hinaus darf ein kompostierbares Material keine Schwermetalle mit sich bringen oder im fertigen Kompost ökotoxische Wirkungen hervorrufen.

Studien, die den Verbleib von BDP unter realistischen Bedingungen, also in technischen Systemen der organischen Abfallwirtschaft (Kompostierungs- und Biogasanlagen), untersuchen, sind insbesondere im Hinblick auf Bruchstücke < 2 mm noch selten. Eine aktuelle Studie von Mitgliedern unserer Gruppe ergab, dass Komposte und Düngemittel aus Bioabfallbehandlungsanlagen einen Eintragsweg für Mikroplastik in die Umwelt darstellen3, BDP wurde in diesem Fall jedoch nicht berücksichtigt. Seitdem sind in Fachzeitschriften einige Studien zu BDP in technischen Bioabfallbehandlungs- und Kompostierungsanlagen erschienen4,5,6. Dabei wurden jedoch nur Restfragmente > 2 mm berücksichtigt, die diesen Untersuchungen zufolge nach der Konditionierung der Komposte durch die üblichen Siebschritte nicht mehr vorhanden waren. In einem Fall wurden als biologisch abbaubar zertifizierte Folien absichtlich in kontrollierten Mengen in den Vergärungs-/Kompostierungsprozess eingebracht, und auch hier waren im fertigen – gesiebten – Kompost keine Plastikfragmente sichtbar6. Die Größenfraktion < 2 mm wurde in keiner dieser Studien berücksichtigt.

Schließlich wurde der Abbau von BDP in der Umwelt untersucht. Allerdings betrifft die Zertifizierung eines Materials als biologisch abbaubar/kompostierbar eher das Verhalten des Materials unter Kompostierungsbedingungen als mögliche Umweltauswirkungen, z. B. nach der Vermüllung. Allerdings sind diese Umweltstudien von großer Relevanz im Hinblick auf etwaige restliche BDP, die mit den Komposten in die Umwelt freigesetzt werden. Beispielsweise war der Abbau in Süß- und Salzwasser für einige BDP weniger effizient, als man es von einem wirklich biologisch abbaubaren Material erwarten würde7. Physikalische Eigenschaften scheinen eine Rolle zu spielen, da einige Studien einen signifikanten Einfluss der Kristallinität eines BDP auf seine Anfälligkeit für enzymatische Depolymerisation gezeigt haben8,9. Bei der mikrobiellen Verdauung sowohl unter aeroben10 als auch unter anaeroben9 Bedingungen wurde festgestellt, dass der Polyester PHBV (Poly(hydroxybutyrat-cohydroxyvalerat) im halbkristallinen Zustand langsamer abgebaut wird als das entsprechende amorphe Material. Studien zur Verwendung biologisch abbaubarer Folien für landwirtschaftliche Zwecke11,12,13 zeigen, dass BDP mehrere Jahre in der Umwelt verbleiben kann, während die Frage, ob sie tatsächlich endgültig mineralisiert werden oder unter Umweltbedingungen lediglich in noch kleinere Fragmente zerfallen, nicht vollständig geklärt ist.

Kompostierbare Materialien sind für die Zersetzung/Mineralisierung durch Kompostierung konzipiert. Technische Kompostieranlagen bieten optimale Bedingungen für den biologischen Abbau, sowohl hinsichtlich der Prozessbedingungen (Temperatur, intensive Belüftung) als auch der Stoffwechselaktivität der darin vorkommenden spezialisierten mikrobiellen Gemeinschaften. Wenn die Mineralisierung unter diesen Umständen unvollständig ist, wird das verbleibende Material in die Umwelt freigesetzt, wo es für eine unbekannte Zeit bestehen bleiben kann, mit vermutlich allen negativen Folgen, die bereits für Standardkunststoffe bekannt sind14,15. Ziel dieser Studie war es daher, zu ermitteln, inwieweit BDP-Rückstände in den Düngemitteln (Kompost, Flüssigdünger) von Bioabfallbehandlungsanlagen enthalten sind, und so zu einer laufenden Diskussion darüber beizutragen, ob die derzeit verfügbaren BDP bereits geeignet sind um herkömmliche Kunststoffe in umweltsensiblen Bereichen zu ersetzen.

Kompostproben wurden aus vier zentralen kommunalen Bioabfallbehandlungsanlagen (bezeichnet als Nr. 1 bis Nr. 4) in Baden-Württemberg, Deutschland, gesammelt (Tabelle 1). Alle Anlagen nutzten ein hochmodernes zweistufiges Bioabfallbehandlungsverfahren, das (a) anaerobe Vergärung/Biogasproduktion und (b) anschließende Kompostierung des festen Gärrests umfasst, um einen hochwertigen, reifen Kompost zu erzeugen, der zur direkten Verwendung verkauft wird Dünger in der Landwirtschaft. Die Komposte wurden regelmäßig von einem unabhängigen Labor auf Qualität und Restverschmutzung untersucht und erfüllten durchweg die Qualitätsanforderungen des Gütezeichens RAL-GZ 251 Kompost der Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V. (www.gz-kompost.de). Die Anlagen Nr. 1 und Nr. 3 produzieren zusätzlich einen Flüssigdünger, der am Ende der Stufe a) durch Pressfiltration vom festen Gärrest abgetrennt wird und ebenfalls für die direkte Ausbringung auf landwirtschaftlichen Böden (Gülleersatz) vorgesehen ist. Bei den Pflanzen Nr. 1, Nr. 3 und Nr. 4 wurden bis zu 25 Gew.-% Strauch-/Baumschnitt dem festen Gärrest zur Kompostierung zugesetzt. Alle Betriebe verwendeten am Ende des Prozesses eine Siebung (normalerweise mit einer Maschenweite von 12 oder 20 mm), um die erforderliche Reinheit ihrer fertigen Komposte sicherzustellen. Wann immer technisch möglich, haben wir unmittelbar vor diesem letzten Siebschritt auch Proben des Vorkomposts entnommen, um seinen Beitrag zur Entfernung restlicher BPD-Fragmente zu bewerten. Zur Analyse wurden die Komposte nacheinander durch zwei Siebe mit Maschenweiten von 5 mm und 1 mm geleitet, was zwei Fragmentpräparationen für die IR-Analyse ergab, nämlich eine > 5 mm-Fraktion, die der Kontamination durch restliches „Makroplastik“ entspricht (üblicherweise wird 5 mm verwendet). Obergrenze für die Größe von „Mikroplastik“, alles, was größer ist, ist Makroplastik) und ein Anteil von 1–5 mm, der der regulatorisch relevanten Restverschmutzung durch Mikroplastik entspricht. Die Untergrenze von 1 mm anstelle von 2 mm wurde im Vorgriff auf die erwarteten Änderungen in der Regulierung gewählt, bei denen die Ersetzung der 2-mm-Grenze durch eine 1-mm-Grenze unmittelbar bevorsteht.

In den untersuchten Anlagen wurden Kompostierungszeiten von 5–9 Wochen angewendet (Tabelle 1), was kürzer ist als die in EN 13432 angegebenen 12 Wochen für den 90-prozentigen Zerfall eines kompostierbaren Kunststoffmaterials, aber eine realistische Zeitspanne für den Zustand der Kompostierung. modernste technische Abfallbehandlung. Da wir nicht in der Lage waren, die in die Anlagen gelangende BDP-Menge abzuschätzen, da wir aus technischen Gründen keine repräsentative Probe erhalten konnten, können wir nicht sagen, ob von uns festgestellte BDP-Restmengen in den fertigen Komposten auf ein noch vorhandenes Ergebnis zurückzuführen sind unvollständigen Desintegrationsprozesses vorliegt oder ob er den nach EN 13432 auch nach dem vollständigen Kompostierungsschritt noch zulässigen 10 % Material entspricht. Allerdings wurden in 7 der 12 beprobten Komposte und Vorkomposte Fragmente mit chemischen Signaturen identifiziert, die den BDPs Poly(milchsäure) (PLA) und Poly(butylenadipat-co-terephthalat) (PBAT) entsprechen > 5 mm und/oder die Siebfraktionen 1–5 mm mittels FTIR-Analyse3 (Abb. 1; Tabelle 1). Alle geborgenen Fragmente schienen aus Folien, Tüten oder Verpackungen zu stammen, da sie im Vergleich zu ihrer Länge und Breite dünn waren (typische Beispiele finden Sie in Abbildung S1). Es wurden auch Fragmente mit überlappenden Signaturen gefunden, höchstwahrscheinlich PBAT/PLA-Mischungen oder -Blends (siehe Abbildung S2 für die Interpretation der Spektren). Darüber hinaus zeigten die aufgezeichneten BDP-Fragmentspektren (Abb. 1A) eine hohe Ähnlichkeit mit den FTIR-Spektren kommerzieller kompostierbarer Beutel, die in der Nähe der Bioabfallbehandlungsanlagen verkauft wurden (Abb. 1B), was uns zusammen mit der Geometrie der gewonnenen Fragmente zeigte Es ist davon auszugehen, dass der Großteil des BDP in Form solcher Säcke in den Bioabfall gelangt.

FTIR-Spektren von BDP-Fragmenten aus Komposten und kommerziellen Beuteln. (A) BDP-Fragmente, die aus den Komposten gewonnen wurden, und (B) die handelsüblichen kompostierbaren Beutel. Fragmente wurden wie folgt codiert: p oder f für Vorkompost oder fertigen Kompost, gefolgt von der Pflanzennummer (Nr. 1 bis Nr. 4), einem Hinweis auf die Größenfraktion (> 5 mm oder 1–5 mm), in der sich das Fragment befindet gefunden wurde, und schließlich die Fragmentnummer. Fragment F#1_5mm_4 stellt daher das 4. Fragment dar, das in der Fraktion mit einer Größe von > 5 mm aus dem fertigen Kompost der Pflanze Nr. 1 gesammelt wurde. Die Beutel wurden willkürlich mit 1–10 nummeriert, Informationen zum Lieferanten finden Sie in der Zusatztabelle S1. Als Grundlage für die Interpretation werden die Spektren (in grau) der Referenzmaterialien für PLA und PBAT angegeben. Die roten Spektren beziehen sich auf Testproben, die nur aus PBAT bestehen, während die blauen Spektren auf Proben hinweisen, die aus PBAT/PLA-Mischungen bestehen.

Die BDP-Fragmente wurden in allen Fällen neben Fragmenten von Standardkunststoffen (hauptsächlich PE) gefunden. Fertigkomposte enthielten tendenziell weniger und kleinere Bruchstücke als die entsprechenden Vorkomposte. Die abschließende Siebung der Vorkomposte zur Aufbereitung der fertigen Komposte scheint daher bei der Entfernung solcher Fragmente, insbesondere derjenigen aus der Fraktion > 5 mm (Tabelle 1), recht effektiv zu sein und ist aus diesem Grund zum Stand der Technik geworden. Kunst in der Herstellung von Qualitätskomposten (Verunreinigung durch Kunststofffragmente > 2 mm von weniger als 0,1 Gew.-%). Da die Größe der Fragmente ein entscheidender Faktor für das ökologische Risiko ist, haben wir die Größe (Länge Î Breite) der BDP-Fragmente im Vergleich zu der der Kunststofffragmente mit Signaturen von Standardkunststoffen wie PE analysiert (Abb. 2). BDP-Fragmente, die in einer bestimmten Kompostprobe gefunden wurden, waren tendenziell kleiner als die Fragmente, die aus Nicht-BDP-Materialien stammten, was darauf hindeuten könnte, dass BDPs schneller abgebaut werden oder dazu neigen, in winzigere Partikel zu zerfallen als Standardkunststoffe. Dies könnte auch erklären, warum im Kompost aus Pflanze Nr. 2 in der Partikelfraktion, die vom 5-mm-Sieb zurückgehalten wurde (Fraktion > 5 mm), keine BDP-Fragmente gefunden wurden, während in der Fraktion, die dann vom 1-mm-Sieb zurückgehalten wurde, 19 solcher Partikel gefunden wurden Sieb (Fraktion 1–5 mm). Interessanterweise ist Anlage Nr. 2 die einzige in unserer Studie, die keinen mechanischen Abbau des ankommenden Bioabfalls anwendet. Dadurch wird die mechanische Belastung des einlaufenden Materials reduziert. Mechanischer Stress kann die Eigenschaften von Kunststofffolien verändern, beispielsweise die Kristallinität, wobei Kristallinität nachweislich den biologischen Abbau von BDP wie PLA7 beeinflusst.

Größenverteilung der Kunststofffragmente > 1 mm. (A) Fragmente, die im fertigen Kompost von Pflanze Nr. 1, (B) im fertigen Kompost von Pflanze Nr. 2 und (C) im Vorkompost von Pflanze Nr. 3 gefunden wurden. Aus Gründen der statistischen Relevanz wurden nur Proben in die Analyse einbezogen, die mehr als 20 BDP-Fragmente pro kg Kompost enthielten.

Um zu überprüfen, ob sich die aus den Komposten gewonnenen BDP-Fragmente von den kompostierbaren Beuteln in Parametern unterscheiden, die möglicherweise für den biologischen Abbau und die Umweltauswirkungen relevant sind16, wurden die physikalisch-chemischen Eigenschaften von Beuteln und Fragmenten im Detail untersucht. Da wir ein Maximum an Informationen über die BDP-Fragmente erhalten wollten, war Größe/Gewicht ein begrenzender Faktor bei der Auswahl der Fragmente für die Analyse. Für die FT-IR-Analyse waren Fragmente von mindestens 1 mg erforderlich. 5-mg-Fragmente konnten zusätzlich durch 1H-NMR analysiert werden, während für den gesamten Analysesatz (FT-IR, 1H-NMR und DSC) mindestens 10 mg Probe erforderlich waren.

Um einen Einblick in die chemische Zusammensetzung zu erhalten, wurden 1H-NMR-Spektren der kommerziellen Beutel und aller geeigneten BDP-Fragmente verglichen (Abb. 3). Bei Materialmischungen und Blends ermöglicht die 1H-NMR-Analyse die Quantifizierung des PBAT/PLA-Gewichtsverhältnisses in den Materialien sowie des Verhältnisses der Butylenterephthalat- (BT) und Butylenadipat- (BA) Einheiten in den beteiligten PBAT-Polyester.

1H-NMR-Spektren von BDP-Fragmenten aus Komposten und kommerziellen Beuteln. (A) BDP-Fragmente, die aus den Komposten gewonnen wurden, und (B) die handelsüblichen kompostierbaren Beutel. Fragmente wurden wie folgt codiert: p oder f für Vorkompost oder fertigen Kompost, gefolgt von der Pflanzennummer (Nr. 1 bis Nr. 4), einem Hinweis auf die Größenfraktion (> 5 mm oder 1–5 mm), in der sich das Fragment befindet gefunden wurde, und schließlich die Fragmentnummer. Die Beutel wurden willkürlich mit 1–10 nummeriert. Lieferanteninformationen finden Sie in der Liefertabelle S1. Als Grundlage für die Interpretation werden die Spektren (in grau) der Referenzmaterialien für PLA und PBAT angegeben. Die roten Spektren beziehen sich auf Testproben, die nur aus PBAT bestehen, während die blauen Spektren auf Proben hinweisen, die aus PBAT/PLA-Mischungen bestehen. (C) Chemische Strukturen von PLA und PBAT, chemische Verschiebungen der Protonen werden wie in den Referenzspektren in (B) angegeben zugeordnet.

Die 1H-NMR-Spektren bestätigen die FTIR-Messungen, da alle untersuchten kommerziellen Beutel aus PBAT/PLA-Mischungen unterschiedlicher Zusammensetzung hergestellt wurden (Tabelle 2). Im Vergleich dazu schienen einige der Fragmente, zum Beispiel f#1_5mm_4, nur aus PBAT zu bestehen. Andere Fragmente, z. B. f#1_1mm_9, waren Mischungen aus PLA und PBAT (Tabelle 2). Allerdings war selbst im Fall von PBAT/PLA-Mischungen der durchschnittliche PBAT-Gehalt in den Fragmenten tendenziell höher als in den Beuteln, während das BT/BA-Monomerverhältnis in den jeweiligen PBATs in den Fragmenten ebenfalls deutlich höher war als in den Beuteln Taschen. Wenn wir davon ausgehen, dass die Fragmente aus ähnlichen kompostierbaren Beuteln wie denen in unserem Vergleich stammen, würde dies bedeuten, dass bei der Kompostierung eines solchen Beutels das PLA schneller abgebaut wird als das PBAT, wohingegen innerhalb eines bestimmten PBAT-Polyesters die BA-Einheit schneller abgebaut wird leichter abbaubar als die BT-Einheit. Tatsächlich lassen sich in der einschlägigen Literatur Hinweise darauf finden, dass PLA eine schnellere biologische Abbaukinetik aufweist als PBAT, während BT resistenter gegen Mineralisierung ist als BA17,18.

Als nächstes wurde Differentialscanningkalorimetrie (DSC) verwendet, um Fragmente im Vergleich zu handelsüblichen Beuteln hinsichtlich des Vorhandenseins von amorphen vs. kristallinen Domänen zu analysieren, einem Parameter, von dem erwartet wird, dass er die Kinetik des biologischen Abbaus und damit die mutmaßlichen Umweltauswirkungen des produzierten Mikroplastiks16 bei der Freisetzung in den Beutel beeinflusst Umwelt mit den Komposten. Während amorphe Domänen einen Glasübergang zeigen, zeigen kristalline Domänen Schmelzen, was beides an der jeweiligen Phasenübergangsenthalpie in den DSC-Kurven erkennbar ist (Abb. 4).

DSC-Kurven von BDP-Fragmenten und kompostierbaren Beuteln Nr. 1 und Nr. 7. Zum Vergleich sind Kurven für die Referenzmaterialien (in grau) für PLA und PBAT angegeben. Die Kurven wurden während des ersten Heizdurchlaufs aufgezeichnet (Temperaturbereich: − 50 °C bis 200 °C, Heizrate: 10 °C min−1). Die roten Kurven (A) und (B) beziehen sich auf Testproben, die nur aus PBAT bestehen, während die blauen Kurven auf Proben hinweisen, die aus PBAT/PLA-Mischungen bestehen. Fragmente wurden wie folgt codiert: p oder f für Vorkompost oder fertigen Kompost, gefolgt von der Pflanzennummer (Nr. 1 bis Nr. 4), einem Hinweis auf die Größenfraktion (> 5 mm oder 1–5 mm), in der sich das Fragment befindet gefunden wurde, und schließlich die Fragmentnummer.

Die Kurve für das Referenz-PBAT zeigt eine Glasübergangstemperatur (Tg) von −29 °C und einen breiten Schmelzbereich zwischen 100 und 140 °C für die kristallinen Domänen, während die Kurve für die PLA-Referenz eine Glasübergangstemperatur von 58 °C zeigt und ein schmalerer Schmelzpeak zwischen 144 °C und 162 °C. Die Kurve für den handelsüblichen Beutel Nr. 1, der einen vergleichsweise hohen PLA-Anteil aufwies, zeigt einen ausgeprägten Schmelzpeak im erwarteten Bereich; Das Gleiche gilt für Fragment p#3_5mm_1 und in geringerem Maße für Fragment p#3_5mm_9, zwei Fragmente, die ebenfalls hohe PLA-Gehalte aufweisen. Die DSC-Kurven der anderen Fragmente und des Beutels Nr. 1 sind im Vergleich dazu undefiniert, was auf ihren hohen PBAT-Gehalt zurückzuführen ist. Den DSC-Kurven zufolge sind die meisten der untersuchten Materialien teilkristallin, enthalten also sowohl amorphe (Glasübergang) als auch kristalline (schmelzende) Domänen. Allerdings ermöglichen die DCS-Daten allein nur eine qualitative Diskussion der Unterschiede zwischen Fragmenten und Beuteln.

Um quantitative Daten zu den Kristallinitätsunterschieden zu erhalten, wurden Weitwinkel-Röntgenstreuungsspektren (WAXS) aufgezeichnet. Für WAXS sind Fragmente mit einer Länge von mindestens 3 cm erforderlich, was die Anzahl der Fragmentproben auf drei beschränkte, die alle in Proben vor der Kompostierung gefunden wurden. Die entsprechenden Kurven sind in Abb. 5A–C dargestellt. Die Spektren der kommerziellen biologisch abbaubaren Beutel sind in Abbildung S3 dargestellt. Aus den Referenzmaterialien für PLA und PBAT wurden zusätzlich Folien durch Heißpressen hergestellt, um diese in die WAXS-Messungen einzubeziehen (Abb. 5D). Während die aus dem PBAT-Referenzmaterial hergestellten Folien Kristallinitätspeaks bei 16,2°, 17,3°, 20,4°, 23,2° und 24,8° erzeugten, zeigte die aus dem PLA-Referenzmaterial hergestellte Folie nur einen amorphen Halo bei 15,5° und 31,5° entspricht den in der Literatur veröffentlichten Werten19. Bei einer zusätzlich getemperten PLA-Folie wurde ein ausgeprägterer Kristallinitätspeak erhalten.

WAXS-Kurven mit Lorenz-Anpassung für (A) Fragment p#3_5mm_1, (B) Fragment p#3_5mm_9 und (C) Fragment p#4_5mm_2. (D) WAXS-Kurven für Folien, die aus den Referenzmaterialien PBAT und PLA hergestellt wurden; Die Prozentwerte geben die Kristallinität an. Die gestrichelten Linien sind die passenden Peakkurven für das XRD-Spektrum. Die Kristallinität kann ermittelt werden, indem die Integrationsfläche der angepassten Peaks durch die Integrationsfläche des gesamten Spektrums geteilt wird. Fragmente wurden wie folgt codiert: p oder f für Vorkompost oder fertigen Kompost, gefolgt von der Pflanzennummer (Nr. 1 bis Nr. 4), einem Hinweis auf die Größenfraktion (> 5 mm oder 1–5 mm), in der sich das Fragment befindet gefunden wurde, und schließlich die Fragmentnummer.

Bei den Fragmenten und Beuteln überlappten sich die Peaks von PLA und PBAT in den WAXS-Spektren zu einem gewissen Grad, aber durch die Lorenz-Anpassung mit der Origin-Software konnte die Gesamtkristallinität wie folgt berechnet werden:

wobei χ die Kristallinität ist und Aa und Ac die Flächen der amorphen und kristallinen Peaks darstellen.

Mit dieser Gleichung wurden für die Fragmente Kristallinitäten von 55 % (Fragmente p#3_5mm_1), 34 % (p#3_5mm_9) und 34 % (p#4_5mm_2) berechnet. Die selbst hergestellten Folien für die Referenzmaterialien hatten ähnliche Kristallinitäten (43 % bei der getemperten PLA-Folie und 26 % bei der PBAT-Folie), während die einfache PLA-Folie amorph war. Im Vergleich dazu wurden für acht der kommerziellen Beutel Kristallinitäten im Bereich von 1 % bis 7 % berechnet, während diese Werte für die verbleibenden zwei Beuteltypen 14 % und 15 % betrugen (Abbildung S3).

Die hohe Kristallinität der größeren Fragmente, die aus den Proben vor der Kompostierung gewonnen wurden, legt nahe, dass kristalline Domänen von BDP-Materialien tatsächlich langsamer zerfallen könnten als die amorphen, wie frühere Studien zum mikrobiellen biologischen Abbau nahegelegt haben7,8. Zugegebenermaßen würden solch große Bruchstücke nicht per se in die Umwelt gelangen, da sie durch die abschließende Siebung zur Aufbereitung der fertigen Komposte recht effizient entfernt werden können. Es ist jedoch verlockend zu extrapolieren, dass restliches BDP im Allgemeinen Überreste der kristallineren Domänen des ursprünglichen Materials sind, auch wenn ein experimenteller Beweis dieser Annahme derzeit nicht möglich ist. Nach der Standardkompostierung dürfen 10 Gew.-% eines BDP-Beutels übrig bleiben. Es wird üblicherweise davon ausgegangen, dass solche Rückstände mit vergleichbarer Geschwindigkeit weiter abgebaut werden. Sollten diese Rückstände jedoch den kristallineren Domänen entsprechen und nicht mit ähnlicher Geschwindigkeit wie das Hauptmaterial abgebaut werden, kann davon ausgegangen werden, dass die kristallineren Fragmente über einen viel längeren und derzeit unvorhersehbaren Zeitraum in der Umgebung, z. B. bei der Anwendung, verbleiben mit dem Kompost in den Boden geben; insbesondere, wenn sie auch an PBAT- und BT-Einheiten angereichert sind, wie unsere Analyse der chemischen Zusammensetzung nahelegt. Daten aus der Verwendung biologisch abbaubarer Folien in der Landwirtschaft zeigen, dass der Abbau in der Umwelt Jahre dauern kann20. Insgesamt kann dies unvorhergesehene wirtschaftliche und ökologische Folgen haben, insbesondere angesichts des hohen Anteils an BDP-Fragmenten < 5 mm. Mögliche Folgen sind Veränderungen der Bodeneigenschaften, des Bodenmikrobioms und damit der Pflanzenleistung21, einem für die weltweite Ernährung unverzichtbaren Faktor.

Zusätzlich zu den Komposten produzieren die Pflanzen Nr. 1 und Nr. 3 einen sogenannten Flüssigdünger (LF). LF wird ohne weitere Behandlung direkt auf landwirtschaftlichen Boden ausgebracht. In den gesammelten LF-Proben wurden keine Kunststofffragmente > 1 mm gefunden. Dies ist kaum verwunderlich, wenn man bedenkt, dass die LF durch Pressfiltration des Gärrestes nach der anaeroben Stufe hergestellt wird. Es ist zu erwarten, dass bei einem solchen Filtrationsschritt Fragmente > 1 mm im erzeugten Filterkuchen zurückgehalten werden, der in den Kompostierungsschritt gelangt, sodass das Filtrat, d. h. der LF, im Wesentlichen frei von solchen Partikeln bleibt. Es wird derzeit nicht davon ausgegangen, dass die anaerobe Vergärung wesentlich zum Abbau von BDP beiträgt17,22, aber die Prozessbedingungen (Mischen, Pumpen) können den Abbau größerer Fragmente fördern, insbesondere wenn Zusatzstoffe wie Weichmacher23 aus dem Material ausgelaugt werden.

Da der Restfeststoffgehalt des LF gering ist (Anlage Nr. 1: 8,6 Gew.-%, Anlage Nr. 3: 5,8 Gew.-%), könnte eine Kombination aus enzymatisch-oxidativer Behandlung und µFTIR-Bildgebung, die ursprünglich für Umweltproben aus wässrigen Systemen24,25 entwickelt wurde, sinnvoll sein angepasst für die Analyse (Größe und chemische Signatur) von Partikeln im LF bis zu einer Größe von 10 µm. Die entsprechenden Daten sind in Tabelle 3 zusammengestellt. In allen Fällen stellten Restfragmente von PBAT-basierten Polymeren den dominierenden Kunststoffanteil in den untersuchten Proben dar; d.h. etwa 53 % aller Kunststoffpartikel im LF aus Anlage Nr. 1 (11.520 BDP-Partikel pro Liter) und 65 % im Fall von Anlage Nr. 3 (12.480 BDP-Partikel pro Liter). Mehrmals im Jahr wird Gülle in einer Konzentration von 2–3 L m−2 auf die Felder ausgebracht. Laut unserer Analyse gelangen bei der Anwendung von LF auf landwirtschaftlichen Flächen mehr als 20.000 BDP-Mikropartikel mit einer Größe von 10 µm bis 500 µm in jeden m2 landwirtschaftlichen Boden.

Aufgrund der Komplexität der Matrix war eine vergleichbare Analyse einzelner Kunststofffragmente < 1 mm bei den Komposten nicht möglich. Diese wurden stattdessen nach Entfernung aller Fragmente > 1 mm einer organischen Lösungsmittelextraktion unterzogen. Sechs Kompostproben stellen die stärker kontaminierten dar, basierend auf dem Gehalt an Fragmenten > 1 mm, nämlich f#1, f#2, p#3, f#3, p#4 und f#4 (Nomenklatur: f oder p für). fertig oder vorkompostiert, gefolgt von der Pflanzennummer), wurden mit einer 90/10 Vol.-%igen Chloroform/Methanol-Mischung extrahiert. Die Mengen an PBAT und PLA in den erhaltenen Extrakten wurden dann mittels 1H-NMR quantifiziert (Tabelle 4). Kurz gesagt wurde die Intensität der charakteristischen Signale in den Extraktspektren der Kompostproben (siehe Abbildung S4) mit Spitzenintensitäten verglichen, die durch Kalibrierungsstandards des reinen Polymers erzeugt wurden, das in einer bekannten Konzentration in Chloroform/Methanol gelöst war. Alle Proben und Standards wurden unter Verwendung des 1,2-Dichlorethan-Signals bei 3,73 ppm als interner Standard normalisiert. Siehe auch Abbildung S5 für eine beispielhafte Quantifizierung der PBAT/PLA-Verhältnisse. Basierend auf den Mengen an PBAT und PLA, die aus einer bekannten Kompostmenge extrahiert wurden, wurde die Gesamtmassenkonzentration (Gew.-% Trockengewicht) dieser Polymere im Kompost berechnet.

Kompostproben enthielten zwischen 0,5 und 1,5 Gew.-% extrahierbares Material, wovon zwischen 6 Gew.-% und 30 Gew.-% aus den biologisch abbaubaren Polymeren PLA und PBAT bestanden. Infolgedessen enthielten die Kompostproben zwischen 0,05 und 0,43 Gew.-% PLA und/oder PBAT < 1 mm pro Trockengewichtseinheit. Dies liegt in der gleichen Größenordnung und sogar über dem aktuellen Grenzwert (0,1 Gew.-%) für zertifizierte Komposte hinsichtlich der Kontamination mit Kunststofffragmenten26 > 2 mm. Darüber hinaus wurden in allen untersuchten Kompostproben Rückstände von PBAT und PLA gefunden, auch im fertigen Kompost aus Pflanze Nr. 4, der keine Kontamination durch größere BPD-Fragmente gezeigt hatte (Tabelle 1). Der Vorkompost aus dieser Anlage wies einige kontaminierende BDP-Fragmente in der Fraktion > 5 mm auf. Bezüglich der Fragmente < 1 mm zeigten die Komposte von Pflanze Nr. 4 jedoch zumindest für PLA eine ähnliche Häufigkeit wie die fertigen Kompostproben der anderen Pflanzen (Tabelle 4).

Da das Material in Lösung extrahiert und quantifiziert wurde, konnten keine direkten Informationen über die ursprüngliche Dimension der Fragmente < 1 mm abgeleitet werden. Gehen wir jedoch von einer ähnlichen Dicke wie bei den größeren Fragmenten oder handelsüblichen Beuteln (17–25 µm) aus, zusammen mit Dichten von 1240 kg m−3 (PLA) und 1260 kg m−3 (PBAT), wie sie für die entsprechenden Referenzmaterialien gemessen wurden , würden die in einer Tonne dieser Komposte gefundenen Partikel < 1 mm, nebeneinander platziert, eine Fläche zwischen 17 und 150 m2 bedecken (siehe Werte APLA und APBAT in Tabelle 4). Würde man also 10 Tonnen solchen Komposts auf 1 ha (10.000 m2) landwirtschaftliche Fläche verteilen, was nicht unverhältnismäßig ist27, würden die zugesetzten Kunststoffpartikel < 1 mm zusammen theoretisch bis zu 15 % dieser Fläche bedecken. Zusammen mit den Daten zu größeren BDP-Fragmenten und zu Standardkunststoffen könnte die Umweltverschmutzung durch Komposte viel höher sein als bisher angenommen3.

Da unsere Ergebnisse zeigen, dass überwiegend winzige BDP-Fragmente (Mikroplastik) über Kompost und LF in die Umwelt gelangen, ist eine mögliche Auswirkung auf die Umwelt und schließlich die menschliche Gesundheit und Ernährung angezeigt. Es hat sich bereits gezeigt, dass Polymerpartikel im Mikro- und Nanometerbereich toxischer sind als größere2,28,29. Darüber hinaus erleichtert die Bedeckung mit einer Ökokorona30, die sicherlich bei der Verdauung/Kompostierung stattfinden wird, die Internalisierung in Zellen31 und erhöht daher das Risiko, das mit der Aufnahme von Mikroplastik, z. B. durch die Bodenmakrofauna, verbunden ist32. Schließlich verlängert die höhere Kristallinität und damit höhere Resistenz gegen weiteren biologischen Abbau den Zeitraum der Bioverfügbarkeit von BDP-Mikropartikeln mit allen oben genannten Konsequenzen. Ob BDP-Fragmente mit höherer Kristallinität oder einer höheren BA-Einheit innerhalb des PBAT-Copolyesters auch stärkere toxische Wirkungen hervorrufen, muss noch untersucht werden. Aus dieser Sicht sollten die Mechanismen und Kinetiken des BDP-Abbaus unter Bedingungen der industriellen Bioabfallbehandlung, aber auch in Böden, die zur Nahrungs- und Futtermittelproduktion genutzt werden, genauer untersucht werden, bevor die derzeit verfügbaren biologisch abbaubaren Materialien als vermutlich umweltfreundlich eingesetzt werden Alternativen zu herkömmlichen Kunststoffen werden befürwortet.

Sofern nicht anders angegeben, handelte es sich bei den Lieferanten für Chemikalien um Th. Geyer (Renningen, Deutschland) und Sigma-Aldrich (Taufkirchen, Deutschland). Reinstwasser wurde mit einer Elga-Veolia-Purelab (Flex2)-Anlage hergestellt, während „Millipore-Wasser“ aus einer Millipore-Synergy-UV-Anlage (Typ 1) stammte. Kompostierbare Beutel (10 verschiedene Marken), die vom Lieferanten für die Sammlung organischer Abfälle vorgesehen waren, wurden in verschiedenen örtlichen Supermärkten gekauft (Tabelle S1). Polymer-Referenzmaterialien für BDP waren: PLA (Chargen-Nr.: GH0728B133, Handelsname: Ingeo Biopolymer 4043D, Lieferant: NatureWork, Minnetonka, MN) und PBAT (Chargen-Nr.: 95010016KO, Handelsname: Ecoflex F Blend C1200, Lieferant: BASF ). Protease A-01 (Aktivität: > 1.100 U mL−1), Pektinase L-40 (Aktivität: > 900 U mL−1, Exo PGA, > 300 U mL−1 Endo PGA, > 300 U mL−1 Pektinesterase), und Cellulase TXL (Aktivität: > 30 U mL−1) stammten von ASA Spezialenzyme GmbH (Wolfenbüttel, Deutschland), Viscozyme L (Aktivität: > 100 FBG U g−1) stammte von Novozymes A/S (Bagsværd, Dänemark).

Aus Komposten wurden Großproben nach den Richtlinien der Deutschen Gesellschaft für Qualitätskompost26 entnommen. Es wurde eine geringfügige Änderung des Standardverfahrens eingeführt, um den Kontakt der Kompostproben mit der im Standardprotokoll zum Mischen der Proben empfohlenen Kunststofffolie zu vermeiden. Stattdessen wurden die einzelnen Aliquots, die aus einem bestimmten Komposthaufen gewonnen wurden, gepoolt, gemischt und direkt auf dem Betonboden geschichtet (nach einem „Waschschritt“ mit Kompost aus demselben Haufen). Um eine repräsentative Probe zu gewinnen, wurde das Innere der Halde mit einem Radlader zugänglich gemacht. Anschließend wurden an gleichmäßig verteilten Stellen Einzelproben entnommen. Anzahl und Volumen der einzelnen Proben richteten sich nach dem Volumen und der Körnung des Komposthaufens. Beispielsweise wurden bei 100 m3 eines Komposts mit Korngrößen von 2–20 mm 16 Einzelproben (je 1 L) entnommen und mindestens 4 Mischproben (je 2 L) erstellt. Wann immer möglich, wurden Proben sowohl des Vorkomposts (vor dem letzten Siebschritt) als auch des fertigen Komposts entnommen. Die Probenvolumina vor dem Kompost wurden auf der Grundlage des Volumens bestimmt, das für die entsprechenden fertigen Kompostproben erforderlich ist. Vorkompost und fertiger Kompost wurden gleichzeitig beprobt. Sie stellten somit unterschiedliche Verarbeitungschargen dar. Probenaliquote wurden zum Transport in 3-l-Fido-Gläser (Bormioli Rocco, Fidenza, Italien) überführt. War eine sofortige Analyse nicht möglich, wurden die Proben bei 4 °C in den Glasgefäßen gelagert. Proben von Flüssigdünger (ca. 6 l) wurden am Auslass der Lagertanks ebenfalls in Glasgefäßen gesammelt. Die ersten paar Liter Flüssigdünger wurden verworfen, um das Auslassrohr zu spülen und sicherzustellen, dass repräsentative Proben gewonnen wurden. Bei Bedarf wurden auch Flüssigdüngerproben bei 4 °C gelagert. Für alle Proben wurden Sicherungsproben von ca. 1 l entnommen und bei –20 °C gelagert. Glasgefäße für Transport, Lagerung oder Backup-Proben wurden vorab mit Millipore-Wasser gespült.

Ein erhebliches Problem bei der Analyse insbesondere von Mikroplastikpartikeln in Umweltproben ist die mögliche Kontamination von Proben mit Mikroplastikpartikeln aus der Umgebungsluft, Kleidung, Laborgeräten oder Reagenzien, die bei der Probenvorbereitung verwendet werden. Um eine Kontamination zu vermeiden, wurden Vorsichtsmaßnahmen getroffen. Es wurden durchgehend Baumwoll-Laborkittel getragen. Sofern keine direkte Handhabung erforderlich war, wurden die Proben mit einem Glas- oder Aluminiumfoliendeckel abgedeckt. Die Probenverarbeitung erfolgte in einer Laminar-Flow-Box, um zu verhindern, dass luftgetragene Partikel in die Probe fallen. Alle verwendeten Laborgeräte bestanden aus Glas, Metall oder Polytetrafluorethylen (PTFE), einem Polymer, das in Umweltproben selten vorkommt und von der Analyse ausgeschlossen ist. Alle benötigten Lösungen und das zu ihrer Herstellung verwendete entionisierte Wasser wurden vor der Verwendung durch 0,2 µm Porenmembranen (Mischzelluloseestermembran, Durchmesser 47 mm, Whatman ME 24, Merck KGaA) filtriert. Enzymlösungen wurden durch 0,45 µm-Membranen (regenerierte Zellulosemembran, Durchmesser 100 mm, Whatman RC 55, Merck KGaA) filtriert und gebrauchsfertig in Glasflaschen mit Glaskappen aufbewahrt. Alle Laborgeräte wurden vor der Verwendung und zwischen den Schritten gründlich mit gefiltertem entionisiertem Wasser, 35 % Ethanol und erneut gefiltertem Wasser gespült, um Kreuzkontaminationen zu vermeiden. Zur Erkennung möglicher Kontaminationen im Labor wurden Rohlinge verwendet, die der gleichen Behandlung wie die Umweltproben unterzogen wurden.

Vor der Analyse wurden Kompostproben in eine rechteckige Metallform (790 mm × 510 mm × 150 mm) gefüllt, mit einer Metallschaufel homogenisiert und geviertelt. Aus zwei Vierteln (unten rechts, oben links) wurden Proben zur Untersuchung des Kunststoffgehalts entnommen. Proben zur Bestimmung des Trockengewichts (DW) wurden aus dem unteren linken Viertel entnommen, während Ersatzproben (1 L) aus dem oberen rechten Viertel entnommen wurden. Zur Bestimmung des DW wurden 100 ml Probenaliquots in 250 ml Schott-Duran-Becher eingewogen und bei 105 °C (Ofen: Memmert UM 500, Memmert, Schwabach, Deutschland) für mindestens 24 Stunden getrocknet. Anschließend ließ man die Bechergläser in einem Exsikkator auf Raumtemperatur abkühlen und der DW wurde durch erneutes Wiegen der Bechergläser bestimmt.

Zur Gewinnung der Bruchstücke > 1 mm wurden ca. 3 L der Kompostprobe eingewogen und gleichmäßig auf 6 Glasgefäße (Inhalt je 3 L) verteilt. Das Material wurde in 2,5 l Wasser suspendiert und zunächst mit einer Maschenweite von 5 mm gesiebt (Ergebnisfraktion > 5 mm). Alle vom Sieb zurückgehaltenen Partikel wurden mit einer Pinzette gesammelt und zur ATR-FTIR-Analyse in das System überführt, siehe unten, während das das Sieb passierende Material erneut bei 1 mm gesiebt wurde, gefolgt von der erneuten Sammlung der zurückgehaltenen Partikel (Ergebnis der Fraktion 1– 5 mm), die anschließend auch per ATR-FTIR analysiert wurden. Die Siebe stammten von der Retsch GmbH (Haan, Deutschland; Testsieb, IS 3310-1; Körper/Masche, S-Stahl; Körper, 200 mm × 50 mm. Für die Analyse der chemischen Natur der gesammelten Partikel wurde abgeschwächte Totalreflexion – Fourier verwendet Es wurde Transformationsinfrarotspektrometrie (ATR-FTIR) (Spektrometer: Alpha ATR-Einheit, Bruker 27; ausgestattet mit einem Diamantkristall für Messungen) verwendet. Spektren wurden von 4000 bis 400 cm−1 aufgenommen (Auflösung 8 cm−1, 16 akkumulierte Scans, Software OPUS 7.5) und mit Einträgen aus einer zuvor beschriebenen internen Datenbank24 oder der Datenbank des Herstellers des Instruments (Bruker Optik GmbH, Leipzig, Deutschland) verglichen. Dieser Vergleich der IR-Spektren ermöglichte die Unterscheidung zwischen biologisch abbaubarem und herkömmlichem Kunststoff Fragmente, aber auch aus Resten anderer Materialien einschließlich Unbekannter. Zur visuellen Dokumentation wurde ein Auflichtmikroskop (Mikroskop, Nikon SMZ 754T; Digitalkamera, DS-Fi2; Kamerasteuereinheit, DS-U3; Software, NIS Elements D) verwendet alle Partikel, die von ATR-FTIR als synthetische Kunststoffe (biologisch abbaubar oder nicht) identifiziert wurden.

Die Flüssigdüngerproben wurden zusätzlich mit 5 mm- und 1 mm-Sieben gesiebt, um eventuell vorhandene Bruchstücke > 1 mm zu erhalten. Für die Aufbereitung der Kunststofffragmente < 1 mm (bis 10 µm) wurde eine angepasste enzymatisch-oxidative Aufschlussmethode basierend auf einer Methode von Löder et al. 2017 wurde angepasst25. Dazu wurde die Flüssigdüngerprobe mit einem Metallstab gut vermischt und 50 ml schnell in ein 300 ml Becherglas (Schott-Duran) gegossen. Der Metallstab und die Glasbecher wurden vorab mit Millipore-Wasser gewaschen. Dann wurden 50 ml einer 10 Gew.-%igen Natriumdodecylsulfatlösung (SDS) (≥ 95 % SDS; Karl Roth) zugegeben und die Mischung 72 Stunden lang bei 50 °C unter leichtem Rühren inkubiert (Universalschüttler SM 30 B, Edmund Bühler GmbH). , Bodelshausen, Deutschland). Anschließend wurden unter einem Abzug langsam 2 × 25 ml 30 %iges Wasserstoffperoxid zugegeben. Da die Reaktion von Wasserstoffperoxid mit organischem Material stark exotherm ist, wurde ein Eisbad verwendet, um die Reaktionstemperatur unter 40 °C zu halten. Nachdem die Reaktion abgeklungen war und die Mischung wieder Raumtemperatur erreicht hatte, wurde die Lösung über einen 10 µm-Edelstahlmaschenfilter (47 mm Durchmesser, Rolf Körner GmbH, Niederzier, Deutschland) mit einer Vakuumfiltrationseinheit (3-strängig) filtriert Vakuumverteiler aus Edelstahl mit 500-ml-Trichtern und Deckeln, Sartorius AG, Göttingen, Deutschland). Alle Filtrationen wurden unter einer Laminar-Flow-Haube durchgeführt, um die Kontamination mit Mikroplastik aus der Umgebungsluft zu minimieren. Alle vom Filter zurückgehaltenen Stoffe wurden mit gefiltertem (0,2 µm) entionisiertem Wasser gespült, um restliche Chemikalien zu entfernen. Anschließend wurde das zurückgehaltene Material in ein frisches 300-ml-Becherglas mit etwa 50 ml 0,1 M Tris-HCl-Puffer (pH 9,0) gespült. Da Partikel dazu neigten, am Edelstahlfilter anzuhaften, wurde dieser ebenfalls in das Becherglas gegeben. Zehn Milliliter Protease A-01-Lösung wurden zugegeben und das Becherglas 12 Stunden lang bei 50 °C unter leichtem Rühren inkubiert. Anschließend wurde der Filter gründlich mit gefiltertem entionisiertem Wasser in das Becherglas gespült, um alle anhaftenden Partikel zu entfernen, und dann zum Filtern der inkubierten Lösung verwendet. Die zurückgehaltene Substanz wurde mit 25 ml 0,1 M NaAc-Puffer (pH 5) in ein frisches Becherglas gespült. Der Filter wurde ebenfalls erneut in das Gefäß gestellt, 5 ml der Pektinase L-40-Lösung wurden hinzugefügt und das Becherglas wurde 72 Stunden lang bei 50 °C inkubiert. Der Filter wurde gespült und wie zuvor zum Filtern der Probe verwendet. Alle durch diesen Filtrationsschritt zurückgehaltenen Stoffe wurden erneut in ein frisches Becherglas mit 25 ml 0,1 M NaAc-Puffer (pH 5) gespült. Der Filter wurde erneut in das Becherglas gegeben, 1 ml einer Viscozyme-L-Lösung wurde hinzugefügt und das Gefäß wurde 48 Stunden lang bei 50 °C inkubiert. Die Probe wurde filtriert und die zurückgehaltene Substanz wurde in 25 ml eines 0,1 M NaAc-Puffers (pH 5) überführt. Fünf ml Cellulase-TXL-Lösung wurden hinzugefügt und das Gefäß 24 Stunden lang bei 40 °C inkubiert.

Erst nach dem enzymatischen Aufschluss wurden die Präparate mit Fentons Reagenz oxidiert. Diese Kombination aus enzymatischer Verdauung und Fenton-Oxidation war notwendig, da die Fenton-Behandlung allein bei dieser Art von Proben nicht ausreichte, um genügend organisches Material zu entfernen, um eine µ-FTIR-Bildgebung zu ermöglichen. Eine detaillierte Analyse der Herausforderung der Probenvorbereitung für µ-FTIR bei komplexen Proben wurde kürzlich von einigen Mitgliedern unserer Gruppe33 veröffentlicht, in der weitere Details zu finden sind.

Zu diesem Zweck wurde die Mischung filtriert und die vom Filter zurückgehaltenen Stoffe in ein frisches Becherglas mit ca. 20 ml gefiltertes entionisiertes Wasser. Dann wurden 20 ml 30 %ige H2O2-Lösung zugegeben und die Mischung kontinuierlich mit einem Magnetrührstab unter dem Abzug gerührt, während 20 ml 0,05 M Fe(II)-Lösung (7,5 g Eisen(II)sulfat-Heptahydrat (FeSO4) zugegeben wurden · 7 H2O) in 500 ml Reinstwasser und 3 ml konzentrierter Schwefelsäure). Um die Reaktionstemperatur unter 40 °C zu halten, wurde erneut ein Eisbad verwendet. Nach etwa 2 Stunden war die Reaktion abgeklungen und die Reagenzien wurden über einen 10-µm-Edelstahlfilter abfiltriert. Restliches Fenton-Reagenz wurde durch Spülen des Filterretentats mit gefiltertem entionisiertem Wasser entfernt.

Auf diese Behandlung folgte ein Dichtetrennungsschritt mit einer wässrigen Zinkchloridlösung. Dazu wurde das zurückgehaltene Material mit einem Metallspatel aus dem Filter in ein sauberes Becherglas überführt und mit ca. 50 mL ZnCl2-Lösung (ρ = 1,8 g cm−3) versetzt. Die Mischung wurde mit einem Magnetrührstab gerührt, bis alle Aggregate dispergiert waren. Anschließend wurde die Mischung in einen Scheidetrichter mit geraden Wänden und einem Fassungsvermögen von 400 ml überführt. Die Mischung wurde mehrere Minuten mit einem Glasstab gerührt und über Nacht (mindestens 12 Stunden) stehen gelassen. Eventuell in der Probe vorhandene Kunststofffragmente trennen sich von allen mineralischen Stoffen, indem sie nach oben steigen. Nach der Freisetzung des Sediments wurde die Partikelfraktion mit niedriger Dichte auf einen neuen 10-µm-Edelstahlmaschenfilter filtriert, der dann mit 98 % gefiltertem Ethanol und gefiltertem entionisiertem Wasser gespült wurde, um restliches ZnCl2 zu entfernen.

Abhängig von der Ausgangsmenge und der Qualität seiner Matrix kann die Anzahl der durch die Reinigung zurückgewonnenen Partikel variieren. Um Matrixinterferenzen zu vermeiden, die eine FTIR-Analyse unmöglich machen würden, dürfen die Aluminiumoxid-Probenträgerfilter (0,2 μm, Anodisc, Whatman GE Healthcare) nicht überlastet werden. Daher wurden Proben mit einem hohen Anteil an Stoffen in gefiltertem entionisiertem Wasser suspendiert, gleichmäßig über einen Edelstahlfilter mit 5 µm Poren (Durchmesser: 47 mm) filtriert und dann mit einer speziell angefertigten Zange, die den kreisförmigen Filter in zwei Hälften teilt, halbiert. Eine Hälfte wurde in ein sauberes 100-ml-Becherglas gespült, während die andere als Ersatzprobe aufbewahrt wurde. Dieser Vorgang wurde so oft wie nötig wiederholt, um eine Teilprobe zu erhalten, die zur spektroskopischen Messung auf 3–5 Aluminiumoxidfilter übertragen werden konnte. Die Filter wurden mit Focal-Plane-Array-basierter µ-FTIR-Spektroskopie24 analysiert, die die Bestimmung der Fragmentform, -größe, -farbe und des Polymertyps (wiederum über das IR-Spektrum) unter Verwendung eines Bruker Hyperion 3000 FTIR-Mikroskops (Bruker Optik GmbH) ermöglicht. Ausgestattet mit einem 64 × 64 Pixel FPA-Detektor in Verbindung mit einem Tensor 27-Spektrometer. Die Proben wurden im Transmissionsmodus mit einem 3,8 × IR-Objektiv (räumliche Auflösung 11,05 µm pro Pixel) und einem Wellenlängenbereich von 3600–1250 cm−1 (Auflösung 8 cm−1, 6 akkumulierte Scans) gemessen. Die Datenverarbeitung wurde mit der Bruker OPUS-Software Version 7.5 (Bruker Optik GmbH) durchgeführt und die automatisierte Spektralanalyse wurde mit dem Modul „BayreuthParticleFinder“ in ImageLab Version 4.1 (EPINA GmbH, Güttersloh, Deutschland) basierend auf Random Forest Decision Classifiers34 für 22 verschiedene Polymertypen durchgeführt .

Mittels FTIR-Spektroskopie wurden die Materialeigenschaften der BDP-Fragmente, der kommerziellen biologisch abbaubaren Beutel und der Referenzmaterialien direkt verglichen. Die Messung wurde entweder mit einem FTIR-Spektrometer der Digilab Excalibur-Serie (Bereich 4000 bis 550 cm−1, Auflösung ~4 cm−1, 16 kumulative Scans) oder einem PerkinElmer Spectrum 100 FTIR-Spektrometer (Bereich 4000 bis 450 cm−1, Auflösung 4) durchgeführt cm−1, 4 kumulative Scans).

Der Polymergehalt und die Zusammensetzung der Beutel und Fragmente wurden durch 1H-NMR in CDCl3 mit 64 Scans unter Verwendung eines 300 MHz Bruker Ultrashield 300-Spektrometers quantifiziert. Zur Auswertung wurde die Software MestreNova verwendet. Als interner Standard diente 1,2-Dichlorethan (DCE), das einen einzelnen Peak bei 3,73 ppm zeigt. Protonenpeakintegration der Bereiche bei chemischen Verschiebungen von 4,37–4,43 ppm (abgekürzt als AT, Methylen in BT-Einheiten), 4,08–4,14 ppm (abgekürzt als AA, Methylen in BA-Einheiten), 5,12 ppm (abgekürzt AL, Methin in Lactideinheiten). ) und 3,73 ppm (abgekürzt als ASTD, Methylen im internen Standard DCE) wurden zur Berechnung der jeweiligen Massen von PBAT und PLA im Rückstand gemäß:

wobei mPBAT die Masse von PBAT ist; nBT und nBA entsprechen den Molen der BT- bzw. BA-Einheiten von PBAT; MBT und MBA sind ihre Molmassen; mPLA ist die Masse von PLA; nLA entspricht den Molen der Milchsäureeinheit; ML ist die entsprechende Molmasse; MSTD ist die Molmasse des internen Standards; und mSTD ist die Masse (Menge), die bei der Messung verwendet wird. Darüber hinaus wurden die Verhältnisse der BT- und BA-Einheiten innerhalb der PBAT-Fraktion einer bestimmten Probe aus den 1H-NMR-Daten berechnet.

Die DSC wurde mit einem DSC 204 F1 Phoenix von Netzsch Instruments bei –50 bis 200 °C mit einer Heizrate von 10 °C min−1 unter Stickstoffatmosphäre mit einer Durchflussrate von 20 ml min−1 durchgeführt. Jede Messung bestand aus zwei vollständigen Heiz- und Kühlläufen.

WAXS wurde auf einem Bruker D8 Advance-Diffraktometer in 2θ-Bereichen von 5°–60° (für Referenz-PLA und PBAT) und 8°–45° (für BDP-Fragmente aus Kompost und kommerziellen Beuteln) im Transmissionsmodus (Schrittgröße = 0,05) durchgeführt °, Scanrate 40 s Schritt−1) und Cu Kα (λ = 1,54 Å) Röntgenstrahlen wurden verwendet. Folien aus den Referenzmaterialien PBAT und PLA wurden durch Heißpressen bei 150 °C bzw. 160 °C hergestellt. Das hitzegepresste PLA wurde 3 Tage lang bei 80 °C weiter getempert, um die Kristallinität zu erhöhen.

Restliches PBAT- und PLA-Material, das Fragmenten < 1 mm entspricht, wurde in großen Mengen aus Kompostproben unter Verwendung einer zuvor veröffentlichten Methode35 in modifizierter Form extrahiert. Kompost-Aliquots wurden zunächst durch ein 1-mm-Netz gesiebt, um die größeren Fragmente zu entfernen, und dann vor der Extraktion 48 Stunden lang bei 60 °C getrocknet. Einhundert Gramm Material wurden in 500-ml-Glasflaschen gegeben und 250 ml einer 90/10 Vol.-%igen Chloroform/Methanol-Mischung wurden zugegeben. Die Glasflaschen wurden verschlossen, 10 Minuten lang auf einen horizontalen Schüttler gestellt und anschließend 10 Minuten lang in einem Wasserbad bei Raumtemperatur beschallt. Anschließend wurden die Behälter über Nacht in einen Abzug gestellt. Am nächsten Tag wurde der Inhalt unter Vakuum durch einen Büchner-Trichter geleitet und die zurückgehaltenen Rückstände wurden mit überschüssigem Chloroform gewaschen, um jegliches verbleibende gelöste Material zu entfernen. Die Lösungsmittel wurden durch Rotationsverdampfung unter Vakuum aus dem Filtrat entfernt und der erhaltene Rückstand wurde über Nacht in einem Ofen bei 45 °C unter Vakuum getrocknet. Zur Quantifizierung des Polymergehalts und der Polymerzusammensetzung wurden für jeden Extrakt 1H-NMR-Spektren aufgezeichnet. 1,2-Dichlorethan wurde als innerer Standard gewählt, da es einen einzelnen Peak bei d = 3,74 ppm aufweist und daher nicht mit den Peaks von PLA und PBAT interferiert (siehe Abbildung S4). Die Peaks, die PLA oder PBAT in einem Spektrum zugeordnet wurden, waren integriert. Da die Peakintensität von 1H-NMR proportional zur Anzahl der Protonen in einem Molekül ist, können die Integrationswerte der Peaks zur Quantifizierung verwendet werden. Die für die Extrakte berechneten Mengen an PBAT und PLA wurden dann mit dem Trockengewicht korreliert der extrahierten Kompostprobe ermittelt und zur Berechnung der Gesamtmassenkonzentration (Gew.-%) von PBAT und PLA pro Einheit getrockneten Komposts verwendet.

Alle Daten sind im Haupttext oder den ergänzenden Materialien verfügbar.

“DIN EN 13432:2000-12, Verpackung_- Anforderungen an die Verwertung von Verpackungen durch Kompostierung und biologischen Abbau_- Prüfschema und Bewertungskriterien für die Einstufung von Verpackungen; Deutsche Fassung EN_13432:2000” (Beuth Verlag GmbH). https://doi.org/10.31030/9010637.

Anbumani, S. & Kakkar, P. Ökotoxikologische Auswirkungen von Mikroplastik auf Biota: Eine Übersicht. Umgebung. Wissenschaft. Umweltverschmutzung. Res. 25, 14373–14396 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Weithmann, N. et al. Organischer Dünger als Vehikel für den Eintrag von Mikroplastik in die Umwelt. Wissenschaft. Adv. 4, eaap8060 (2018).

Artikel ADS Google Scholar

Reißfeste Biomülltüten für den Kompost. https://www.basf.com/at/de/media/science-around-us/tear-resistent-waste-bags-for-compost.html.

Kern, M., Neumann, F., Siepenkothen, H.-J., Turk, T. & Löder, M. Kunststoffe im Kompost. Müll Abfall 5, 1 (2020).

Google Scholar

Kern, M., Turk, T., Hüttner, A. & Koj, U. BAW-Beuteleinsatz in Biogutvergärungsanlagen. Müll Abfall 4, 1 (2017).

Google Scholar

Bagheri, AR, Laforsch, C., Greiner, A. & Agarwal, S. Schicksal sogenannter biologisch abbaubarer Polymere in Meerwasser und Süßwasser. Globale Herausforderung. 1, 1700048 (2017).

Artikel Google Scholar

Mochizuki, M. & Hirami, M. Strukturelle Auswirkungen auf den biologischen Abbau aliphatischer Polyester. Polym. Adv. Technol. 8, 203–209 (1997).

3.0.CO;2-3" data-track-action="article reference" href="https://doi.org/10.1002%2F%28SICI%291099-1581%28199704%298%3A4%3C203%3A%3AAID-PAT627%3E3.0.CO%3B2-3" aria-label="Article reference 8" data-doi="10.1002/(SICI)1099-1581(199704)8:43.0.CO;2-3">Artikel CAS Google Scholar

Abou-Zeid, D. Anaerober biologischer Abbau natürlicher und synthetischer Polyester. Vegetatio https://doi.org/10.24355/dbbs.084-200511080100-81 (2000).

Artikel Google Scholar

Wang, S. et al. Eigenschaften und biologische Abbaueigenschaften des Nanokomposits Poly(3-hydroxybutyrat-co-3-hydroxyvalerat)/organophiler Montmorillonit (PHBV/OMMT). Polym. Degrad. Stechen. 87, 69–76 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Helmberger, MS, Tiemann, LK & Grieshop, MJ Auf dem Weg zu einer Ökologie von Bodenmikroplastik. Funktion. Ökologisch. 34, 550–560 (2020).

Artikel Google Scholar

Ng, EL et al. Ein Überblick über die Mikroplastik- und Nanoplastikverschmutzung in Agrarökosystemen. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 627, 1377–1388 (2018).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Palsikowski, PA, Kuchnier, CN, Pinheiro, IF & Morales, AR Biologischer Abbau von PLA/PBAT-Mischungen im Boden, die mit Kettenverlängerern kompatibel sind. J. Polym. Umgebung. 26, 330–341 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Wang, J. et al. Mikroplastik als Schadstoffe in der Bodenumgebung: Eine Kurzübersicht. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 691, 848–857 (2019).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Boots, B., Russell, C. & Green, D. Auswirkungen von Mikroplastik in Bodenökosystemen: über und unter der Erde. Umgebung. Wissenschaft. Technol. https://doi.org/10.1021/acs.est.9b03304 (2019).

Artikel PubMed Google Scholar

Lambert, S., Scherer, C. & Wagner, M. Ökotoxizitätsprüfung von Mikroplastik: Berücksichtigung der Heterogenität der physikalisch-chemischen Eigenschaften. Integr. Umgebung. Bewerten. Geschäftsführer 13, 470–475 (2017).

Artikel CAS Google Scholar

Ren, Y., Hu, J., Yang, M. & Weng, Y. Biologisches Abbauverhalten von Poly(milchsäure) (PLA), Poly(butylenadipat-co-terephthalat) (PBAT) und ihren Mischungen unter Faulschlamm Bedingungen. J. Polym. Umgebung. 27, 2784–2792 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Kijchavengkul, T. et al. Biologischer Abbau und Hydrolyserate von aliphatischem aromatischem Polyester. Polym. Degrad. Stechen. 95, 2641–2647 (2010).

Artikel CAS Google Scholar

Pan, H. et al. Die Wirkung von MDI auf die Struktur und die mechanischen Eigenschaften von Poly(milchsäure)- und Poly(butylenadipat-Co-butylenterephthalat)-Mischungen. RSC Adv. 8, 4610–4623 (2018).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Napper, IE & Thompson, RC Umweltzerstörung von biologisch abbaubaren, oxo-biologisch abbaubaren, kompostierbaren und herkömmlichen Kunststofftragetaschen im Meer, im Boden und im Freien über einen Zeitraum von drei Jahren. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 4775–4783 (2019).

Artikel ADS CAS Google Scholar

de Souza Machado, AA et al. Mikroplastik kann die Bodeneigenschaften verändern und die Pflanzenleistung beeinträchtigen. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 6044–6052 (2019).

Artikel ADS Google Scholar

Zhang, W., Heaven, S. & Banks, CJ Abbau einiger EN13432-konformer Kunststoffe bei der simulierten mesophilen anaeroben Vergärung von Lebensmittelabfällen. Polym. Degrad. Stechen. 147, 76–88 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Correa-Pacheco, ZN et al. Vorbereitung und Charakterisierung biobasierter PLA/PBAT- und Zimt-ätherischer Öl-Polymerfasern und Ökobilanz aus hydrolytischem Abbau. Polymere (Basel). https://doi.org/10.3390/polym12010038 (2019).

Artikel PubMed PubMed Central Google Scholar

Löder, MGJ et al. Mikro-Fourier-Transformations-Infrarotbildgebung auf Basis eines Focal-Plane-Array-Detektors zur Analyse von Mikroplastik in Umweltproben. Umgebung. Chem. 12, 563–581 (2015).

Artikel Google Scholar

Löder, MGJ et al. Enzymatische Reinigung von Mikroplastik in Umweltproben. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 51, 14283–14292 (2017).

Artikel ADS Google Scholar

Kehres, B. Bundesgütegemeinschaft Kompost, Eds., Methodenbuch zur Analyse Organischer Düngemittel, Bodenverbesserungsmittel und Substrate (Selbstverlag, Köln, 5. Aufl., 2006).

Watteau, F., Dignac, M.-F., Bouchard, A., Revallier, A. & Houot, S. Mikroplastiknachweis in Böden, ergänzt durch Komposte aus Siedlungsabfällen, wie durch Transmissionselektronenmikroskopie und Pyrolyse/GC/MS ermittelt. Vorderseite. Aufrechterhalten. Lebensmittelsystem https://doi.org/10.3389/fsufs.2018.00081 (2018).

Artikel Google Scholar

Jeong, C.-B. et al. Mikroplastikgrößenabhängige Toxizität, Induktion von oxidativem Stress und p-JNK- und p-p38-Aktivierung im monogononten Rädertierchen (Brachionus koreanus). Umgebung. Wissenschaft. Technol. 50, 8849–8857 (2016).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Hwang, J. et al. Mögliche Toxizität von Polystyrol-Mikroplastikpartikeln. Wissenschaft. Rep. 10, 7391 (2020).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Galloway, TS, Cole, M. & Lewis, C. Wechselwirkungen von Mikroplastikmüll im gesamten Meeresökosystem. Nat. Ökologisch. Entwicklung 1, 1–8 (2017).

Artikel Google Scholar

Ramsperger, AFRM et al. Umwelteinflüsse verstärken die Internalisierung von Mikroplastikpartikeln in Zellen. Wissenschaft. Adv. 6, eabd1211 (2020).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Riedl, SAB et al. In-vitro-Kultivierung primärer Darmzellen von Eisenia fetida als Grundlage für ökotoxikologische Studien. Ökotoxikologie https://doi.org/10.1007/s10646-021-02495-2 (2021).

Artikel PubMed PubMed Central Google Scholar

Möller, JN et al. Bewältigung der Herausforderung der Extraktion von Mikroplastik aus Böden: Ein Protokoll zur Reinigung von Bodenproben für die spektroskopische Analyse. Umgebung. Toxicol. Chem. 41, 844 (2021).

Artikel Google Scholar

Hufnagl, B. et al. Eine Methode zur schnellen Identifizierung und Überwachung von Mikroplastik in Umweltproben mithilfe von Waldklassifikatoren mit Zufallsentscheidung. Anal. Methoden 11, 2277–2285 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Nelson, TF, Remke, SC, Kohler, H.-PE, McNeill, K. & Sander, M. Quantifizierung synthetischer Polyester aus biologisch abbaubaren Mulchfolien in Böden. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 54, 266–275 (2020).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Referenzen herunterladen

Wir danken den Betreibern der Bioabfallbehandlungsanlagen für die Zusammenarbeit und Unterstützung. Darüber hinaus möchten wir A. Schott, H. Schneider und K. Thompson für die hervorragende technische Unterstützung danken. Diese Studie wurde gefördert durch die Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) – SFB 1357 – 391977956. Wir bedanken uns auch für die finanzielle Unterstützung des Ministeriums für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft Baden-Württemberg (Projekt: MiKoBo, Referenznummer BWMK18001 und BWMK18007). Open Access Publishing wurde gefördert durch die Deutsche Forschungsgemeinschaft – 491183248 und den Open Access Publishing Fund der Universität Bayreuth. Yuanhu Zhang möchte dem CSC (China Scholarship Council) für die Stipendienunterstützung danken.

Open-Access-Förderung ermöglicht und organisiert durch Projekt DEAL. Deutsche Forschungsgemeinschaft, SFB 1357-„Mikroplastik“ 391977956 (TS, YHZ, MJGL, SA, AG, CL, RF). Ministerium für Umwelt, Klimaschutz und Energie, Baden-Württemberg, Deutschland BWMK18001 und BWMK18007 (TS, JNM, MJGL, CL, RF).

Diese Autoren haben gleichermaßen beigetragen: Thomas Steiner, Yuanhu Zhang und Julia N. Möller.

Diese Autoren haben diese Arbeit gemeinsam betreut: Andreas Greiner, Christian Laforsch und Ruth Freitag.

Prozessbiotechnologie, Universität Bayreuth, Universitätsstraße 30, 95440, Bayreuth, Deutschland

Thomas Steiner & Ruth Freitag

Makromolekulare Chemie II, Universität Bayreuth, Bayreuth, Deutschland

Yuanhu Zhang, Seema Agarwal & Andreas Greiner

Tierökologie I & BayCEER, Universität Bayreuth, Bayreuth, Deutschland

Julia N. Möller, Martin GJ Löder & Christian Laforsch

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Sie können diesen Autor auch in PubMed Google Scholar suchen

Konzeptualisierung: TS, SA, AG, MGJL, CL, RF Methodik: TS, YHZ, JNM, MJGL, SA, AG, CL, RF Validierung: TS, YHZ, JNM, MJGL, SA, AG, CL, RF Untersuchung: TS , YHZ, JNM, RF Visualisierung: TS, YHZ Aufsicht: SA, AG, MGJL, CL, RF Schreiben – Originalentwurf: TS, RF Schreiben – Überprüfung und Bearbeitung: TS, YHZ, JNM, MJGL, SA, AG, CL, RF

Korrespondenz mit Ruth Freitag.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Springer Nature bleibt neutral hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten.

Open Access Dieser Artikel ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert, die die Nutzung, Weitergabe, Anpassung, Verbreitung und Reproduktion in jedem Medium oder Format erlaubt, sofern Sie den/die ursprünglichen Autor(en) und die Quelle angemessen angeben. Geben Sie einen Link zur Creative Commons-Lizenz an und geben Sie an, ob Änderungen vorgenommen wurden. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe für das Material nichts anderes angegeben ist. Wenn Material nicht in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten ist und Ihre beabsichtigte Nutzung nicht gesetzlich zulässig ist oder über die zulässige Nutzung hinausgeht, müssen Sie die Genehmigung direkt vom Urheberrechtsinhaber einholen. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Nachdrucke und Genehmigungen

Steiner, T., Zhang, Y., Möller, JN et al. Kommunale Bioabfallbehandlungsanlagen tragen zur Belastung der Umwelt mit Rückständen biologisch abbaubarer Kunststoffe mit vermeintlich höherem Persistenzpotenzial bei. Sci Rep 12, 9021 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-12912-z

Zitat herunterladen

Eingegangen: 3. Januar 2022

Angenommen: 16. Mai 2022

Veröffentlicht: 30. Mai 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-12912-z

Jeder, mit dem Sie den folgenden Link teilen, kann diesen Inhalt lesen:

Leider ist für diesen Artikel derzeit kein Link zum Teilen verfügbar.

Bereitgestellt von der Content-Sharing-Initiative Springer Nature SharedIt

Wasser-, Luft- und Bodenverschmutzung (2023)

Weltjournal für Mikrobiologie und Biotechnologie (2023)

Durch das Absenden eines Kommentars erklären Sie sich damit einverstanden, unsere Nutzungsbedingungen und Community-Richtlinien einzuhalten. Wenn Sie etwas als missbräuchlich empfinden oder etwas nicht unseren Bedingungen oder Richtlinien entspricht, kennzeichnen Sie es bitte als unangemessen.