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塑料是20世纪影响人类的重要发明，由于具有密度小、易加工、价格低、种类多样且能够大规模生产的特点，塑料在被发明出来后获得了极快的发展. 目前，塑料制品已进入人类生活的各种领域，如包装、交通、农业、建材、电子、医疗等领域，为人类的生活提供了方便. 因此，全球每年的塑料产量持续增长，从1950年的170万t增长到了2020年的3.59亿t[1]，然而，塑料产品的回收利用率极低，据估算，1959年至今产生的约83亿t塑料中，仅有9%的量被回收利用[2]，一方面是因为人类对塑料垃圾的随意丢弃，另一方面也是因为在一些领域内被使用的塑料本身即难以回收，例如农业和医疗领域[3]. 到目前为止，即使是南极和深海这些人迹罕至的区域也受到了塑料的污染，例如我国“蛟龙”号在破纪录的深海下潜中发现了塑料制品的痕迹[4]，而更广为人所知的是太平洋上覆盖面积超过160万平方公里的大垃圾带，其中塑料的含量约有8万t[5].
鉴于塑料所造成的“白色污染”的严重性，为了缓解它们对环境带来的压力，全世界有大量资金都被用于改善它们的处置方法或用更环保的材料来替代它们，即可降解塑料. 在理想情况下，可降解塑料可以在环境中得到充分的降解且不对环境造成危害，有利于解决传统塑料长期滞留带来的污染问题. 因此，可降解塑料的开发研究和推广应用对保护环境具有重要意义[3]. 自上世纪70年代开始，许多发达国家纷纷投入可降解塑料的研究和推广. 据统计，1988年美国可降解塑料的销售量已达到84万t；1989年意大利的Ferruggi集团研制出了10%—15%淀粉含量的生物降解塑料；同年，日本通产省也投入150亿日元开发易在土壤中被微生物降解的塑料产品[6]. 不过到目前为止，全球可降解塑料的市场占比依然较小，2016年全球塑料产量为3.35亿t，其中可降解塑料仅占0.5%[7].
我国可降解塑料行业的起步较晚，尚处于导入期，2021年前我国可生物降解塑料的消费量仅占全球的4.6%[8]. 但是，在经济快速发展的前提下，在“碳中和”的背景下，“限塑令”的深入实施和垃圾分类的推广都为可降解塑料提供了巨大的市场空间，仅北京、上海、广州、深圳四大城市，因垃圾分类政策的实施，就会为可生物降解袋提供10—30万t的潜在市场需求，因此今后我国的可降解塑料产业有望迎来快速的发展[8-9].
目前，可降解塑料的推广已成为必然趋势，因此，对可降解塑料的认知也需要进一步加强. 本综述总结了可降解塑料的基础知识、面临的问题和可能造成的环境影响，有利于加深研究者们对可降解塑料的理解.
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当前，“可降解塑料”的概念仍然面临着相当的争论,其主因是没有全国统一的技术标准指导规范.
对于可降解塑料的总体定义，GB/T 20197—2006《降解塑料的定义、分类、标志和降解性能要求》中说明为：在规定环境条件下，经过一段时间，一个或更多个步骤，化学结构发生显著变化且损失某些性能（如完整性、分子质量、结构或机械强度）和/或发生破碎的塑料，应使用能反映性能变化的标准试验方法进行测试，并按降解方式和使用周期确定其类别[10]. 在该标准中并没有要求可降解塑料的完全降解. 然而，在中国轻工业联合会发布的《可降解塑料制品的分类与标识规范指南》（2020年）中，可降解塑料被定义为：在自然界如土壤、沙土、淡水环境、海水环境、特定条件如堆肥化条件或厌氧消化条件中，由自然界存在的微生物作用引起降解，并最终完全降解变成二氧化碳和甲烷、水及其所含元素的矿化无机盐以及新的生物质（如微生物死体等）的塑料. 该指南对可降解塑料提出了完全降解的要求[10].
在不同的文献中，对可降解塑料按照不同的标准进行了分类，在此列举其中的两种分类.
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按照降解途径，可降解塑料可以分为热氧降解塑料、光降解塑料、生物降解塑料、可堆肥塑料，其定义如表1所示[1]. 但截至目前，由于技术不成熟、成本高等原因，光降解塑料、热氧降解塑料产品类型较少，市场上常见的可降解塑料主要为生物降解塑料[1]. 该分类方式存在一定的问题，因为生物降解塑料和可堆肥塑料之间存在着包含关系.
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按照原料来源，可降解塑料可以分为生物基、石油基和煤基三大类. 生物基可降解塑料包括纤维素、淀粉基可降解塑料、聚乳酸（PLA）、聚羟基脂肪酸酯类聚合物（PHAs）等，PHAs类生物降解塑料包括聚3-羟基丁酸酯（PHB）、3-羟基丁酸酯3-羟基戊酸酯的共聚物（PHBV）以及3-羟基丁酸酯和3-羟基己酸酯的共聚物（PHBH）；石油基可降解塑料包括聚丁二酸丁二醇酯（PBS）、聚对苯二甲酸／己二酸丁二醇酯（PBAT）、聚己二酸／丁二酸丁二醇酯（PBSA）、聚己内酯（PCL）、二氧化碳可降解塑料（一般指二氧化碳和环氧丙环的聚合物聚丙烯碳酸酯PPC）等；煤基可降解塑料包括聚乙醇酸（PGA）等[2].
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可降解塑料主要作为一次性传统塑料制品的替代材料，应用于食品包装、医疗和农业等对一次性塑料制品需求较大的领域[1]. 在食品包装领域，以淀粉基生物降解材料、PLA、PBS、PBAT等为主的可降解塑料已得到了广泛的应用；在医疗领域，以多糖为主要成分的可降解塑料可被应用于人工皮肤、药物载体、手术缝合线等；在农业领域，可降解塑料被广泛用作地膜[1]. 典型可降解塑料的种类、特性和应用领域被总结于表2[1-2].
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聚乳酸，又称聚丙交酯，由乳酸聚合而成，乳酸则可以可再生的植物资源（玉米等）中提取的淀粉为原料，经糖化得到葡萄糖，再经菌种发酵纯化而成[2].
PLA满足许多包装热塑性塑料的要求，并被建议用作一般包装应用的商品树脂. 当用自己的单体增塑时，PLA变得越来越柔韧，因此可以制备出一系列连续的产品，可以替代聚氯乙烯（PVC）、低密度聚乙烯（LDPE）、聚丙烯（PP）和聚苯乙烯（PS）[11]. PLA的降解随着增塑剂的增加而增加，并且可以通过减少增塑剂含量和/或取向来延长保质期[11]. PLA可被应用于散装包装、食品包装和一次性餐具，以纤维和无纺布的形式，还可应用于室内装潢、一次性服装、遮阳篷、女性卫生用品和尿布. PLA在生物医学领域也有广泛的应用，包括缝合线、骨固定材料、给药微球等[11].
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PBAT为脂肪族-芳香族共聚酯，以1,4－丁二醇、己二酸、对苯二甲酸为原料，由扩链法或酯化-缩聚法制得 [12]. 虽然PBAT可被应用于食品包装，但由于扩链法需要使用的扩链剂为具有毒性的异氰酸酯类，该方法制备的产品在用于食品包装领域时存在安全隐患[2]. PBAT还可被应用于农用地膜，达到与PP近似的效果[7].
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PHA是聚羟基脂肪酸酯类聚合物的统称，由3-羟基脂肪酸组成. PHA可由细菌产生，它的分子结构与细菌的种类和培养用的的原料有关，主要区别在于C-3位上侧链基团. 现有PHA150多种，其中PHB的C-3位侧链基团为结构简单的甲基，因此较为常见 [13].
PHA材料符合既定的生物降解要求，并在可海洋现场测试中降解. PHA有可能取代一次性软包装中的传统聚烯烃，但它们仍然有局限性，例如比聚乙烯（PE）贵5—10倍[14]. 同时，尽管PHA比其他生物基聚酯具有更高的疏水性，但目前仍不足以容纳液体或干燥产品，如洗发水或咖啡[15]. 需要对这种材料的相对化学稳定性以及如何在不对生物降解性产生负面影响的情况下最大限度地延长保质期的方法进行更多研究[15].
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PCL是由低熔点（60—65 ℃）的ε-己内酯（ε-CL）开环聚合而成的可生物降解聚酯，其原料ε-CL在生产过程中使用的氧化剂为过氧酸，而过氧酸在储存和运输过程有着较高的安全风险，是PCL生产过程中的难点[13]. 由于 PCL 的阻隔性能和机械性能较弱，因此不常在包装行业中单独（不共混）使用，通常与其他材料如醋酸硫酸纤维素、聚乙酸和丙酸纤维素结合使用，以提高PCL的抗应力开裂性、附着性和染色性等[16]. 不过，由于PCL的形状记忆性和生物可接受性较高，它在形状记忆材料领域和医药领域具有良好的应用前景[17].
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PBS是典型的聚酯类生物可降解高分子聚合物，可以以脂肪族二羧酸（己二酸和丁二酸）和乙二醇或1,4-丁二醇缩聚而成，也可以完全以淀粉等生物质为原料由微生物发酵制得[13, 17]. PBS具有优异的降解性、耐热性和生物相容性，同时具有优于大部分可降解塑料的加工性能，不仅可以在绝大部分塑料加工设备上进行成型加工，还可以与碳酸钙等廉价材料共混以降低成本[18]. 其在食品饮料包装、发泡包装、日用品包装、农用薄膜等领域有广泛应用[1, 18].
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可降解塑料的研究与市场化是为了解决传统塑料所带来的各种问题，然而目前可降解塑料的大范围使用还存在大量的问题. 比如在实用性方面，相比传统塑料，可降解塑料的耐热性和力学性能通常较差[19]，此外，一些可降解塑料的脆性和对水蒸气和氧气的高渗透性使其不适合适用于某些消费应用，例如食品包装[20]. 在成本方面，相比传统塑料，可降解塑料生产成本高，售价也高，通常在PE、PP等普通材料5倍以上[3]. 在此情况下，批发商与消费者都会更倾向于选择价格更加低廉的传统塑料，即使法律规定了传统塑料的禁用，在监管不到位的情况下，可降解塑料的流通仍旧难以增加. 此外，可降解塑料的标准与认证问题，以及废弃可降解塑料的处置问题也应得到重视.
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在可降解塑料的推广使用过程中，完善的标准和评价体系是各项工作的基础. 目前，日本、美国和欧洲在可降解塑料产业上的发展较为领先. 1989年日本成立了可生物降解材料协会（BPS），主要负责可生物降解塑料的技术推广和商业化应用的推广[21]. 美国最初从事相关工作的是生物降解制品研究所（BPI），后与美国材料协会（ASTM）的塑料技术委员会（D20）一起成立了环保可降解塑料和生物基材料分委会（D20.96）[21]. 在国际上，国际标准化组织的环境领域技术分委会（ISO/TC61/SC14）主要负责塑料相关的标准化工作. 目前，SC14发布可生物降解塑料相关标准共21套[21].
我国开展可降解塑料标准化的研究相对较晚，国内可降解塑料国家标准的主要负责单位为全国生物基材料及降解制品标准化技术委员会（SAC/TC380）[21]，相比其他发达国家，我国可降解塑料相关的技术研究和标准化认证的发展较为落后[3]. 虽然我国已经出台20余套可降解塑料的相关标准（表3）[22]，但在我国目前存在的标准体系中，产品标准的技术要求具有较多差异，例如部分标准要求绝对生物分解率，而另一些则要求相对生物分解率. 同时，随着可降解材料制品的增多和新材料的出现，一些新产品如PGA等的标准也需要被确定[21]；除此之外，国内可降解塑料市场化体系发展并不完善，还没有成熟的可降解塑料认证体系，虽然为规范可降解塑料市场发布了《可降解塑料制品的分类与标识规范指南》，提出了统一标识和检测要求，但该指南还未得到广泛认可，对可降解塑料产品的规范工作仍然是一项艰巨的任务[21].
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塑料垃圾在城市固体垃圾中占很大比例（德国为13%，美国为12.4%），如果要使用可降解塑料取代传统塑料，评估其报废选择至关重要[23].
“可降解塑料”这一名称使民众产生的误解就是它是解决垃圾塑料问题的灵丹妙药，它是可以“随时随地”被扔掉的包装和产品. 然而，现实情况是，可降解塑料只能在特定条件下降解. 与此同时，降解后的产物是否完全环境友好仍旧存在争议. 所以可降解塑料并不适合随意丢弃任它们自由降解，任何可降解塑料在使用后仍需要像任何其他传统塑料一样进行受控处理[24]. 但是我国的垃圾处理体系并未为此做好充分的准备.
有文献分析了可降解塑料废弃物3种处理方式（作为塑料废弃物处理、作为有机废弃物处理、作为混合废弃物处理）的利弊，列于表4[25].
综上所述，若处理方式不经过精心设计，可降解塑料与传统塑料对环境产生的影响是近似的. 因此，要求广泛使用可降解塑料并不一定能够解决“白色污染”，甚至可能会给我们已经存在的问题添加一系列全新的问题[26]. 也就是说，不应将“可降解”视为一种技术解决方案，从而免除环境责任，可降解塑料必须由社会管理，而不是随机释放到环境中[25]. 但是目前为止，我国仅有GB/T 30102—2013《塑料 塑料废弃物的回收和再循环指南》规定了塑料废弃物的处理方式，并未有针对可降解塑料废弃物的处理方针，国内也缺乏大型的堆肥处理设施，因此需要对该方面加以重视.
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2.2部分已说明未经完善处理的可降解塑料进入环境后可能会带来全新的问题. 例如可降解塑料在环境中会生成可降解微塑料[27-28]. 微塑料（MP）是粒径小于5 mm的塑料碎片，近年来已经引起了广泛的关注. 由于比表面积大，微塑料容易吸附其他的化学物质，同时由于粒径小，微塑料可能会被生物体摄入，造成不良影响[29-31]. 事实上，由于可降解塑料更容易被降解，在同一时间范围内，可降解塑料产生的微塑料可能比来自传统塑料的更多[32]. Lambert和Wagner进行的一项研究表明，在传统的PP、PE、PS、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）和可生物降解的PLA商品中PS塑料盖和PLA塑料杯释放微米级颗粒浓度最多[33]. Wei等比较了PBAT和LDPE材料在不同水生环境中形成微塑料的情况，发现PBAT-MP比LDPE-MP更容易产生[34]. Napper和Thompson等在露天、海洋和土壤掩埋条件下对5种塑料袋（包括可生物降解、可氧化生物降解、可堆肥和传统塑料）进行了为期27个月的降解实验，揭示了自然风化对可降解塑料和传统塑料微塑料的生成没有不同的影响[35]. 同样，Weinstein等对可生物降解的PLA和Mater-Bi®商品塑料与传统PET、高密度聚乙烯（HDPE）和PS商品塑料进行了4周的自然风化，发现所有塑料类型都产生了微塑料，其中Mater-Bi®与PS在孵化测试中产生的微塑料最多[36]. 从上述研究中，可以得出结论，可降解塑料的可降解性不能消除微塑料，甚至导致了更大的微塑料积累潜力.
农用可降解塑料是可降解塑料的一大应用领域[37]，然而当前许多可降解薄膜并不是由完全可降解的材料制成，而是在传统塑料中掺入可降解的塑料或预氧化剂等[38-39]，此外，即使它们全部以可降解塑料制成，实际的环境条件通常并不能使其得到迅速且充分的矿化，因此这些可降解塑料会在相当长的时间范围内缓慢降解，以大片可降解塑料或碎片化的可降解微塑料的形式存在于土壤中[40]，对土壤环境造成长时间的影响.
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为了在实际使用中获得塑料制品更好的性能，在制造过程中会将增塑剂、染料、光稳定剂和促氧化剂等添加剂与纯聚合物混合[41]. 这些潜在有害化学物质的释放可能会发生在塑料在自然土壤条件下的风化过程中，被认为是塑料污染控制的另一个挑战[42-43]. 截止目前，虽然对于传统塑料中污染物浸出行为的研究较多，但可降解塑料的相关研究较少. Sintim等进行了为期18周堆肥实验，在渗滤液中检测到了塑料中添加的炭黑[44]. Balestri等证明了在10 d自然风化后，来自HDPE和商品可降解塑料Mater-Bi®的类似浸出行为，还观察到塑料渗滤液对水芹属植物幼苗生长的不利影响[45].
除释放本身含有的污染物外，可降解塑料还可以吸附土壤环境中已存在的污染物，并随后作为“载体”改变其环境行为，塑料碎片尺寸越小，比表面积越大，对污染物的吸附效应也越强[46-47]. 尽管缺乏实地调查，但实验研究已经证实了传统微塑料和可降解微塑料之间相似的吸附行为和机制，有时可降解微塑料甚至对化学物质表现出更高的亲和力[48-49]. Li等的实验结果表明，在土壤孵化试验期间，风化的PBAT-MP对重金属的吸附能力明显高于PE-MP，尤其是对Cu的吸附[50]. Černá等研究了多环芳烃（PAHs）（蒽、苯并[a]蒽和苯并[a]芘）在老化和未老化微塑料上的积累，观察到可降解微塑料上的PAHs积累显著高于传统微塑料，并且PAHs吸附的驱动因素是颗粒的橡胶状或玻璃状状态，老化过程并未导致显著变化[48]. 在负载了环境污染物后，可降解微塑料对生物产生的影响可能会发生变化，将在以下部分进行介绍.
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土壤性质在维持土壤质量、作物生产、养分循环和土壤生态系统的正常功能方面发挥着重要作用[51]. 作为外来生物，可降解塑料在土壤环境中的存在能够改变土壤物理化学性质. Li等将两种基于淀粉的地膜、一种PLA地膜和一种基于纤维素的地膜埋在田间18个月，证明这些可降解地膜在评估期间对土壤质量的影响很小[52]. Karamanlioglu等报道，PLA的解聚和水解伴随着乳酸的产生和pH值的降低[53]，同样地，可降解塑料DF04P（一种基于玉米淀粉的可降解塑料）薄膜降解后，也会使土壤pH值升高[54]. Qi等研究了宏观和微观尺寸的LDPE和商品化可降解塑料地膜对土壤性质的影响，发现不同的塑料碎片的类型、大小和含量对选定土壤的土壤容重、孔隙率以及水文特性性质有着不同的影响[55]. 例如，LDPE碎片的存在降低了土壤容量，而可降解塑料碎片则增加了土壤容量，另外，与微型塑料碎片相比，大型塑料碎片与对照组的差异更大. Qi等还报告，在相似尺寸和剂量下LDPE-MP和可降解微塑料都导致了土壤pH值和C:N比的升高，同时导致了土壤电导率的降低，可降解微塑料对土壤电导率的影响更高而LDPE-MP对C:N比的影响更高[56]. 不同的是，Sanz-Lázaro等认为与传统塑料相比，PLA样品引起的C:N比的变化更强[57]. 这些研究表明土壤基质对塑料碎片的反应具有非单调性，因此迫切需要利用一系列梯度进行进一步研究，以阐明其机制和剂量反应.
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与许多其他化学物质相比，聚合物的环境影响评估通常不受欧洲化学品立法等法律的约束. 因此，可降解塑料的生态毒理学数据很少[23]. Adhikari等研究了PLA和PBS塑料膜在土壤中培养84 d产生的影响，发现PBS没有产生负面影响，而PLA对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的活性具有抑制作用[58]；Witt等的研究则证明商业化PBAT塑料对褐色高温单孢菌没有产生负面影响[59]
与传统微塑料相比，在可降解微塑料中发现生物膜的分解和形成更为明显，从而对微生物群落结构产生了更强的改变[55, 60]. 在土壤-植物系统中，Qi等比较PLA-MP和LDPE-MP对小麦根际细菌组成的影响，发现PLA-MP对群落组成的影响更强，一些特定种属经PLA-MP作用后丰度显著增加[55]. 类似地，Wang等也证明PLA-MP比PE-MP对丛枝菌根真菌群（与高等植物共生的益生菌微生物）的多样性和群落组成产生更显著的影响，该研究还表明Cd的加入对微塑料与微生物的作用并无影响[60]. Sun等使用PET和PHA颗粒进行的为期28 d的孵化研究表明，传统微塑料和可降解微塑料含有的抗生素抗性基因的种类和数量存在差异，可能会对微生物群落分布产生不同的影响[61]. Yang等通过将传统微塑料和可降解微塑料与氧化锌纳米颗粒（ZnO-NP，最常见的工程纳米颗粒之一）单独和共同暴露，发现微塑料的处理可以减轻ZnO-NP对丛枝菌根真菌群落的负面影响[62]. 在影响微生物群落组成的同时，可降解微塑料还会影响微生物的功能. Chen等进行的一项研究观察到与纯土壤相比，PLA-MP处理土壤的铵转化率更快[63]. Sanz-Lázaro等发现，与传统塑料相比，PLA-MP样品引起氮循环的变化更强[56]. Zhou等进行的盆栽实验研究了植物-土壤系统中PHBV-MP添加引起的生化变化，发现了微生物生物量以及溶解有机碳的显著增加，同时溶解性有机氮的减少证实了氮的固定化，表明可降解微塑料的侵入对碳和氮循环具有直接影响，这可能是由于可降解微塑料的微生物同化[64]. 除此之外，土壤中可降解微塑料的存在可能是外源性碳输入，参与生态系统中的碳循环，并导致不必要的温室气体排放[65-67].
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可降解塑料对土壤性质和微生物的影响进一步导致了对土壤动植物的影响. Palsikowski等将PLA与PBAT塑料膜在农业土壤中培养8个月，发现它们对洋葱没有产生负面影响，他们还研究了PLA对堆肥的影响，发现堆肥中PLA的降解产物对洋葱具有细胞毒性和基因毒性效应[68]. Rychter等研究了商业化PBAT塑料对沙质土壤的影响，发现褐沙质土壤培养的植物没有受到负面影响[69]. Meng等发现PBAT/PLA-MP造成菜豆（Phaseolus vulgaris L.）枝条、根系生长和果实生物量的降低幅度更大，而LDPE-MP仅在高浓度下引发负面影响[70]. 类似地，另一项盆栽实验表明与LDPE相比，可生物降解薄膜残留物对小麦生长的抑制作用更严重[71]. Wang等表明，土壤中10%的PLA-MP降低了土壤中玉米的生物量和叶片中的叶绿素含量，而PE没有显示出明显的影响，该研究还表明Cd与微塑料的相互作用对植物中Cd的含量并无影响[60]. 不同的研究者在两种农业植物（生菜Lactuca satica L.和番茄Lycopersicon esculentum Mill.）上对由PBAT、PLA、TPS和PHB材料组成的几种商业可生物降解塑料颗粒（Mater-Bi®、Ecovio®、Bio-Flex®和BioFilm®）的提取物进行了体外植物毒性研究. 结果表明，不同类型可降解塑料的提取物对种子萌发、植物生长和根系健康具有负面作用[72-73]. Yang发现微塑料与ZnO-NP的共同作用导致玉米中Zn累积的增加[62]. 除了植物外，一项调查PLA-MP、PPC-MP和不可降解PE-MP对蚯蚓Eisenia fetida的生物毒性的实验室研究表明与PE-MP相比，PLA-MP和PPC-MP显示出更大的生物毒性[47].
鉴于被植物吸收的微塑料和重金属可能会随着食物链进入人体，有研究者使用体外人体消化模型比较了PE、PP、PVC、PS和PLA-MP中重金属的解吸能力，发现在模拟的人体消化道中，PLA-MP处理中的Cr（Ⅵ）解吸率和Cr生物可及性在所有测试材料中均最高，对人体健康构成更高的非致癌风险[74].
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在土壤环境以外，可降解塑料与微塑料也会造成一定的环境影响. 水孵化研究证实，即使在土壤生物降解之前，4种商业可生物降解塑料地膜中的化合物也会释放，释放的化合物主要来自商业地膜混合物中PBAT、PLA和PHB的部分水解[45]. Zuo等发现，由于PBAT材料的低结晶度，PBAT-MP在PBAT、PE和PS-MP中对水溶液中菲的亲和力最高，甚至高于一些碳质吸附剂，如生物炭和黑炭[75]. Jiang等研究了PBS、PVC和PS-MP对两种杀菌剂三唑菌酮和苯醚甲环唑的吸附能力，发现PBS-MP对三唑酮和苯醚甲环唑的吸附能力最高，吸附行为几乎不受pH、盐度和溶解有机物等环境因素的影响[76]. Tubić等证明PLA-MP对4-氯苯酚的亲和力比传统的PP/PE-MPs更强[77]. Gong等发现PBS和PLA微塑料对农药氟虫腈的浓缩能力高于传统微塑料[78]. Fan等研究表明，PLA-MP对抗生素四环素（TC）和环丙沙星（CIP）的多层吸附能力高于PVC-MP的单层吸附[79]. 更重要的是，可降解微塑料在自然环境中更易受到影响的特性也导致对化学品的更高吸附能力，由于PLA-MP被证明比PVC-MP更容易受到紫外线老化的影响，老化的PLA-MP对TC和CIP的吸附能力大大增强[79]. 在不同环境条件下，PLA-MP上的土霉素（OTC）吸附也得到了类似的结果[80]. Zhang等研究了原始和紫外线老化的PLA-MP对斑马鱼物种的影响，发现老化后的PLA-MP对斑马鱼的氧化损伤比原始PLA-MP对斑马鱼的氧化损伤强，表明可降解微塑料在自然风化过程中的生态毒性增加[81].
长期以来，可降解塑料一直被认为对环境无害. 到目前为止，关于可降解微塑料环境风险评估的信息仍然很少，但这些研究中很多都质疑了可降解塑料的环境安全性，如果是这样，可降解塑料的推广将不是一种希望，而是一种隐藏的风险，诱发尚未验证的更深刻的生态影响. 尤其在土壤环境中，不同土壤类型、物种和聚合物类型之间的矛盾结果使得更难以阐明可降解微塑料在土壤系统中可能产生的影响，该方向的研究在未来应得到重点关注.
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使用可降解塑料替代传统塑料是保护环境的必经之路，但在可降解塑料产业发展尚未成熟的今天，我们需要关注它们可能带来的环境影响，不经处理直接排放入环境中的可降解塑料可能会对土壤性质与土壤生物种群产生不利影响，也可能影响水环境中污染物的迁移转化. 因此，在可降解塑料替代传统塑料的进程中，我们需要付出更多的努力. 在可降解塑料的研究层面，聚合物科学家需要与其他领域的科学家合作，在合成和降解两方面减弱可降解塑料对环境的不利影响，尽量保证可降解塑料破碎而成的微塑料在环境中能够得到充分降解；同时，环境等领域的科学家需要对可降解塑料进入生态环境后的行为进行深入的研究，阐明不同种类的可降解塑料可能造成的环境影响及原因. 在管理层面，可降解塑料的认证标准和测试方法需要得到进一步的完善，同时对不同种类的可降解塑料做好分类标识，并向公众进行全面的科普，方便后续的垃圾分类；建立可降解塑料的处理网络，建造专门的回收和处理设施，与传统塑料区分开，使可降解塑料能够更大程度地成为新的资源.
可降解塑料的使用现状及其潜在环境风险
Current use of biodegradable plastics and their potential environmental risks
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摘要: 为了减轻传统塑料制品给环境造成的影响，可降解塑料被大规模开发用于取代它们，以此降低传统塑料制品对生态环境的潜在危害. 然而，我国可降解塑料研究和行业起步较晚，相关的研究和分析较少. 在我国经济高速发展的同时，对可降解塑料的使用现状以及环境风险进行分析评估有利于更好地完成“碳达峰”和“碳中和”的战略目标. 本文对典型可降解塑料的定义、分类、生产、应用、面临问题以及环境影响等方面进行了综述，并对降低可降解塑料潜在风险，消除生产和使用中的常见弊端提出了展望.Abstract: In order to alleviate the pressure of traditional plastics on the environment, degradable plastics are produced in large quantities to replace them. However, the research and industry of degradable plastics in China started late, and the related studies and analysis were limited. With the rapid development of China's economy, the analysis and assessment of the current situation and environmental risks of degradable plastics will help to better achieve the strategic objectives of “carbon peaking” and “carbon neutralization”. In this paper, the definition, classification, production, application, facing problems and environmental impact of typical degradable plastics are reviewed, and the prospect of reducing potential risks of degradable plastics and eliminating common drawbacks in production and use is put forward.
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表 1 可降解塑料的按照降解途径的分类和定义
Table 1. Classification and definition of degradable plastics according to degradation route
可降解塑料分类
Classification定义
Definition热氧降解塑料 由热和/或氧化引起降解的塑料 光降解塑料 由自然日光作用引起降解的塑料 生物降解塑料 在自然界如土壤和/或沙土等条件下，和/或特定条件如堆肥化条件下或厌氧消化条件下或水性培养液中，由自然界存在的微生物作用引起降解，并最终完全降解变成二氧化碳或/和烷、水及其所含元素的矿化无机盐以及新的生物质的塑料. 可堆肥塑料 可在堆肥化条件下，由于生物反应过程，可被降解和崩解，最终完全分解成二氧化碳、水及其所含元素的矿化无机盐以及新的生物质，并且最后形成的堆肥的重金属含量、毒性试验、残留碎片等应符合相关标准的规定. 
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表 2 可降解塑料主要种类及特性
Table 2. Main types and characteristics of degradable plastics
类别
Category耐热性
Heat
resistance成膜性
Film forming
property力学强度
Mechanical
strength透明性
Vitreousness降解速度
Degradation
rate商品化程度
Commercialization
degree主要用途
Main usagePLA 较高 差 较高 高 适中 高 薄膜、包装、3D打印等 PBAT 高 好 高 低 适中 高 薄膜、包装、餐具等 PHA 高 较好 高 低 快 中 包装、医药等 PCL 较低 较差 低 较高 慢 低 医用、增塑剂、纤维等 PBS 高 较好 较低 低 快 高 包装、餐具、医用、农膜等
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表 3 中国可降解塑料的相关标准
Table 3. Chinese standards about degradable plastics
标准号
Standard number标准名称
Standard nameGB/T 18006.2—1999 一次性可降解餐饮具降解性能试验方法 GB/T 19275—2003 材料在特定微生物作用下潜在生物分解和崩解能力的评价 GB/T 19276.1—2003 水性培养液中材料最终需氧生物分解能力的测定 采用测定密闭呼吸计中需氧量的方法 GB/T 19276.2—2003 水性培养液中材料最终需氧生物分解能力的测定采用 测定释放的二氧化碳的方法 GB/T 19811—2005 在定义堆肥化中试条件下塑料材料崩解程度的测定 GB/T 20197—2006 降解塑料的定义、分类、标识和降解性能要求 GB/T 24454—2009 塑料垃圾袋 DB35/T 998—2010 淀粉基生物降解塑料母料 GB/T 27868—2011 可生物降解淀粉树脂 GB/T 28018—2011 生物分解塑料垃圾袋 GB/T 28206—2011 可堆肥塑料技术要求 GB/T 19277.1—2011
（ISO 14855—2: 2007）受控堆肥条件下材料最终需氧生物分解能力的测定 采用测定释放的二氧化碳的方法 第1部分：通用方法 GB/T 16716.7—2012 包装与包装废弃物 第7部分：生物降解和堆肥 DB13/T 1602—2012 降解塑料垃圾袋 GB/T 29646—2013 吹塑薄膜用改性聚酯类生物降解塑料 GB/T 19277.2—2013
（ISO 14855—2:2007）受控堆肥条件下材料最终需氧生物分解能力的测定 采用测定释放的二氧化碳的方法 第2部分：用重量分析法测定实验室条件下二氧化碳的释放量 GB/T 32366—2015 生物降解聚对苯二甲酸-己二酸丁二酯（PBAT） GB/T 33616—2017 纺织品 非织造布可生物降解性能的评价 二氧化碳释放测定法 GB/T 33797—2017 塑料在高固体份堆肥条件下最终厌氧生物分解能力的测定 采用分析测定释放生物气体的方法 GB/T 35795—2017 全生物降解农用地面覆盖薄膜 YZ/T 0160.2—2017 邮政业封装用胶带 第2部分：生物降解胶带 DB22/T 2645—2017 生物降解塑料零售包装袋通用技术要求 GB/T 38082—2019 生物降解塑料购物袋 GB/T 41010—2021 生物降解塑料与制品降解性能及标识要求
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表 4 可降解塑料废弃物的塑料、有机和混合废弃物处理路线的利弊
Table 4. Advantages and disadvantages of plastic, organic and mixed waste treatment routes for degradable plastic wastes
废弃路线
Waste routes处理方式
Treatment优点
Advantages缺点
Disadvantages塑料废弃物 机械回收 产生新的原材料 对传统塑料回收有负面影响 现有分拣技术 难以分拣 现有回收市场 难以完全回收 有机废弃物 堆肥 效果好 不能确保完全被生物降解 制造堆肥产品 没有为可降解塑料的专用堆肥设施 有机废弃物 家庭堆肥 对堆肥效果没有影响 缺乏堆肥质量监管 经济、灵活 不能确保完全被生物降解 厌氧消化 效果好 不能确保完全被生物降解 回收能量 需要后续处理设施 混合废弃物 焚烧 通常有效 排放温室气体 回收能量 比传统塑料排放少 气化 更高效地生产合成气 昂贵 填埋 花费少、简单 影响大、增加温室气体
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