废弃生物可降解塑料的处理方法与发展趋势

韩石磊,张付申*

废弃生物可降解塑料的处理方法与发展趋势

韩石磊1,2,张付申1,2*

(1.中国科学院生态环境研究中心,固体废弃物处理与资源化实验室,北京 100085；2.中国科学院大学,北京 100049)

生物可降解塑料近年来在众多领域得到了广泛应用,废弃后的生物可降解塑料(WBP)制品容易对环境造成污染,其回收处理与资源化利用是这类塑料规模化应用的重要保障.本文介绍了WBP的主要处理方法,重点对机械回收、化学回收、生物处理、填埋、焚烧和升级利用进行了阐述,进一步分析了在回收处理过程中遇到的问题,预测了未来发展的趋势,以期为WBP的绿色处理与资源高效再生循环提供指导.

生物可降解塑料；化学回收；生物处理；升级利用；资源循环

近年来,世界各国相继出台了一系列关于一次性塑料制品的管理措施[1],加之对日益短缺石油资源的重视,生物可降解塑料的使用量逐年提高[2].据报道,2022年全球生物可降解塑料产能约126万t,主要包括聚乳酸(PLA)、聚对苯二甲酸-己二酸丁二醇酯(PBAT)、淀粉基塑料、聚羟基脂肪酸酯(PHA)等[3].生物可降解塑料不仅可以缓解石油短缺的现状,还可以降低对环境与人体健康的危害[4],目前已经在日常生活[5-6]、农业[7]、包装、医疗[8-9]、汽车等领域广泛应用.

1 生物可降解塑料的来源及特点

生物可降解塑料可根据其来源分为生物基可降解塑料和石化基生物可降解塑料,生物基可降解塑料主要是利用生物质如淀粉、纤维素、木质素、壳聚糖等作为主要原料生产生物可降解塑料[10].石化基生物可降解塑料是以煤、石油等化石能源为主要原料生产生物可降解塑料.如图1所示,部分生物基塑料的原料来自生物质,但不一定能被生物降解,其生物降解性是根据降解的途径以及降解速率确定的[11-12];还有部分生物可降解塑料是化石燃料基,但可以被生物降解.典型的例子是生物基聚对苯二甲酸己二醇酯(PET)来源于可再生资源,但不能被生物降解,相反聚己内酯(PCL)是石油基塑料,但是可以完全被生物降解[13].常见的生物可降解塑料的合成方式、优缺点和降解环境如表1所示.

传统塑料的不可降解性破坏了生态平衡,并且由于缺乏有效的处理方法,大部分塑料废弃物被焚烧,造成大量温室气体排放[14].生物可降解塑料虽然能有效改善传统塑料存在的问题,但是,废弃生物可降解塑料(WBP)制品如果不采取恰当的处理方法,同样会对环境造成危害[15-16].生物可降解塑料可以在自然环境中通过光、热、湿度和化学条件以及生物活性等环境因素影响,使聚合物发生链断裂、化学转换和物理变化[17],最终分解成CO2和H2O,一般认为不需要进行回收.实际上,生物可降解塑料通常用作一次性材料,并且成本高于传统塑料.WBP只利用环境中的微生物进行降解处理而不采取回收处理,将会导致更多的碳排放和资源浪费.因此,从资源利用和低碳排放的角度出发,必须对WBP进行回收处理[18].

另一方面,从循环经济的视角分析,WBP的循环利用同样需要关注.图2是WBP处理方案的循环与管理等级,可根据实际情况选择合适的处理方法[19-20].本文围绕近年来国内外WBP的处理研究,对其处理方法归纳总结,分析了机械回收、化学处理、生物处理、填埋、焚烧、升级回收的优缺点,并结合目前的处理方法预测了WBP处理方法的发展趋势,以期为WBP资源的高效回收利用提供参考.

图1 生物可降解塑料的来源[21]

图2 生物可降解塑料处理方案中的再生利用与管理级别[20]

表1 不同种类生物可降解塑料的特点

2 可降解塑料的处理方法

2.1 机械回收

机械回收是常见的一种WBP回收方法,优点是投资少、技术参数可控、操作简单[30],其流程包括回收、分类、研磨、再加工四个步骤[31-32].机械回收WBP可分为开环回收与闭环回收,闭环回收亦称为初级回收,是对废弃物的再处理与再利用,能够回收高质量产品.闭环回收要求原料清洁、无污染、类型单一;开环回收亦称二次回收,需对回收的塑料再加工,其再加工的产品可作为原料用于其它领域.机械回收的机理是利用机械物理作用发生的物理化学反应以及机械力化学效应,回收废旧生物可降解塑料.在强烈的多种机械力及摩擦热的综合作用下,WBP内部分子链断裂生成机械力活化原子基团,即自由基.网状交联大分子聚合物随分子链的断裂,形成更小的网状交联单元.交联密度下降,产生低聚交联的高聚物.从而实现塑料的再生回收和循环利用[33-34].

生物可降解塑料产品与传统塑料制品在外观与手感上相似,不易区分,因此WBP在回收过程中容易混入传统塑料,而WBP的混入对塑料回收率以及产物的性能都会产生影响[35].机械熔融回收WBP和传统塑料的混合物,其机械性能与单独熔融回收的传统塑料相比会下降,主要是因为WBP与传统塑料不能完全混熔[36-37].Aldas等[38]研究表明,WBP的混入会降低回收的聚对苯二甲酸己二醇酯(PET)机械性能,并且对其外观也会产生影响.单一种类的WBP经过多次机械处理,会导致其链断裂过程中发生化学结晶,因此性能也有所下降.Akesson等[39]采用挤压成型对聚羟基丁酸酯(PHB)多次再循环处理,通过测试聚合物结构与热机械性能评估其回收性,经过两次挤压循环后,材料的物理性能显著降低,第三次循环后,拉伸强度降低50%以上.为解决机械回收处理WBP性能下降的问题,有研究人员利用多次挤出的聚合物采用共混机械循环或添加扩链剂的方法进行改善,例如PLA的脆性可以与PBAT共混解决,热塑性淀粉的吸湿性可以与亲水性差的PBAT混合解决[40].Beltran等[31,41-42]将回收的PLA与原始聚合物共混并添加少量扩链剂和有机填料用于改善回收的PLA性能,结果表明其有助于提高PLA的可回收性,并减小材料对环境的危害.

WBP中掺杂其它塑料会给机械回收带来一定难度,因此需要开发出集分类与收集于一体的技术,从而将WBP与其它种类的塑料进行有效分离.目前,适用于传统塑料的分类技术较为成熟,但分离WBP与传统塑料的设备与方法并不多,近红外光谱分选(NIR)是分离WBP与传统塑料的常用技术.美国的Nature Works公司用NIR有效分离了PLA与PET,有效降低后续回收工作的压力[16,43].Wojnowska等[30]利用NIR测试PLA在混合废塑料中的分离效果,结果表明NIR可以有效分离PLA,并且生物基塑料不会干扰传统塑料的回收.Chen等[44]用NIR对塑料废弃物进行分选,通过对PLA的物理和光谱特性研究,确定了PLA可以从常规塑料中分离,并且PLA不影响常规塑料的检测与分类过程.

生物可降解塑料的机械回收都是基于热机械再加工,没有过多成熟的工业设施,多数研究仍在实验室进行.因此WBP机械处理的关键是解决回收塑料掺杂问题,完善闭环回收的工艺,从而保证回收产品的质量.目前,机械回收的价格评估按1t处理量进行计算,直接挤出成型的成本为88.64元,直接造粒的成本是105.08元,相对于用原材料直接生产生物可降解塑料,机械回收WBP的利润相当可观[45].

机械回收生物可降解塑料的中试应用是Soroudi等[46]以废弃PLA为研究对象,测试了废弃物的机械性能、流变性能、热性能以及稳定剂对废弃PLA性能的影响,发现中试规模上废弃物的机械循环最高可达7次,废弃PLA再处理的冷却过程中结晶度会随着注射循环次数的增加而增加,这可以通过注射过程中链断裂引起的链迁移率较高,稳定剂的加入在冷却过程中会抑制结晶.此外,PLA的大部分机械性能会迅速变弱,导致无法用于聚合物的工业应用,这种性能的下降可通过流变实验和分子量测试解释.并且发现醌是一种有效稳定剂,可以捕获自由基并在加工温度下随着时间的推移保持PLA的链长.

2.2 化学回收

化学回收是通过化学反应改变聚合物的化学结构,将WBP分解成低聚物或单体用于合成新材料,从而实现重新制作产品并且不会降级循环的目标[47].化学回收WBP可根据反应条件的不同分为醇解、水解、酶促降解、还原解聚、糖酵解等[47].表2是化学回收和机械回收的研究结果、实验方法、技术参数的汇总.

表2 机械回收和化学回收生物可降解塑料的研究方法、获得的结论或最终产品[27-29]

2.2.1 醇解 根据试剂的不同,醇解可分为甲醇解聚与乙醇解聚,常用的是甲醇解聚.醇解适用于生物基生物可降解塑料和石油基非生物可降解塑料,如利用甲醇可以将聚乳酸(PLA)转化为乳酸甲酯,同样使用甲醇也可以对聚对苯二甲酸己二醇酯(PET)进行解聚[48].醇解的机理是以甲醇或乙醇作为溶剂对高分子聚合物起到溶解-解聚的作用,同时作为反应物起到酯交换作用,因此聚酯的降解反应是在聚合物分子链的无规则断裂和聚酯结构中进行酯交换反应的双重作用下发生[49].

不同种类的醇,可以通过酯交换反应破坏PLA的酯键产生乳酸酯,同时还需要酯交换催化剂才能实现PLA在相对温和的反应条件下充分解聚[50-51].目前,大多数醇解研究聚焦在可控生产聚乳酸的催化剂.Leibfarth等[52]利用三氮杂环癸烯(TBD)催化剂,将废弃PLA在室温条件下转化为乳酸酯,并且完全保留乳酸物种的化学成分.Liu等[53]将FeCl3作为催化剂,回收PLA甲醇解聚的乳酸甲酯,在最佳反应条件下,PLA的转化率达到96.0%,乳酸甲酯的回收率达到87.2%,并且FeCl3可以在给定条件下至少重复使用6次.Xie等[54]以PLA为研究对象,四甲基氟化铵(TMAF)作为催化剂,发现商用PLA颗粒可以完全被甲醇解聚,产率接近100%,并且TMAF可以重复使用.

为了进一步提高醇解回收WBP的效率,实现对WBP的规模性回收,研究者对实验方法进行了诸多改进.Nim等[55]为提高醇解效率,开发了利用多种醇对废弃PLA醇解的工艺,以1,3-丙二醇(PDO)、丙二醇(PG)和甘油(Gly)为原料,钛酸四丁酯(TBT)为催化剂,采用微波反应器进行醇解反应,通过对产物的组成和结构分析,其醇解产物主要是单乳酸盐,表明此工艺在长链PLA的酯键裂解应用具有较高效率.Lamberti等[56]为实现PLA的大规模回收,采用醋酸锌二水化合物(ZnAc)和4-(二甲胺基)吡啶(DMAP)酯交换催化剂进行测试,最终将甲醇和乙醇转化为增值产品乳酸甲酯与乳酸乙酯,结果表明该反应分为两步,第一步反应活化能为73kJ/mol,第二步反应活化能为40.16kJ/mol,当两种催化剂的比例相等时,反应会出现协同效应,会产生最高的反应速率,由于这两种催化剂的价格低廉,因此这种协同效应有利于PLA的大规模回收.

2.2.2 水解 生物可降解塑料的水解是指脂肪族聚酯的解聚,主要由聚合物主链键类型决定其键断裂动力学[17],通常需要在高温、高压、添加酸催化剂的条件下处理[57].生物可降解塑料的水解机理是藻类、真菌、细菌等天然微生物利用现有的酶,催化聚合物的链发生断裂,最终产生单体和低聚物的过程.水解主要通过表面侵蚀或整体侵蚀进行.生物可降解塑料表面和内部均会发生整体侵蚀,通过水在聚合物无定型区域的扩散引发水解反应,低聚物缓慢扩散到聚合物表面后逐渐溢出[58-59].表面侵蚀从聚合物表面开始,聚合物的体积减小,并且表面侵蚀速率远高于整体侵蚀,表面侵蚀是疏水聚合物、半结晶聚合物以及水解速率较快的聚合物发生降解的主要机制[60].

WBP水解处理的缺点是工艺复杂、成本高、水解慢.目前,已有学者在探究生物可降解塑料在不同条件下的水解速率,从而总结出最佳的降解条件.Yagihashi等[61]采用控制变量法,对PLA的降解进行探究,发现在碱性水热条件下更有利于PLA的降解,结果表明PLA的降解反应发生在颗粒表面,限速步骤是产物在表面的溶解反应.Bano等[18]采用水解法,对PBAT进行了高效的环保回收,将PBAT加入到含有KOH的乙醇溶液中进行水解实验,发现PBAT的降解率达到80%以上.对整个回收过程的碳排放进行评估发现,其碳排放量仅为生物降解的一半,并且剩下的反应溶液可以多次循环利用,这种高效环保的水解方法可以为WBP的回收提供新的思路.

2.2.3 酶促降解 酶促降解是一种较为新颖的WBP回收方法,优点是反应条件温和并且能耗较低,缺点是技术不够成熟,对于结晶度高且分子间作用力大的聚合物PHA和PCL,需要较长的时间才能完成降解.此外,酶促降解所需的酶催化剂是一种蛋白质催化剂,因此对降解的温度要求较高.酶促降解主要是由酶促过程驱动,酶通过降低反应的活化能,实现在不利条件下提升反应速率[17].具体机理是酶促酯键水解,使聚合物骨架裂解,以3-羟基丁酸酯(PHB)降解为例,Lai等[62]研究了PHB解聚酶的结构与S39A突变体和三聚体R-3-PHB底物的甲酯络合.主酰胺基团的S40和C250形成了氧阴离子空穴,裂缝位于PHB解聚酶的表面,通过几种疏水残基的疏水相互作用,有利于底物结合,13个疏水残基位于缝隙周围,有助于酶与PHB底物的结合,活性残基作为亲核试剂攻击底物的酯键,聚合物骨架断裂,解聚生成单体和低聚物,实现生物可降解塑料的降解.

国内外学者通过探究酶催化剂在不同条件下对WBP降解情况的影响,总结出合适的降解条件,从而为酶促降解提供技术指导.Zhang等[63]采用酶促降解法,以PBAT为研究对象,探究特定离子对聚酯薄膜酶降解的影响,在离子强度为10mmol/L,温度50˚C的条件下,阳离子和阴离子的质量损失率分别为Na+>K+>Ca2+和Cl->SO42->NO3-,结果表明特定离子对PBAT膜的酶降解速率与酯键酶水解的速率有关.Bi等[64]采用熔融缩聚法,合成聚丁二酸丁二醇酯(PBS),利用脂肪酶进行酶促降解,发现酶促降解速率会随共聚物中丁二醇与己二醇的比例而变化.因此PBS具有可调节的酶降解性,从而有望成为传统塑料在农业与包装中的替代品.Feghali等[65]提出对环境无害的聚己内酯(PCL)回收过程,采用酶促降解方法,在脂肪酶的作用下,PCL在60℃,干甲苯有机溶剂中酶解24h,发现干甲苯溶剂可以控制降解与聚合的过程.Sukkhum等[66]采用统计分析方法,优化3L气升发酵罐PLA降解酶的生产环境条件,发现Actinomadura keratinilytica NBRC 104111菌株T16-1产生的PLA降解酶具有将PLA降解为乳酸的潜力,其可用于PLA聚合物的循环利用.Wei等[67]采用酶促降解方法,以PCL为研究对象,发现在水环境中Amano脂肪酶对PCL的酶促水降解可以迅速产生大量微塑料颗粒,0.1g的PCL可以产生数百万颗粒,平均粒径为10μm,只有少数达到60 μm.生物可降解塑料具有降解的优势,但是也伴随产生微塑料的风险,因此有必要完善WBP的回收处理方法.

2.2.4 还原解聚 还原解聚一般采用催化方式进行,其方法在均相催化条件下使用还原剂,使C-O键断裂,从而将生物可降解塑料转化成新化学原材料,主要适用于生物基生物可降解塑料[68].Feghali等[69]以氢硅烷作为还原剂,对聚醚、聚酯和聚碳酸酯几种聚合物材料进行还原解聚,此方法的优点是,在室温下选择性的将传统塑料与WBP转为功能性化学物质醇和酚.Eernandes等[70]采用还原解聚的方法,以Zn(OAc)2·2H2O为催化剂对PCL、PLA、PET、聚对苯二甲酸丁二醇酯(PBT)废弃物进行解聚,最终得到1,6-己二醇、1,2-丙二醇、对二甲苯和四氢呋喃增值产品,并且发现该催化剂至少可以重复循环使用7次.Alberti等[71]采用钌基催化剂(Ru-PNN)对PLA进行加氢还原解聚,发现Ru-PNN可以将PLA解聚为丙二醇(PG).

2.2.5 糖酵解 糖酵解是塑料聚合物在酯交换催化剂的存在下,通过酯键断裂并用羟基末端取代的过程,主要适用于石油基塑料PET[72].糖酵解的优点是反应条件温和、试剂和产品无毒、产品易于分离纯化,缺点是在没有催化剂加入的条件下,糖酵解反应速率较低,但是加入催化剂会使催化剂难以从产物中分离,并且会产生副反应与杂质[73-74].糖酵解处理PET的机理是亲核攻击,PET的羰基向亲电子试剂提供孤对电子,在过渡态形成新的极性键,羰基获得暂时的正电荷,更强烈的吸附富电子亲核试剂,从而发生反应产生不同的产物[75].

目前,糖酵解回收WBP的文献较少,多数研究主要集中在提高糖酵解的回收产率.Castro等[76]采用糖酵解的方法,以PET为研究对象,探究了南极念珠菌脂肪酶和腐质霉角质酶催化PET糖酵解的能力,发现糖酵解有利于积累更多酯化产物,此发现为WBP的回收提供了新方法.Zheng等[77]为降低生物可降解塑料的生产成本,为3-羟基丁酸酯(P3HB)的生产找到更便宜的碳源,即木糖和甘油,通过非氧化糖酵解(NOG)途径可以明显提高产品回收率,之后将磷酸酮醇酶引入,并将此过程设计成利用大肠杆菌完成,木糖的碳产率从19%提高到24%,甘油的碳产率从30%提高到43%.

化学回收WBP的方法多种多样,然而成本问题阻碍了其发展,因此,不仅需要提高塑料回收产率,还需要降低回收的成本.Sriraam等[78]主要对塑料转化为高能燃料进行研究,塑料的利用不当,会导致最终流入垃圾填埋场,从而造成资源的浪费.通过对塑料进行催化热解生产汽油、柴油和减压瓦斯油进行了讨论,介绍了使用催化剂生产热解使用的能源,催化剂的使用降低了塑料转化为燃料的活化能,同时也提高了产品的选择性.对技术经济进行分析,评估化学回收技术能否商业规模进行,处理量按每天12t,工厂由一个反应器组成.投资成本包括直接成本和间接成本,直接成本包括购买设备和安装有关仪表仪器、管道、电气、建筑、服务设施和征地费用等,间接成本包括承包商费用和其他开支,通过对购买设备成本进行估算,这些固定资产花费范围从1万$到超过100万$.制造成本按每日处理12t计算,32%的成本是公用设施成本,26.4%是维护成本,原料和劳动约占制造总成本的32%.可变生产成本中材料成本是5 ￠/kg,电费为11.7 ￠/(kW·h),运行维护成本约为每年总设备成本的3%,折旧率按10%.除此之外,在原料处理方面,收集、分类、洗涤、剪切、运输、电能、加热气体和冷却水等都会影响燃料生产的经济性.

2.3 生物处理

可以通过堆肥和厌氧消化的方法对WBP处理.堆肥是一种在高温下控制的固态发酵,可以将废弃物转化为类似腐殖质的物质.厌氧消化是在缺氧条件下将废弃有机物分解,最终产物中的沼气,可用于供热与发电[79].

堆肥和厌氧消化的主要机理是聚酯中存在不稳定的酯键,很容受到相应酶的攻击,从而发生解聚生成单体和低聚物,而单体通过细胞膜进入细胞,由β-水解酶作用,最终在无氧或缺氧条件下产生CH4,在有氧条件下生CO2和H2O[59,80].表3列出了常见环境中的微生物以及所对应的生物可降解塑料[81].

表3 可降解塑料的降解微生物[81,83-85]

2.3.1 堆肥 堆肥的优点是可以在土壤中长期储存碳,同时堆肥产物还可以用作土壤改良剂改善土壤结构,缺点是产物以二氧化碳的形式增加碳排放,加剧全球变暖[20].堆肥是WBP有效的回收处理方法,可以有效避免WBP进入垃圾填埋场.但是,WBP与传统塑料混合对堆肥处理的质量与市场适应性会产生负面影响.因此,在考虑产物的市场、用途、成本等问题的同时,需要加强有机废弃物的分拣与不可堆肥传统塑料的回收[20].欧盟国家的有机回收由垃圾填埋场推动,要求成员国减少WBP进入垃圾填埋场,并采取相应措施鼓励进行WBP的单独收集与处理[82].

生物可降解塑料可以利用微生物降解,但生物可降解塑料产品不一定都可以进行堆肥处理[13],表4总结了WBP生物处理的方法与条件[20].

表4 废弃生物可降解塑料的生物处理方法及适用塑料类型

WBP的堆肥生物降解受多种因素影响,不同的聚合物结构和形态对降解的有效性具有重要作用,聚合物的高结晶度和界面的强氢键会抑制酶的攻击,常见的温度、pH值、分子量、水分、疏水性等也是影响堆肥降解的因素[89-90].Artham等[91]发现复杂的聚合物链使酶难以进入主链,并且高结晶度的聚合物解聚速率会更低,环境中的温度和水分含量也会影响聚合物降解速率.

堆肥中的微生物对生物可降解塑料的降解效果至关重要,利用合适的微生物可以有效提高降解的效率.Satti等[92]以PLA为研究对象,在堆肥条件下利用spS2菌属产生的脂肪酶探究降解效果,发现产生的脂肪酶能够有效解聚PLA.Sakai等[93]发现在堆肥发酵罐中分离出来的芽孢杆菌,在60℃、pH值为5的条件下可以对PLLA进行降解.Hu等[94]在堆肥聚脂薄膜中分离出100多株细菌,主要为放线菌和芽孢杆菌两大类,其中菌株AHK119被证明具有显著降解脂肪族-芳香族共聚酯膜的能力.Akbar等[95]从污泥样品中分离出链霉菌AF-111,通过在优化条件下制备出PBBV解聚酶,实验发现AF-111的解聚酶可以有效降解PHBV.

近年来,国内外研究者在堆肥处理WBP研究方面取得较大进展,探究了不同条件下WBP的降解效果和对环境影响.Sintim等[96]采用堆肥和土壤降解的方法,以PBAT和淀粉复合塑料、淀粉和聚酯复合塑料、PLA和PBAT复合塑料,三种不同种类塑料作为研究对象,发现温度对堆肥和土壤降解都有影响,且PLA和PBAT复合塑料在堆肥处理中更容易降解.Markowicz等[97]采用堆肥处理方法,对12种不同种类的购物袋进行实验,研究了堆肥处理对WBP产生的影响,发现堆肥会产生微塑料和纳米塑料形式的污染.研究者为了提高WBP的降解效果,通常采用添加高蛋白质含量的物质增加生物可降解塑料中可溶性糖的含量,例如PLA与玉米混合,玉米的存在会增强PLA在堆肥中的生物降解性,因此微生物可以有效地降解PLA[98-99].目前,可控堆肥可以调节合适的温度、湿度、pH值条件,因此其降解效率优于WBP在土壤和水环境中的降解效果[100].

堆肥处理WBP与其他几种名处理方式相比,处理量更大,并且适用于多种废弃塑料制品,因此,堆肥处理的花费也至关重要,Kooduvalli等[101]将可堆肥降解的咖啡包装袋作为研究对象,在当地工业规模的堆肥设施进行实验,利用田纳西大学斯维尔分校现有的堆肥设施进行生命周期评估,测试表明在堆肥条件下咖啡包装46d内完全降解,每年堆肥处理112500个咖啡包装袋的花费为176.29 $,与传统的包装堆肥处理花费相比,每年可以降低44%的成本.同时,废弃物生命周期结束时还创造增值产品用于校园的花园和农场.

Weng等[102]在中试规模堆肥条件下探究了聚羟基丁酸-共羟基戊酸酯(PHBV)的降解情况,PHBV的堆肥测试根据ISO 16929进行,测试周期为12周,降解程度是根据总固体的质量计算,数据显示PHBV薄膜逐渐分解为小尺寸的残留物,15d后薄膜出现多处空腔,然后被分解成碎片,经过39d的降解后,很难在堆肥中找到薄膜,在测试最后没有发现大于2mm的碎片,PHBV薄膜在中试规模和实验室的堆肥降解率分别为100%和81%.

2.3.2 厌氧消化 厌氧消化的优点是可以利用可降解生物质与有机废弃物产生沼气,作为清洁能源利用,并且厌氧消化严格限制了恶臭排放[103].

厌氧消化降解效果主要与生物可降解塑料的理化性质和外部环境条件有关[86].生物可降解塑料理化性质影响降解的因素主要包括分子量、表面积、玻璃化温度、结晶度等;外部环境影响因素包括微生物、C/N、pH值、温度等[104].各类影响因素对厌氧消化降解机理与实际效果见表5[86].

国内外研究者对厌氧消化处理WBP进行了大量实验,获得了厌氧消化所需要的数据,从而为高效处理WBP提供数据支持.影响厌氧消化的一个重要参数是原料的C/N,大多数的生物可降解塑料含有碳却没有氮,为了解决上述问题,研究者将生物可降解塑料与蛋白质的共消化碳氮比进行调整. Cazaudehore[105]建议厌氧消化的碳氮比调为20:1至30:1,可以防止氨中毒,对于富含蛋白质的废弃物碳氮比调为6:1至16:1.Jin等[106]采用厌氧消化的方法,评价了10种常见生物可降解塑料在中温和高温条件下的厌氧降解性能,发现有4种生物可降解塑料在中温条件下降解率为57.9%～84.6%.在高温条件下有5种生物可降解塑料的降解率达到53%～95.7%,根据形态学与微观结构分析,生物可降解塑料的降解是通过表面侵蚀进行的.中温条件下厌氧菌目、拟杆菌目、梭菌目、SBR1031和协同菌目在发酵过程中起到重要作用,在高温条件下,大部分的生物可降解塑料的水解、产酸和产甲烷是由共热菌与古菌起作用.Gadaleta等[107]采用厌氧消化和堆肥两种处理方法,以生物基塑料薄膜醋酸纤维素(CA)为研究对象,通过评估改性CA和未改性CA对厌氧消化和堆肥处理工程中的影响,发现未改性CA的崩解率为73.82%,改性CA的崩解率为54.66%,结果表明厌氧消化有助于生物基塑料薄膜的崩解,好氧堆肥对改性CA崩解几乎没有效果.

表5 影响生物可降解塑料厌氧消化降解的因素[86-88]

微生物是厌氧消化降解生物可降解塑料的主要影响因素,但对于特定的生物可降解塑料的厌氧降解微生物尚未明确,目前只有部分生物可降解塑料拥有特异性降解微生物.其中,是PLA的特异性降解菌属[108],PCL可以利用sp.在厌氧条件下降解,PHB和PHBV可以通过进行降解处理[109]. Peng等[110]通过评估PBAT/PLA共混物分别在温和热降解、与食物垃圾共消化、好氧处理三种不同条件下的降解情况,发现厌氧消化处理没有明显的生物降解.Yagi等[86,111-112]利用变性梯度凝胶电泳(RT-PCR DGGE)检测参与厌氧消化降解生物可降解塑料的微生物,结果表明在中温条件下PLA被sp.和降解,PHB和PCL被降解.高温条件下PCL、PLA、PHB同时被和两种菌属降解.

厌氧消化处理WBP的技术工程案例是Giovanni等[113]以两种热塑性醋酸纤维素基生物可降解塑料为研究对象,验证全规模工业工厂降解生物可降解塑料的能力,从而排除对工艺产出的任何负面影响.两种塑料分别在厌氧消化、堆肥、厌氧消化联合堆肥的处理模式下进行降解处理,发现降解过程主要发生在厌氧消化期间,其中纯热塑性醋酸纤维素生物可降解塑料和复合醋酸纤维素分别实现36%和50%的降解,两种塑料在堆肥中降解率不足20%,联合处理降解率要高于厌氧消化,降解率为40%～58%,发现生物降解机理主要涉及纤维素基体的增塑剂损失和脱乙酰作用,纤维素主链仅部分降解,堆肥、厌氧消化和填料的存在都有利于降解和脱乙酰作用.表明了工业规模和实验室规模的降解有很大不同,此项工作可以帮助管理者用可持续的方式处理生物可降解塑料的新型材料.

厌氧消化是常见有机废弃物的处理方式,适合处理多种WBP,因此处理成本也是研究的重点. Gadaleta等[114]以有机废物、生物可降解塑料废弃物、混合废物为研究对象,探究适合的处理方法,每种处理的碳足迹通过生命周期评估(LCA)计算,废物管理系统的总成本被用作经济参数,通过经济评估表明,有机废物、生物可降解塑料废弃物、混合废物的处理路线总成本分别为120.35,112.21,109.43 €/t.其中厌氧消化和堆肥占总费用的44.1%～49.4%,部分费用来自交通运输.

厌氧消化是一种非常有前景的WBP处理方法[115].然而,厌氧消化处理WBP的多数研究还处于实验室规模,缺乏连续中试与工业规模处理的数据[116].目前,多数研究只关注WBP作为原料生产沼气的回收率,下一步需要更深入的探究操作条件对微生物活性的影响,以及厌氧消化过程中涉及的降解机理,从而推动厌氧消化应用于WBP的大规模处理.

2.4 焚烧处理

废弃生物可降解塑料都可以通过焚烧进行处理,但焚烧最适合回收难度大和回收经济效益较低的各类塑料垃圾.焚烧机理本质是焚烧过程中在无氧或近乎无氧的条件下,利用热能破坏含碳高分子化合物元素间的化学键,使含碳化合物被破坏或者进行化学重组.利用高温高压的燃烧气流将WBP燃烧成灰渣、废气和余热.主要是达到使WBP氧化分解,减容、去除毒性并回收能源的目的.

目前,多数商品塑料的热值与煤炭相当,当WBP可回收元素被去除后,进行能量回收也是一种经济效益较高的回收处理方法.以纤维素与淀粉为原料制备的生物可降解塑料的热值不如煤炭,但却与木材的热值相当,因此焚烧WBP的价值是可观的[117-118].但并不是所有塑料废弃物都适合焚烧处理,传统的PVC、PET、PA塑料热值低,并且PVC焚烧会产生氯气或氯化氢气体而腐蚀焚烧设备,因此不适合用于焚烧处理[119].生物可降解塑料焚烧方法与传统塑料焚烧方法相同,其不同之处是生物可降解塑料主链上有机碳含量比传统石油基塑料低,因此WBP更易充分燃烧,从而产生更少废气[20].

国内外研究人员为对比不同塑料焚烧的污染物排放情况,利用数据库与实验进行分析.Jang等[120]采用气相色谱-质谱法,对燃烧过程中排放的挥发性有机化合物进行定性与定量分析,经检测PVC与PET分别排放10´10-6～115´10-6和6´10-6～22´10-6的VOCs,而PHA与PLA分别排放0.1´10-6～ 0.5´10-6和0.1´10-6～1.8´10-6,相比之下传统塑料比生物可降解塑料焚烧排放的VOCs高出100倍以上.虽然焚烧生物可降解塑料所排放挥发性有机化合物较少,但不是WBP的最佳处理方法,因为WBP不完全燃烧同样会排放大量的VOCs.Zheng等[121]采用汇编数据的方式,统计了10种传统塑料与5种生物可降解塑料的生命周期温室气体排放结果,研究表明2015年全球传统塑料的温室气体排放量约为1.7亿t,按照目前的排放趋势,预估到2050年温室气体排放量将增至约6.5亿t.如果应用可再生能源、回收利用、需求管理等措施,可能会使2050年温室气体排放量保持在与2015年相当的水平.Choi等[122]采用生命周期评估的方式,在焚烧、填埋和回收三种不同的情况下,以40万片300×250mm,厚度为0.06mm的薄膜为研究对象,测试了LDPE、PLA、PLA/PBAT共混包装膜的碳足迹,发现填埋PLA对减少碳排放最有效,焚烧处理PLA/PBAT包装膜的温室气体排放量最高.

传统塑料与生物可降解塑料进行焚烧处理都会产生有害气体,研究人员通过对焚烧技术的不断改进减少有害物质的排放,然而这些技术仍处于发展阶段.目前,虽然焚烧仍有许多缺点,但其不可或缺的优势使其具有广阔的前景与经济效益,Geng等[45]通过对直接焚烧的塑料进行成本分析,结果处理塑料需要123.73元/t,所带来的经济效益为320.45元,因此有必要研究清洁焚烧技术,从而消除或缓解对环境的污染[119].

2.5 填埋处置

填埋处置被认为是废弃物管理策略中的最后一种选择,通常将惰性或非活性的垃圾在固化稳定后进行填埋处理[123],主要适用于难以回收处置和回收经济效益较低的各类废弃塑料.填埋处置具有操作简单且不用垃圾分类与预处理等优点,因此年近40%的废旧塑料被运送到垃圾填埋场[124].与传统不可降解塑料相比,WBP的填埋处置会在生命周期最后阶段(EOL)存在差异,传统塑料在垃圾填埋场中基本不会降解,而WBP在垃圾填埋场的降解水平从0～85%不等[125].

填埋处置的机理和生物处理WBP的机理相似,填埋处置更为复杂,他包括多种连续或并行的生化反应途径,填埋从垃圾分层填埋、覆土、封场直到稳定的整个过程,垃圾中的可降解部分在微生物的作用下,经历4个阶段,好氧分解阶段、厌氧分解不产甲烷阶段、厌氧分解产甲烷阶段、稳定产气阶段,最主要的是利用微生物产生的酶去攻击聚酯不稳定的酯键,从而发生解聚生成单体和低聚物,单体通过细胞膜进入细胞,最终在无氧或缺氧条件下产生CH4,在有氧条件下生CO2和H2O[80-81,126].

目前,关于WBP填埋处理的文献并不多,部分研究只在实验研究阶段,主要探究WBP填埋对环境的危害.Ishigaki等[127]采用垃圾填埋场模型反应器,对聚羟基丁酸-羟基戊酸酯(PHBV)、聚己内酯(PCL)薄膜、淀粉-聚乙烯醇(SPVA)、醋酸纤维素(CA)这4种商用生物可降解塑料的降解性能进行探究,发现使用强制曝气提供好氧条件可能会刺激微生物的生长;PCL无论在好氧条件还是厌氧条件下都会使薄膜破裂;PHBV在有氧条件下会发生降解,在厌氧条件下降解不充分;曝气对于SPVA塑料与CA塑料的降解作用不大,原因可能是SPVA中的聚乙烯醇和CA塑料中的高取代CA抑制其降解作用.Boonmee等[128]在垃圾填埋场开展实验,对PBAT、PHBV、PBS三种生物可降解塑料在垃圾填埋场的降解进行研究,实验在61˚C限氧条件下进行90d,发现PHBV的降解率最高,几乎被完全降解,而PBS的降解率是24.04%,PBAT降解率是18.26%,通过对实验前后三种生物可降解塑料降解程度分析,所有材料的热稳定性与分子结构中碳含量百分比都会持续下降. Adamcova等[129]采用填埋处置方法,在垃圾填埋场对HDPE基购物袋、PE基购物袋、纤维素过滤纸和两种可堆肥购物袋5种样品的降解性进行探究,发现生物降解塑料袋降解率超过99%,而高密度聚乙烯塑料袋未被分解,只是颜色发生变化.

WBP不适合进行填埋处置,一方面使用生物可降解塑料的初衷是减少对垃圾的填埋,WBP进入垃圾填埋场不仅会产生更多的渗滤液与甲烷,还导致地下水、地表水与周围环境的污染[130],另一方面,垃圾填埋场产生的甲烷需要进行回收用作能源,然而很多填埋场并没有气体收集系统,导致排放了大量的甲烷,从而加剧了全球变暖[43].因此将WBP进行分类处理至关重要,以避免生物可降解塑料产品进入垃圾填埋场.关于填埋处置的价格,Baldasano等[131]进行了分析,为避免产生渗滤液的排放,对废旧塑料进行包裹处理,通过成本模型计算,以每年10万t处理量、使用年限15年、填埋深度为20m为条件要求,塑料处理成本约为31.63€/t.

填埋处置WBP的相关技术工程的案例是Chidambarampadmavathy等[132]认为生物可降解塑料同样可以通过填埋处置产生甲烷,并且再将甲烷用于生产PHB,为了评估嗜甲烷菌生产PHB,研究人员基于澳大利亚垃圾填埋场的废物管理进行了案例研究.澳大利亚每年生产48万t固体废物,其中40%被填埋,为了有效的将甲烷用于PHB的生产,必须考虑以下相关因素,每个填埋场平均寿命为30年,甲烷的收集时间为30～50年,甲烷的排放会因气候和年限而不同.设计完善的填埋场气体收集系统最多可收集95%的甲烷.使用约1.13g的甲烷可以产生0.5～0.6g的PHB,对于平均每年处置5000t的小型垃圾填埋场,每年可回收163t甲烷,使用相应的模型计算,最终能够可以产生71t的PHB.并且利用甲烷作为碳源合成PHB的工艺,按每年生产500t的PHB工厂计算,生产1kg的PHB成本约为10.5A.

2.6 生物可降解塑料的升级回收

WBP可以通过完全矿化解决环境污染问题,但是会造成资源的极大浪费[133],并且随着生物可降解塑料市场的扩大,WBP的量越来越大,因此有必要探究更加高效、环保、便捷的回收方法,从而为实现循环经济与可持续发展目标提供参考[134].

传统塑料可以通过升级回收进行资源循环利用,WBP也可采用升级回收,通过酶与微生物可以实现WBP的生物技术再生与再利用.Ellis等[135]采用生物技术,提出利用塑料废弃物为基质,生产新的聚合物或附加值产品,但是此回收技术仍还处于发展研究阶段.目前,国内外研究人员对生物可降解塑料的升级回收可以利用微生物与催化剂完成. GARCíA等[136]采用热化学与微生物相结合的方法,对PLA进行升级回收,将PLA进行碱性热水解处理后,利用工程E.coli菌株DC1001获得光学纯度等于或高于99%的乳酸发酵液.Lee等[137]利用贝壳废料(SSC)为催化剂,将其用于生物可降解秸秆(BDS)的热催化转化,实现回收生物可降解塑料单体,结果表明SSC/BDS质量比为0.5时,BDS的乳酸回收率最高,使用SSC为催化剂时,乳酸回收率比非催化的BDS转化率高130倍.Eang等[138]以PLA的化学回收产物为添加剂,开发出具有超疏水性能的聚乳酸基纳米纤维,该材料表现出较高的油水分离性能,并且可以重复使用10次以上,从而实现PLA的升级利用.Xie等[139]利用新型催化剂四甲基氟化铵(TMAF),催化PLA的选择性甲醇分解制备乳酸甲酯(ML),其性能稳定并且产率较高.Thakur等[140]采用熔融纺丝法,对PLA废塑料进行熔融回收制备生物降解聚乳酸纤维,其产物在结构性能、力学性能、热性能等方面都有较好的表现.

为了进一步降低WBP的回收成本,研究人员开发了简单的升级回收工艺流程.Shao等[141]提出关于PLA升级回收的路径,可以将PLA废料在48h内转化为新的3D打印材料,PLA的酯键通过氨解进行断裂,得到的单体化合物用甲基丙烯酸酐衍生化,引入双键并由此获得可交联单体,之后与共聚物和引发剂结合,可以生产光固化树脂,从而将其用于3D打印机.Pantelic等[142]采用生物转化的方法,以生物可降解聚乙烯醇/热塑性淀粉(PVA/TPS)食品包装膜为原料,利用Ralstoniaeutropha H16、链霉菌属JS520、枯草芽孢杆菌ATCC6633三种生物,将PVA/TPS转化为高市场价值的生物色素与聚羟基丁酸酯(PHB),这种低能耗、低碳的PVA/TPS再生循环模式,推动了生物可降解塑料循环利用的进展.Abu-thabit等[143]采用两步法,以塑料和木质纤维素废料为原料生产PHA.第一步,将PE、PP、PS、PET、木质纤维素大分子解聚并转化为更小的单体.第二步,将这些单体用于后续的生物升级循环,通过发酵过程生产PHA,此种处理方法降低了PHA的生产成本,并有助于解决塑料污染的问题.

Roux等[144]利用废弃PET升级回收制备聚呋喃甲酸乙二醇酯(PEF)和聚对苯二甲酸丙二醇酯(PTT),通过SuperPro Designer软件中开发了3种废物进料中生产PEF和PTT的工艺,并通过贴现累积现金流(DCCF)分析评估了其经济可行性,结果通过该工艺生产的PEF和PTT最低售价为每公斤3.13 $,3种工艺的回收率分别为42%、50%和55%,并且还表明,增加回收可以将生物可降解塑料的最低价格降至1.61$/kg.

2.7 自然条件下生物可降解塑料的降解

传统的聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)等塑料在自然环境中难以分解,对环境造成污染.而生物可降解塑料在自然环境中的降解过程主要涉及生物降解、光解和化学降解,这3种降解方式是同时存在且相互协同的,生物降解通常发生在光降解之后.

在自然条件下WBP的降解主要包括4个步骤,(1)自然环境的光照和风化使塑料碎片化,降低聚合物的分子量,这种现象也被称为聚合物的老化分解.(2)生物劣化,微生物在聚合物的表面或内部生长使聚合物的机械、化学和物理性能发生改变.(3)生物裂解,通过微生物的作用将聚合物转化为低聚物和单体.(4)同化,微生物从聚合物的裂解中获得所需的碳、能量和营养源,并将塑料中的碳转化为CO2和CH4等产物[145].影响WBP在自然环境中降解的因素包括化学结构、结晶度、聚合物链等,通常链较短、无定形部分较多、聚合物的原料简单等更容易被微生物降解,此外,WBP所处的环境也是生物降解的关键因素,主要包括pH值、温度、水分、含氧量等[146].

自然土壤环境中含有大量的微生物,这使得WBP的降解效果更好.Rudnik等[147]对PLA在真实土壤环境中的生物降解进行11个月实验研究,发现对照组的纤维素被完全降解,PLA也在一定程度上发生部分分解,降解过程与实际条件下的温度和实验持续的时间有密切关系.Boyandin等[148]对PHA薄膜在土壤环境中的降解进行研究,发现发挥降解作用的主要是伯克霍尔德菌属、芽孢杆菌属、铜分枝杆菌属、诺卡菌属等为代表的细菌以及顶孢菌属、贡氏菌属、拟青霉属、青霉属、木霉属等,并且降解程度与pH值有关,在合适的土壤环境中PHA超过98%被降解.海洋和水生系统中同样存在大量的塑料垃圾,造成水环境的污染,从而对水生动植物造成危害.WBP是环境中可被微生物降解的聚合物,Maurizio等[149]为了解在海洋中的降解情况,对6处不同位置中的WBP进行实验,发现与富营养化的环境相比,海洋中上层位置处的降解效率最高,并且在水和沉积物的界面处也可以实现生物可降解塑料的降解.Thellen等[150]为了比较WBP在实验条件下和实际海洋环境中的降解情况,对PHB和PHBV在静态和动态条件下的海水中生物降解进行实验,发现两种静态和动态环境中失重率相同,但是动态条件下的失重比静态条件下要小,这是因为动态环境中海水温度不断变化以及营养供应受限.

生物可降解塑料的成本高于传统塑料,并且生物可降解塑料通常用作一次性材料,WBP利用环境的微生物进行降解,不仅造成资源的浪费同时会造成碳排放.因此,对于易于回收的WBP尽量采取回收措施.常见不同处理方法适用的生物可降解塑料种类如表6所示[151].

表6 不同处理方法适用的生物可降解塑料种类[151,155-156]

2.8 废弃生物可降解塑料处理方法的发展趋势

目前,WBP的处理方法都有局限性,传统的焚烧与填埋处理对环境危害较大,已经被越来越多的国家淘汰[119].基于已有的研究,对当前处理方法的优缺点对比分析如表7所示[152].并非所有的WBP都可以被降解,每种生物可降解塑料都有独特的加工条件与性质,因此不能使用通用的废弃物管理方案进行处理[153].WBP还具有异质性、低市场量、来源广泛等特点,使其在处理上难度加大[154].

欧洲许多国家主要通过机械回收和堆肥的方法处理WBP.这些国家的废弃物管理系统主要包括:源分离、收集、运输、分类、再利用、再循环、能源回收、处理和处置[159].与传统塑料相同,不同类型的生物可降解塑料需要单独回收,在建立完善的特定塑料类型回收流的情况下,生物可降解塑料可以与传统塑料一起回收.目前,欧洲废弃物处理等级中排名较高的处理方法是堆肥,当传统塑料与WBP混合时,机械回收的成本较高,而通过堆肥可以避免WBP进入焚烧或垃圾填埋场,并且可以促进其单独收集,从而获得更有价值的堆肥产品[160].

表7 不同生物可降解塑料处理方法的优缺点比较[152,157-158]

目前,国内对WBP的处理方法的研究报道并不多见,结合我国的国情与政策导向趋势,未来生物可降解塑料势必在国内大规模推广应用.大量的WBP会使后续处理的压力骤增,而单一的处理方法存在诸多弊端,因此需要采用多种方法协同处理.将机械回收、化学回收、升级回收、堆肥、焚烧以上处理设集中在恰当的处理地区,以便于WBP的运输和集中处理.首先,机械回收操作简单,可将塑料进行分类.清洁的塑料可以熔融后循环使用,也可以通过化学回收和升级回收的方法进行原料回收,从而实现资源的高效循环利用.其次,针对分选后不易重复利用的WBP,采用堆肥的方法处理,其产物可供植物生长,而植物可以提取纤维素、糖类、淀粉、油类等作为制备生物可降解塑料的原料.最后,对于难分离且不易回收的WBP进行焚烧发电,实现能源的回收.此流程主要通过快速的WBP分类系统,将WBP分为清洁塑料、不易重复使用塑料、难以分离塑料,可以快速精准的确定处理方法,将以上几种回收方法相结合,从而实现WBP的绿色处理与资源的高效再生循环(图3).

图3 生物可降解塑料的处理方法与运行模式

将回收的WBP经过处理后生成应用价值更高的产品一直是研究的难点,并非所有的生物可降解塑料都可以实现经济回收,并且回收过程中会消耗能源,排放污染物,大部分WBP再生产品质量较差,因此只能降低应用场景.目前,多数WBP处理技术仍处于实验室研究阶段,不能大规模推广应用.针对WBP的处理还需进一步的研究与探索,同时将WBP管理与其它措施相结合,改进生物可降解塑料的生产过程,创造生命周期更长的产品,从而形成完善且系统的WBP处理流程,对生物可降解塑料产业的绿色发展和生态环境保护都有重要意义.

3 总结

随着近年来国内外关于生物可降解塑料政策的逐步完善,公众环保意识的提高,生物可降解塑料的市场需求不断扩大,其产能逐年提高,并且广泛应用于农业、医疗、包装、汽车等领域.高产量的生物可降解塑料必然会导致大量WBP的产生.为避免WBP对环境造成危害,研究人员相继研发出机械回收处理、化学处理、生物处理、焚烧、填埋、升级回收处理等多种处理方法,为WBP的绿色处理与资源化利用提供了思路和参考.

目前,传统塑料的处理方法相对成熟且应用广泛,但WBP的处理研究相对较少,多数处于实验室研究阶段,没有投入实际生产.WBP处理面临的问题与困难包括:(1)回收原料中包含多种塑料废弃物与杂质,需要对其进行分选和杂质的去除,使得处理成本升高.(2)多次机械回收的塑料性能会有所下降,需要添加有机填料或扩链剂进行改善,或者利用性能互补的塑料进行混合提高产品性能.(3)焚烧与填埋对环境危害较大,需要更环保、绿色、经济、可循环的处理技术.(4)升级回收的局限性是只能针对部分塑料进行处理,并且运行成本较高.对于WBP,目前尚未形成完整且系统的处理流程,因此需要将多种回收处理方法进行结合,快速精准地确定WBP的处理方法,从而实现WBP的资源化利用.

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Disposal methods and development tendencies of waste biodegradable plastics.

HAN Shi-lei1,2, ZHANG Fu-Shen1,2*

(1.Department of Solid Waste Treatment and Recycling, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)., 2023,43(12)：6445～6464

Biodegradable plastics have been widely applied in many fields in recent years. Waste biodegradable plastics (WBP) products may easily cause environmental pollution, thus the disposal and resource utilization of WBP are important guarantees for large-scale application of this type of plastics. This paper summarized the main disposal approaches of WBP, especially focused on mechanical recycling, chemical recycling, biological treatment, landfill, incineration and upgrade utilization. Furthermore, the problems encountered in the treatment process of WBP were systematically analyzed, and the future development trend of WBP recycling was predicted. The main purpose is, to provide guidance for the green and efficient treatment of WBP.

biodegradable plastics；chemical recovery；biological treatment；upgrade utilization；resource recycling

X705

A

1000-6923(2023)12-6445-20

韩石磊,张付申.废弃生物可降解塑料的处理方法与发展趋势 [J]. 中国环境科学, 2023,43(12):6445-6464.

Han S L, Zhang F S.Disposal methods and development tendencies of waste biodegradable plastics [J]. China Environmental Science, 2023,43(12):6445-6464.

2023-05-05

国家自然科学基金项目(51778606);中国科学院生态环境研究中心碳达峰碳中和生态环境技术专项(RCEES-TDZ-2021-31)

* 责任作者, 研究员, fszhang@rcees.ac.cn

韩石磊(1995-),男,河北沧州人,中国科学院生态环境研究中心硕士研究生,主要从事固体废弃物资源化研究.hanshilei21@mails. ucas.ac.cn.