不同废塑料焚烧处理及烟气污染物阻控技术研究综述

A Comprehensive Review on Incineration Treatment of Different Waste Plastics and Flue Gas Pollutant Control Technologies

摘要

焚烧是城市生活垃圾中废塑料处理的关键方式，兼具减量化、能源化和无害化的显著优势。塑料是自然界中最难以降解的废物之一，其合理高效处理对于环境保护和资源再生具有重要意义。通过直接燃烧或加工成固体燃料，废塑料的热值得以回收利用，为发电和供暖提供了宝贵资源。然而，塑料焚烧产生的烟气能否达标排放引起社会广泛关注，尤其是其中的有毒有害大分子有机污染物。文章分析不同来源废塑料的主要焚烧处理方式，探讨废塑料焚烧过程中产生的二噁英、多环芳烃、邻苯二甲酸酯类化合物等主要有机污染物的情况，综述针对这些主要大分子有机污染物的阻控技术，旨在为塑料废物焚烧污染控制及无废城市的建设提供参考。

Abstract

Incineration is the key method for treating waste plastics in municipal solid waste, offering significant advantages in reduction, energy recovery, and harmlessness. Plastics are among the most difficult wastes to degrade in nature, and their rational and efficient treatment is of great importance for environmental protection and resource recycling. Through direct combustion or processing into solid fuels, the calorific value of waste plastics can be recovered and utilized, providing valuable resources for power generation and heating. However, whether the flue gas produced by plastic incineration can meet emission standards has aroused widespread public concern, especially regarding the toxic and harmful macromolecular organic pollutants contained therein. The paper analyzes the main incineration treatment methods for waste plastics from different sources, discusses the generation of major organic pollutants such as dioxins, polycyclic aromatic hydrocarbons, and phthalate esters during the incineration process, and reviews the control technologies targeting these macromolecular organic pollutants, aiming to provide references for pollution control of plastic waste incineration and the construction of zero-waste cities.

Graphical abstract

关键词

废塑料 / 焚烧 / 污染物 / 污染阻控技术

Key words

Waste plastics / Incineration / Pollutants / Pollution control technologies

当前，我国正全力推动经济发展的绿色化转型，致力于加强环境污染的预防和治理，同时采取积极稳妥的策略加速实现“双碳”目标^[1]。资源和能源是国家经济发展的核心支撑。塑料作为现代生活和生产中的重要材料，其使用、制备及末端处理等环节均与环境保护和能源再生密切相关^[2]。废塑料在城市生活垃圾中的占比逐年增加。据估算，我国废塑料年产量已达6 300万t^[3]，占全球年产量的21%。按当前增长趋势推算，未来25年内全球废塑料累积量预计将达到当前年产量的40倍(约120亿t)^[4]。若废塑料处理不当，将对环境安全构成巨大威胁。

焚烧技术在生活垃圾处理中占据重要地位，其优势在于可实现废塑料的减量化、能源化及无害化处理。根据最新政策规划，为推进生活垃圾处理体系现代化转型，到2025年将建成80万t/d的城镇焚烧处理能力，城市生活垃圾处理需求将占总处理规模的65%^[5]。焚烧也被广泛认为是消除塑料垃圾的主要方法^[6]。焚烧法可分为两种：一是将废塑料直接燃烧以获取热值，用于就地焚烧；二是将废塑料经粉碎、混入生石灰、干燥、加压固化成型等流程制成一定直径的固体燃料，便于运输且热值较高^[7]。生活垃圾中的废塑料热值较高，在垃圾焚烧发电中发挥重要作用。多数塑料制品的树脂含量超过65%，在过剩空气中焚烧且温度达到800~1 200 ℃时，80%以上的物质会氧化分解为小分子化合物，散发的热量可作为发电或供暖的热能来源^[8]，这在很大程度上实现了废塑料的能源化^[9]。

然而，焚烧烟气治理的复杂性在于其多组分特征：除常规粉尘和酸性气体(NO _x 、HCl、SO₂)外，还需重点关注痕量污染物，特别是二噁英(PCDD/Fs)、多环芳烃(PAHs)和邻苯二甲酸酯类化合物(PAEs)的控制。这些物质已被世界卫生组织(WHO)列为一级致癌物^[10]。

本文旨在综述不同废塑料源焚烧处理的现状、焚烧产生的主要污染物以及针对3种大分子污染物的阻控技术，以期为废塑料的无害化处理和无废城市的建设提供参考。

1 不同源头废塑料焚烧处理方式现状

1.1 生活源

生活源废塑料主要指日常生活中产生的塑料废弃物，如塑料购物袋、饮料包装瓶等。我国塑料废弃物中一次性塑料制品(如塑料购物袋、饮料包装瓶等)占比达31.75%^[11]；塑料薄膜占塑料总量的20%^[12]，其中农用薄膜约占该类产品的33%^[13]。生活源废塑料(以包装材料为主体)在塑料废弃物总量中的贡献率约为25%^[14]。因此，生活中的废塑料必须进行适当处理。

生活源废塑料的焚烧处理主要包括分类、预处理、高温焚烧和烟气净化4个环节。首先，将废塑料按材质分类，并进行清洗、破碎和干燥等预处理，以提高燃烧效率并减少污染物生成。随后，在封闭式焚烧炉内进行高温燃烧，产生的热能可用于发电或供热。最后，燃烧烟气需经严格净化处理，去除PCDD/Fs、PAHs等有害物质，确保达标排放。该工艺在实现废塑料减量化的同时，还能回收能源。

1.2 医用源

医用塑料制品是指直接用于医院或人体的塑料制品^[15]，主要来源于医疗机构、制药企业和生物医学研究领域，包括医用塑料瓶、塑料包装、实验室用品等。

医用源废塑料必须在配备先进污染控制技术的专业焚烧设施中处理，以确保有害气体和颗粒物的有效净化。焚烧前，应进行破碎、混合等预处理，以提高效率并减少污染排放。此类处理必须严格遵守环保法规，并定期接受监管评估。焚烧的优势在于高温杀菌，能彻底消灭病菌和微生物，防止二次污染，保障公共卫生安全，尤其适用于医疗机构的非污染性废塑料处理。

1.3 工业源

基于产品生命周期分析(LCA)，工业废塑料主要来源于两个环节：一是生产端，包括塑料零件制造业(GB/T 4754—2017中的C2929类)，如电气绝缘件、机械密封件、交通工具用塑料配件等；二是流通端，涉及工业品包装材料(如缠绕膜、托盘等)^[12]。这类废塑料常含有高比例的添加剂和各类杂质，导致其种类和化学成分极为复杂，这些添加剂和杂质在焚烧过程中可能会催化更多污染物的生成。鉴于其复杂的成分构成，工业废塑料在焚烧前需要经过更为严谨细致的预处理和精确分类，以确保焚烧作业的稳定运行，并最大限度地减少污染物排放。

1.4 农业源

农业废塑料主要来源于农业生产活动中使用的塑料薄膜、灌溉管线和农具配件等，这些材料广泛应用于农田覆盖、保温保湿以及搭建临时农业设施。农业废塑料的成分相对单一，主要由聚乙烯(PE)和聚丙烯(PP)等常见塑料构成，其添加剂含量较低。因此，农业废塑料在焚烧处理时产生的污染物较少。相较于其他废塑料，其焚烧流程较为简洁，不需要复杂的预处理和细致分类。然而，在焚烧过程中，仍必须严格控制温度和氧气供给等关键参数，以确保塑料充分燃烧，并最大限度地降低污染物排放。

表1为不同来源废塑料焚烧处理的区别。

2 废塑料焚烧烟气中主要污染物

对不同来源的废塑料采用焚烧处理过程中产生的烟气具有显著的环境风险，包含可吸入颗粒物(PM₁₀和PM_2.5)、酸性气体污染物(如NO _x 、HCl)、重金属(如Hg、Cd、Pb)等多种有害物质。其中，PCDD/Fs、PAHs、PAEs这3类大分子有害污染物，因其持久性、生物累积性和高毒性，对生态环境和人体健康的威胁尤为突出。与烟气中的重金属等其他成分相比，这些大分子物质更难降解，且可通过食物链富集，长期暴露可能导致癌症、生殖系统损害等严重健康问题。因此，处理这些大分子污染物是废塑料焚烧中最关键的任务。

2.1 PCDD/Fs

PCDD/Fs类污染物是一类具有相似化学结构的氯代芳香族化合物，主要包括多氯代二苯并二噁英(PCDDs)和多氯代二苯并呋喃(PCDFs)^[15-17]。图1为PCDDs/Fs分子结构式。在废塑料焚烧过程中，尤其是当焚烧温度控制不当或焚烧不完全时，会生成以PCDDs/Fs为代表的有毒有机化合物。PCDDs/Fs类化合物根据其氯原子取代数量(1~8个)分为8个同系物组。这些同系物因氯原子的取代数量和位置不同，形成了210种不同的同分异构体，其中包括75种空间异构体的PCDDs和135种空间异构体的PCDFs。在这些异构体中，毒性最强的17种均具有2,3,7,8位氯取代的特征结构，其中2,3,7,8-四氯二苯并二噁英(2,3,7,8-TCDD)因其极强的生物毒性和环境持久性，被公认为最具危害性的PCDD/Fs单体^[18-19]。

一般认为，能够生成PCDDs的不完全燃烧产物(PIC)的主要步骤可概括为：脂肪族不饱和烃经氯化生成氯苯，进而转化为多氯联苯(PCBs)，在871~982 ℃的燃烧区域通过氧化环化反应首先生成PCDFs，随后部分PCDFs经分子重排最终形成PCDDs^[20]。PCDDs/Fs具有显著的生物蓄积特性，其高亲脂性和持久性使其在环境介质中长期残留。通过水生食物链的生物放大作用和陆生食物网的传递，这些污染物最终在人体脂肪组织中富集，对内分泌系统和免疫系统产生特异性毒性，进而危害人类健康和生态系统安全^[21-23]。

2.2 PAHs

PAHs是由2~7个稠合苯环组成的持久性有机污染物，其主要来源于含碳物质(如化石燃料、生物质)的不完全燃烧过程^[24]，例如四环芘和二环萘。图2为四环芘和二环萘分子结构式。在废塑料焚烧过程中，PE、PS和PVC塑料最容易产生PAHs。PE废塑料的燃烧产物分布具有显著的温度依赖性。在800~900 ℃的中温燃烧条件下，主要生成C10~C35的脂肪族碳氢化合物(HCs)和低环数PAHs；当温度升至950 ℃时，脂肪族HCs的产量显著降低，而PAHs的生成量急剧增加，产物以菲(Phe)、苊烯(Acy)、苯并[b]荧蒽(BbF)和苯并[a]芘(BaP)等典型化合物为主^[25]。

PS废塑料在600~900 ℃热解过程中表现出明显的温度依赖性。随着裂解温度升高，苯乙烯单体的二次反应加剧，导致PAHs生成量显著增加(增幅达3~5倍)。当添加氧化钙(CaO)作为抑制剂时，其通过以下双重机制发挥作用：(1)碱性位点捕获酸性前驱体；(2)促进碳烟氧化，使PAHs产率降低40%~60%^[26]。当裂解温度继续增加时，PAHs的生成量一般减少，900 ℃和1 000 ℃被认为是PS塑料裂解过程中PAHs生成量增加和减少的临界温度^[27]。

此外，PAHs对人体呼吸系统(肺泡上皮损伤)、心血管系统(血管内皮功能障碍)、神经系统(神经细胞氧化应激)以及肝肾功能障碍均可造成严重损害，是潜在的致癌物质。长期暴露与肺癌发病率呈显著剂量-效应关系^[28]。PAHs的致癌作用具有多器官特异性，流行病学研究证实其长期暴露与多种恶性肿瘤风险显著相关，例如结直肠腺瘤、膀胱癌、皮肤癌和白血病等^[29]。

在我国人群PAHs暴露评估研究中发现，居民日均摄入量达3.65 μg(以体重60 kg计)，其中经消化道摄入的贡献率为88%~98%，显著高于呼吸道(1.5%~10.0%)和皮肤接触(0.2%~2.0%)等其他暴露途径^[30-31]。

2.3 PAEs

PAEs作为塑料中常用的增塑剂，含量通常较高，因此在焚烧过程中容易挥发并释放到大气中。这些化合物在空气中可能以气溶胶状态存在或吸附在颗粒物表面，对空气质量构成潜在威胁。在废塑料焚烧过程中，PAEs的产生与温度密切相关。在200~300 ℃时，增塑剂开始挥发和分解；在300~500 ℃时，大量分解生成邻苯二甲酸酐等中间产物；在500~800 ℃时，进一步氧化生成CO₂和H₂O；在800 ℃以上时，几乎完全氧化，排放量显著减少。

PAEs作为典型的内分泌干扰物(EDCs)，可通过干扰雌激素受体信号通路和芳香化酶活性，导致生殖发育毒性(如精子质量下降、卵巢早衰)和乳腺癌风险升高。其遗传毒性(DNA甲基化异常)和氧化应激机制已被国际癌症研究机构(IARC)列为2B类致癌物^[32]。PAEs与塑料聚合物间的非共价结合特性决定其环境行为特征。这种物理掺杂方式使增塑剂分子极易通过挥发、溶出等途径从塑料基质中逃逸，形成持续的环境排放源^[33]。

此外，在山东、河北、江苏等典型废旧塑料处置场地的土壤中，PAEs污染严重，总含量高达30.1 mg/kg。污染组成特征分析显示，主要污染物为邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯、邻苯二甲酸二正丁酯和邻苯二甲酸丁基苄酯，三者合计占比达78.6%~85.3%，呈现出典型的塑料源污染特征^[34-35]。

3 焚烧烟气污染物阻控技术

在废塑料焚烧处理过程中，大分子三致污染物(致癌、致畸、致突变物质)对生态环境及人体健康的潜在威胁极为突出。面对这一严峻挑战，采取针对性的阻控策略显得尤为重要。

3.1 针对PCDD/Fs的阻控技术

目前针对PCDD/Fs的阻控技术除工业广泛应用的活性炭吸附法^[36]外，还包括两种技术：选择性催化还原(SCR)脱硝协同催化氧化技术^[37]和低温等离子体催化氧化技术。

SCR技术主要用于处理烟气中的PCDD/Fs污染物。SCR技术利用钒-钨-钛(V-W-Ti)等金属氧化物催化剂，在200~400 ℃的温度窗口内，促使烟气中的NO _x 与注入的NH₃发生表面氧化还原反应，最终转化为无害的N₂和H₂O。在此过程中，V-W-Ti基催化剂表现出对PCDD/Fs前体物的协同降解作用，可将氯苯等有机氯化物通过氧化-还原双功能位点催化转化为CO₂、H₂O和HCl等无害产物^[38]，从而实现催化氧化协同处理。

研究表明，SCR技术在工业烟气脱硝领域展现出优异性能，其NO _x 去除效率普遍维持在70%~90%的高水平^[39]，并已广泛应用于电力、钢铁、水泥等多个行业的烟气净化系统。自20世纪90年代起，国际学术界已开展钒-钛(V-Ti)基催化剂在PCDD/Fs降解领域的应用研究^[40]，并应用于垃圾焚烧烟气中污染物的治理^[41]。例如，荷兰Shell公司的五氧化二钒/二氧化钛(V₂O₅-TiO₂)催化剂、德国BHK公司的五氧化二钒-三氧化钨/二氧化钛(V₂O₅-WO₃/TiO₂)蜂窝催化剂以及日本三菱重工(MHI)的V-W-Ti系蜂窝催化剂，均具有优异的脱硝和PCDD/Fs协同降解性能^[39]。

低温等离子体催化技术是指将气体放电等离子体与具有催化性能的材料非均匀结合^[42]，通过等离子体激发产生的高能电子、活性自由基等物质与催化剂协同作用，从而提升反应效率。该技术通过高压放电产生高能电子，解离O₂和H₂O生成活性氧物种(如·O、·OH、O₃等)，这些自由基可高效裂解PCDD/Fs分子中的C—O—C键，并通过逐步氧化将大分子转化为低毒性的羧酸(如甲酸、草酸)，最终矿化为CO₂和HCl；同时，气态单质Hg被O₃氧化为水溶性的Hg²⁺，从而减少PCDD/Fs的排放^[43]。

依据自由基生成机制，低温等离子体技术可分为两类：电子束法(通过高能电子轰击产生自由基)和脉冲电晕法(利用高压脉冲放电形成自由基)。二者在废气处理领域均展现出优异的污染物降解性能^[41]。目前，电晕放电技术因其成本低廉、工艺成熟且无放射性危害的特点而受到广泛关注。VAN VELDHUIZEN等^[44]研究表明，在NH₃协同作用下，高压脉冲电晕技术对烟气污染物的脱除效率显著提升，其中NO _x 去除率可达80%，SO₂去除率更高达95%。该技术通过高能电子激发产生的活性自由基(如·OH、·NH₂等)与污染物发生氧化还原反应。

张丽军^[45]研究发现，采用高压脉冲直流电源驱动的线筒式反应器低温等离子体系统可高效协同处理垃圾焚烧烟气污染物。其中，气态氧化汞(HgO)在·OH自由基作用下的氧化转化率大于95%，PCDD/Fs关键前驱体1,2,4-三氯苯通过电子碰撞解离的去除率达70%~75%。该技术通过非平衡等离子体产生的活性物种(如O₃/H₂O₂)实现多污染物的协同控制。

3.2 针对PAHs的阻控技术

PAHs因其致癌和致突变性受到广泛关注。目前，相关学者针对PAHs在环境中的释放问题开展大量研究，主要集中在源头控制(原料和设备优化)、焚烧工艺(反应条件)以及PAHs生成与释放的控制等3个方面。首先，在原料前处理方面，吴海霞等^[46]发现垃圾含水率对PAHs生成有一定影响。在400 ℃焚烧条件下，水分促进PAHs生成；而在850 ℃时则表现出抑制作用。此外，不同种类原料的共焚烧可减少部分PAHs释放，例如将生活垃圾与秸秆混合焚烧，不同掺混比可获得不同的PAHs产率和组成^[47]。在设备优化方面，采用比表面积大于200 m²/g的多孔Al₂O₃和粒径为100~200目的粗粒径SiO₂替代传统石英砂作为流化床介质，可通过增强表面催化氧化作用使垃圾焚烧烟气中PAHs总浓度降低40%~50%，其中苯并[a]芘等强致癌物含量减少60%以上，且烟气毒性当量(TEQ)下降55%~65%^[48]。

在焚烧工艺方面，通过优化焚烧工艺参数可有效抑制PAHs的生成。主要措施包括：(1)维持燃烧温度在最佳区间；(2)控制过量空气系数(α)在1.6~2.0范围内；(3)添加Ca(OH)₂等碱性添加剂，可使PAHs排放总量降低50%~70%^[49]。例如，将塑料焚烧温度提高至550 ℃以上，PAHs的生成路径会发生显著改变。前驱体的不完全燃烧现象减少，大分子PAHs(5~7环)的热解裂解增强，其排放浓度可下降60%~75%，有效抑制了烟气中PAHs的浓度并减少大分子量PAHs的排放^[49]。此外，优化过量α(1.6~2.0)可有效降低PAHs生成30%~50%，但若α大于2.0，会导致燃烧温度下降100~150 ℃、停留时间缩短0.5~1.0 s，反而增加PAHs排放20%~40%；而合理配风(一次风40%~60%、二次风不小于250 ℃)可实现PAHs减排50%~60%^[50-51]。

在控制PAHs释放方面，主要集中在垃圾焚烧烟气和飞灰的处置，以减少PAHs向环境中的释放并降低其毒性。例如，利用活性矿物对飞灰进行固化稳定化处理^[52]以及采用亚临界水热工艺^[47]，均可有效降低飞灰中PAHs的毒性。针对废塑料焚烧烟气中的PAHs，活性炭纤维表现出良好的吸附效果^[53]。目前，PAHs吸附脱除技术主要包括两种方式：(1)活性炭吸附法虽能高效去除烟气中90%以上的PAHs(BET比表面积>1 000 m²/g)，但存在运行成本高及废活性炭二次污染风险(PAHs浓度可达200~500 mg/kg)等瓶颈问题^[54]。(2)采用阴离子表面活性剂改性的Ca(OH)₂脱硫剂可协同脱除烟气中的PAHs，在干法/半干法脱硫系统中可提升去除效率40%~75%，在静电/布袋除尘器中可降低PAHs浓度30%~60%^[55]。

3.3 针对PAEs的阻控技术

由于PAEs对人体，特别是对女性健康构成极大威胁，因此受到广泛关注。针对PAEs的控制，可从源头控制和尾气净化两方面入手。首先，在塑料制品生产过程中，应选择PAEs含量较低的原材料，从根本上减少焚烧时PAEs的释放，并使用非邻苯二甲酸酯类环保增塑剂，如环氧大豆油、柠檬酸酯等。这些增塑剂在焚烧过程中产生的有害物质较少。其次，在尾气净化方面，可选用碳基吸附材料^[56]、钙基吸附材料^[39]、胶原纤维吸附材料^[57]以及金属氧化物复合吸附材料^[58]等。特定固体吸附剂在燃煤电厂和工业烟气多污染物协同治理中已实现工程化应用^[59]。

虽然上述技术是针对不同污染物的特异性阻控方法，但某些通用型处理技术，如高级氧化工艺(AOPs)^[60]和吸附技术^[61]等，通过其独特的协同作用机制，能够同时对多种大分子污染物(包括上述各类污染物)产生显著的阻控效果。这些通用技术在实际环境治理中展现出良好的协同处理能力和广泛的应用前景。

4 结语

焚烧处理作为一种重要的废塑料处理方式，在我国正逐步受到重视。不同来源的废塑料，在焚烧处理过程中均展现出各自的特性和挑战。通过焚烧处理，不仅可以实现废塑料的能源化利用，还能减少对环境的污染。在焚烧技术的不断优化和污染物针对性阻控技术的持续进步下，废塑料焚烧处理对环境的影响得到有效控制。尾气净化技术，如吸附法和催化氧化法，为减少焚烧过程中产生的PCDD/Fs、PAHs、PAEs等提供了有力支持。未来，废塑料焚烧处理技术的发展方向将更加高效、环保和智能化。一方面，需要继续加强焚烧技术的研发和创新，提高焚烧效率和能源回收利用率，降低运行成本和环境风险；另一方面，应继续加大污染物阻控技术的研发力度，探索更加高效、经济、环保的尾气净化技术和焚烧过程阻控技术，以实现废塑料焚烧处理的无害化和能源化。通过持续的技术创新和环保政策的推动，废塑料焚烧处理将在未来实现更加高效、环保和可持续的发展。

参考文献

[1] 孙昱楠, 张帆, 李建园, 等. 废塑料处置与利用技术研究进展[J]. 中国工程科学, 2023(3): 182-196.

[2] CHANG S H. Plastic waste as pyrolysis feedstock for plastic oil production: A review[J]. Science of the Total Environment, 2023, 877: 162719.

[3] 陈伟强, 简小枚, 汪鹏, 等. 全球塑料循环体系演化与我国的应对策略[J]. 资源再生, 2020(1): 38-39.

[4] Organisation de coopération et de développement économiques. Global Plastics Outlook: Economic drivers, environmental impacts and policy options[M]. Paris: OECD Publishing, 2022.

[5] 国家发展改革委、住房城乡建设部. “十四五”全国城镇生活垃圾无害化处理设施建设规划(发改环资[2021]642号)[Z/OL]. (2022-05-01)[2025-05-13].

[6] WILLIS K P, OSADA S, WILLERTON K L. Plasma gasification: Lessons learned at Eco-Valley WTE facility[C]//18th Annual North American Waste-to-Energy Conference. Orlando, Florida, USA: American Society of Mechanical Engineers, 2010.

[7] 张海雪. 特征元素对生物质与塑料共气化产气特性的影响[D]. 沈阳: 沈阳航空航天大学, 2013.

[8] 宋丽, 周建军, 张鹏. 环境保护工程中废弃塑料处理技术[J]. 山西化工, 2021(3): 229-230.

[9] 简敏菲, 饶丹, 孙望舒, 等. 生活垃圾热解焚烧灰渣中微塑料与重金属的潜在生态风险[C]//2019中国环境科学学会科学技术年会论文集(第三卷). 西安: 中国环境科学学会, 江西师范大学生命科学学院江西省亚热带植物资源保护与利用重点实验室, 江西师范大学鄱阳湖湿地与流域研究教育部重点实验室, 2019.

[10] 徐英志, 张金庆, 赵振华, 等. 废塑料回收利用技术研究进展[J]. 山东化工, 2024, 53(6): 89-92.

[11] 王琪, 瞿金平, 石碧, 等. 我国废弃塑料污染防治战略研究[J]. 中国工程科学, 2021, 23(1): 160-166.

[12] 王茹. “碳中和”目标下我国中小型塑料薄膜企业的低碳发展路径[J]. 塑料助剂, 2023(1): 65-67.

[13] 张鑫, 全淑苗. 基于中国政策的废旧农膜回收再利用现状研究[J]. 中国塑料, 2022, 36(7): 136-142.

[14] 戴军, 范帅康, 庄绪宁, 等. 上海市生活垃圾废塑料回收再利用现状及优化策略[J]. 上海第二工业大学学报, 2024, 41(1): 46-53.

[15] 廖正品. 我国塑料制品行业现状及发展热点分析[J]. 塑料工业, 2013(): 6-15.

[16] 厉巍, 李静, 杜文旭. 二噁英的研究进展[J]. 北方环境, 2011(7): 70-71.

[17] 王文鑫. 山东省典型工业行业挥发性有机物(VOCs)排放源谱及健康风险评价研究[D]. 济南: 山东师范大学, 2024.

[18] 陈怀俊, 牛芳, 王乃继. 垃圾焚烧处置中二噁英和重金属污染控制技术进展[J]. 洁净煤技术, 2021, 27(6): 59-75.

[19] 徐培佩, 张一新, 张婷. 二噁英的危害及其防治措施[J]. 广东化工, 2017, 44(13): 149-150.

[20] 陈彤. 城市生活垃圾焚烧过程中二噁英的形成机理及控制技术研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2006.

[21] 杨文武, 苏文鹏, 吴晶, 等. 生活垃圾焚烧发电厂周边环境二噁英污染水平及人群暴露评估[J]. 环境监测管理与技术, 2019, 31(1): 44-47.

[22] 高朝侠. 垃圾焚烧对周边环境二噁英浓度影响研究进展[J]. 广州化工, 2021(12): 15-17.

[23] XIAO Q C, SONG X Q, LI W C, et al. A primary estimation of PCDD/Fs release reduction from non-wood pulp and paper industry in China based on the investigation of pulp bleaching with chlorine converting to chlorine dioxide[J]. Chemosphere, 2017, 185: 329-335.

[24] KIM K H, JAHAN S A, KABIR E, et al. A review of airborne polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and their human health effects[J]. Environment International, 2013, 60: 71-80.

[25] HAWLEY-FEDDER R A, PARSONS M L, KARASEK F W. Products obtained during combustion of polymers under simulated incinerator conditions Ⅲ. Polyvinyl chloride[J]. Journal of Chromatography A, 1984, 315: 211-221.

[26] WEI Y L, LEE J H. Formation of priority PAHs from polystyrene pyrolysis with addition of calcium oxide[J]. Science of the Total Environment, 1998, 212(2/3): 173-181.

[27] YOU J H, CHIANG P C, CHANG S C, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and mutagenicity in air emissions from the two-stage incineration of polystyrene with various metallic salt additives[J]. Journal of Hazardous Materials, 1996, 48(1/2/3): 69-82.

[28] LU J N, ZHANG Y K, ZHOU H, et al. A review of hazards in meat products: Multiple pathways, hazards and mitigation of polycyclic aromatic hydrocarbons[J]. Food Chemistry, 2024, 445: 138718.

[29] IFEGWU O C, ANYAKORA C. Polycyclic aromatic hydrocarbons: Part I. Exposure[J]. Advances in Clinical Chemistry, 2015, 72: 277-304.

[30] WANG S, CAI X M, WANG Z Y, et al. Distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons and carcinogenic risk assessment in street-barbecued foods in China[J]. Journal of Food Composition and Analysis, 2025, 137: 106890.

[31] 颜婷, 葛天嗣, 黄才欢, 等. 多环芳烃的形成、危害及其减控技术研究进展[J]. 食品科学, 2024, 45(14): 257-266.

[32] LEE J W, THUY P X, HAN H K, et al. Di-(2-ethylhexyl) phthalate-induced tumor growth is regulated by primary cilium formation via the axis of H₂O₂ production-thymosin beta-4 gene expression[J]. International Journal of Medical Sciences, 2021, 18(5): 1247-1258.

[33] LÜ H X, MO C H, ZHAO H M, et al. Soil contamination and sources of phthalates and its health risk in China: A review[J]. Environmental Research, 2018, 164: 417-429.

[34] 潘琪, 孙淑, 陈苗苗, 等. 废塑料再生地农田土壤邻苯二甲酸酯污染特征[J]. 环境科学与技术, 2019, 42(9): 211-220.

[35] 王昱文, 柴淼, 曾甯, 等. 典型废旧塑料处置地土壤中邻苯二甲酸酯污染特征及健康风险[J]. 环境化学, 2016, 35(2): 364-372.

[36] 马永怡, 李倩倩, 孙博华, 等. 生活垃圾焚烧全过程二噁英防治技术研究进展[J]. 能源环境保护, 2025, 39(2) :44-55.

[37] 时好雨. 中低温选择性催化还原脱硝协同挥发性有机物催化氧化研究[D]. 贵阳: 贵州大学, 2024.

[38] 张建超, 王秋麟, 金晶, 等. SCR催化剂低温协同脱除二噁英和NO _x 研究进展[J]. 应用化工, 2019, 48(1): 211-217.

[39] 陈建军, 龙吉生, 陈琳, 等. 垃圾焚烧烟气多污染物一体化净化技术现状和发展趋势[J]. 环境工程, 2024, 42(9): 211-221.

[40] HUANG X, WANG D, YANG Q L, et al. Multi-pollutant control (MPC) of NO and chlorobenzene from industrial furnaces using a vanadia-based SCR catalyst[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2021, 285: 119835.

[41] 阙正斌, 李德波, 肖显斌, 等. 中国垃圾焚烧烟气多污染物协同脱除技术研究进展[J]. 洁净煤技术, 2023, 29(6): 115-127.

[42] 姚晨飞, 陈雯萱, 杨澜, 等. 低温等离子体及其协同催化空气净化技术研究进展[J]. 广州化工, 2024, 52(1): 18-20.

[43] 赵珍瑶. 低温等离子体在垃圾焚烧烟气治理中的应用[J]. 能源与环境, 2020(2): 85-86.

[44] VAN VELDHUIZEN E M, ZHOU L M, RUTGERS W R. Combined effects of pulsed discharge removal of NO, SO₂, and NH₃ from flue gas[J]. Plasma Chemistry and Plasma Processing, 1998, 18(1): 91-111.

[45] 张丽军. 低温等离子体协同处理含汞废气和二噁英的研究[D]. 北京: 华北电力大学, 2017.

[46] 吴海霞, 岳波, 孟棒棒, 等. 温度和含水率对村镇垃圾焚烧烟气中有机物排放的影响[J]. 中国环境科学, 2020, 40(1): 305-311.

[47] 张金露. 垃圾焚烧飞灰中重金属和有机污染物的亚临界水热控制技术研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2018.

[48] WANG H Q, QIN L B, XU Z, et al. The suppression mechanism of PAHs formation by coarser-sized bed material during medical waste fluidized bed incineration[J]. Journal of the Energy Institute, 2020, 93(3): 1138-1147.

[49] 秦林波. 医疗垃圾焚烧过程多环芳烃生成与控制研究[D]. 武汉: 武汉科技大学, 2017.

[50] LIU K L, HAN W J, PAN W P, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) emissions from a coal-fired pilot FBC system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2001, 84(2/3): 175-188.

[51] KOŠNÁŘ Z, MERCL F, PERNÁ I, et al. Investigation of polycyclic aromatic hydrocarbon content in fly ash and bottom ash of biomass incineration plants in relation to the operating temperature and unburned carbon content[J]. Science of the Total Environment, 2016, 563: 53-61.

[52] 李新颖. 城市生活垃圾焚烧飞灰固化稳定化机制及活性矿物水化产物表征[D]. 上海: 东华大学, 2015.

[53] LIU Z S. Control of PAHs from incineration by activated carbon fibers[J]. Journal of Environmental Engineering, 2006, 132(5): 463-469.

[54] 周宏仓, 仲兆平, 金保升, 等. 管道喷射活性炭脱除焚烧炉烟气中的多环芳烃[J]. 中国环境科学, 2004(2): 252-256.

[55] TSENG H, WEY M, CHEN J, et al. The adsorption of PAHs, BTEX, and heavy metals on surfactant-modified desulfurization sorbents in a dry scrubber[J]. Fuel, 2002, 81(18): 2407-2416.

[56] 杨钧晗. 二氧化碳变压吸附材料的研究进展[J]. 节能, 2024(10): 126-128.

[57] 程佳丽, 庞楠炯, 刘娴, 等. 胶原纤维基吸附材料的研究进展[J]. 皮革科学与工程, 2024(5): 40-49.

[58] 贺志刚. 金属氧化物复合材料的制备及其吸附性能的研究[D]. 长春: 长春工业大学, 2023.

[59] 周旭健, 李清毅, 徐灏, 等. 固体吸附剂在烟气污染物一体化脱除中的研究评述及展望[J]. 中国电力, 2018, 51(12): 163-169.

[60] 林宝春. 高级氧化组合工艺在废水处理中的应用[J]. 山西化工, 2025, 45(2): 192-194.

[61] 马昭, 梁雪晴, 王仁政, 等. 烟气脱汞吸附剂研究进展[J]. 能源环境保护, 2025, 39(5): 57-68.

基金资助

国家自然科学基金项目(51668056)

国家自然科学基金项目(52160026)

西藏自治区科技厅重点研发计划项目(XZ202301ZY0029G)

西藏大学研究生“高水平人才培养计划”项目(2025-GSP-S088)