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한 세기 전, 인류는 석유를 이용해 꿈의 재료라 불린 ‘플라스틱’을 만들었다. 가볍고, 저렴하며 가공이 쉬운 이 합성 고분자는 산업과 일상을 혁신적으로 바꾸어놓았다. 그러나 그 혁신의 결과는 이제 지구에 되돌릴 수 없는 흔적을 남기고 있다. 지금 이 순간에도 우리가 소비하는 플라스틱의 대부분은 단 한 번 사용된 후 버려진다. 포장재, 용기, 생활용품처럼 짧은 생애를 가진 제품들이 매년 수억 톤씩 만들어지고 폐기되는 것이다. 생산–사용–폐기로 이어지는 현재의 선형 경제 구조는 ‘한 번 쓰고 버리는 것’을 전제로 하며, 자원의 회수나 순환은 고려되지 않는다. Ellen MacArthur Foundation의 “The Global Commitment 2024 Progress Report”에 따르면 2023년 기업이 사용한 플라스틱 포장재 사용 총량은 약 1,300만 톤으로 재활용 원료 투입량은 14%에 불과하다.1 그만큼 많은 플라스틱이 버려지며 막대한 자원이 낭비되고 경제적 손실도 뒤따르고 있다.

플라스틱 폐기물은 주로 매립, 소각, 그리고 기계적 재활용 방식으로 처리된다. 매립은 가장 오래된 처리 방식이지만, 분해까지 수백 년이 걸리는 특성 탓에 토양과 수질을 오염시키고 장기적인 환경 부담을 남긴다. 소각은 부피를 줄이고 에너지를 회수할 수 있으나, 다이옥신, 퓨란, 미세먼지 등 유해 물질을 배출하고, 온실가스 발생으로 인해 탄소중립 시대에 역행하는 처리 방식이라는 비판을 받고 있다. 가장 널리 사용되는 기계적 재활용은 세척, 분쇄, 용융 등의 물리적 공정을 통해 플라스틱을 재성형하는 방식이지만, 오염도와 소재 혼합 문제로 인해 품질이 저하되고 재활용 횟수도 제한적이다.2 결국 상당량의 플라스틱은 다운사이클링 되거나 다시 소각, 매립되고 있다. 이처럼 기존 처리 방식은 폐기물의 제거 또는 지연에만 초점을 두고 있을 뿐, 자원으로서의 가치를 복원하려는 구조적 시도는 부족하다.

그렇다면 지금 우리가 버리는 플라스틱은 정말로 쓸모없는 것일까? 이미 다양한 사례에서 ‘폐기물’이 새로운 ‘자원’으로 재정의된 예시들을 찾을 수 있다. 폐식용유는 에스테르화를 거쳐 바이오디젤로 전환되어3 운송 연료로 사용되고 있으며, 제지 산업에서 배출되던 목재펄프 폐기물은 바이오 기반 화학 소재로 재탄생하고 있다.4 이처럼 단순 폐기 대상으로 여겨졌던 물질들이 새로운 순환 자원으로 활용되고 있는 흐름 속에서, 플라스틱도 예외는 아니다. International Union for Conservation of Nature의 2024년 보고서에 따르면, 세계 플라스틱 생산량은 약 4억 5천만 톤에 이르지만 재활용률은 여전히 9% 수준에 머물러 있다.5 지난 20년간 생산량은 두 배 이상 증가했으나, 재활용량은 정체되어 있으며 생산-폐기의 격차는 점점 더 커지고 있다.5 이러한 한계 속에서 주목받고 있는 새로운 접근이 바로 ‘폐기물의 자원화’, 특히 생물학적 순환 경제다. 이는 플라스틱 자원을 가능한 오래 경제 내에 머물게 하고, 폐기를 최소화하며, 고부가가치 물질로 전환하는 업사이클링 전략을 중심으로 한다. Circular Economy는 순환 경제 전략을 통해 2032년까지 전세계 이산화탄소 배출량을 39%까지 감축 가능하다고 전망한다.6 플라스틱은 더 이상 버려지는 물질이 아니라, 다시 쓰이기 위한 순환 자원으로 재정의되어야 한다. (그림 1)

플라스틱은 처음부터 구조적으로 복잡한 물질이 아니었다. 20세기 중반 산업화와 함께 상업화된 플라스틱은 당시 ‘가볍고 튼튼하며 저렴한’ 이상적인 소재로 각광받았다. 당시에는 단일 고분자를 기반으로 한 단순한 구조가 대부분이었지만, 제품 성능을 개선하고 다양한 용도에 대응하기 위해 점차 복잡해졌다. 혼성 고분자, 공중합체, 첨가제 복합체 등이 등장했고, 착색제, 난연제, 가소제, 자외선 차단제 같은 기능성 첨가물도 투입되었다. 복합 재료화와 다층 필름 구조 역시 일반화되면서, 플라스틱은 점점 더 ‘설계 가능한 맞춤형 소재’로 진화했다.7 그러나 이러한 진화는 플라스틱을 분해와 재활용이 어렵고 분리도 복잡한 물질로 만들었다. (그림 2) 결국 다양한 산업 요구에 최적화되어 설계된 플라스틱은 순환 경제 구현의 가장 큰 기술적 장애물로 작용하게 되었다.

환경 문제가 부각되면서, 생분해 가능한 플라스틱에 대한 관심이 높아졌고, 그 대안으로 등장한 것이 바이오매스 기반 플라스틱이다. PLA, PBS, PHA 등은 전분, 셀룰로오스, 사탕수수 등 식물성 원료로부터 생산되며, 이론상 일정 조건에서 미생물에 의해 분해될 수 있는 폴리에스터 구조를 갖고 있다. 이러한 소재는 1990년대 이후 석유 고갈 우려와 폐기물 증가에 대한 대안으로 개발되었고, 특히 고온 고습, 미생물이 풍부한 산업용 퇴비화 환경에서 분해가 가능한 것으로 알려졌다. 동시에 일부 석유 유래 생분해성 플라스틱(PBAT, PCL)도 개발되었는데, 이들은 에스터 결합을 포함하는 직선형 또는 고리형 사슬 구조를 갖고 있어 제한적이지만 가수분해 가능성이 있다. 하지만 이들 대부분은 자연 상태에서는 분해 속도가 매우 느려, 실제 환경에서는 잔류 위험이 여전히 존재한다.8

한편, 바이오 기반 원료를 사용하지만 화학 구조는 기존 석유계 플라스틱과 동일한 bio-PE, bio-PET 같은 소재들도 상용화되었다. 이들 소재는 생산 공정에서만 바이오매스를 사용하고, 분자 구조 자체는 기존 플라스틱과 동일하기 때문에 생분해성이 없으며 재활용성에도 본질적인 차별성이 없다.9 따라서 단지 ‘바이오’라는 명칭만으로 친환경성을 판단할 수는 없으며, 실제 순환 경제에서의 적합성은 화학 구조, 첨가제 조성, 제품 형태, 가공 방식, 사용 후 환경 등 복합 요소에 의해 결정된다.

이처럼 플라스틱의 구조적 다양성과 기능적 복잡성은 재활용 기술의 적용을 어렵게 만든다. 다층 필름, 복합재, 첨가제 혼합 구조는 물리적 재활용에서 분리·선별 효율을 떨어뜨리고, 화학적 재활용에서는 촉매 비호환성, 반응 조건 충돌, 수율 저하 등을 초래한다. 예를 들어, PET에 최적화된 화학 반응 조건은 PE나 PP의 열화를 유발할 수 있으며, 서로 다른 재질의 혼합은 강도, 내열성, 내구성에서도 큰 품질 저하를 초래한다. 기계적 재활용은 반복 사용 시 고분자의 사슬 길이 감소로 인해 물성이 저하되고, 화학적 재활용은 고온·고압 조건과 정밀한 선별 공정이 필요하여 에너지 소모와 처리 비용이 높다.10

결국 오늘날의 플라스틱 시스템은 다양화·고기능화된 구조적 특성 때문에 단순한 재활용 방식만으로는 순환이 어려운 지점에 도달했다. 우리가 직면한 과제는 단지 플라스틱을 분해하는 것이 아니라, 구조적으로 매우 다른 플라스틱 소재들을 어떻게 순환 체계 안에 통합할 것인가에 대한 근본적인 재설계에 있다. 이를 위해서는 소재 설계 단계에서부터 생애주기 전체를 고려하는 전략적 접근 등 다차원적인 기술 혁신이 병행되어야 한다. 그리고 이 모든 난제를 해결하기 위한 핵심 전략 중 하나가 바로, 다양한 플라스틱 폐기물을 선택적으로 분해하고 전환할 수 있는 생물학적 처리기술의 도입과 확산이다.

플라스틱이 단순히 다시 ‘플라스틱’으로 재탄생하는 것만이 자원화의 전부일까? 기존 재활용은 세척·용융을 통한 기계적 재활용과 고온 조건에서 열분해하거나 해중합을 활용하는 화학적 재활용에 주로 의존해 왔다. 하지만 반복 재활용 과정에서 분자 사슬이 단축되어 물성이 저하되고, 고온·고압·촉매가 필요한 화학 공정은 에너지 소모가 크며 선택성이 낮아 결국 저품질 제품으로의 다운사이클링에 머무르는 한계를 갖는다.10

이러한 한계를 극복하기 위한 전략이 바로 생물학적 업사이클링이다. 이 접근은 플라스틱을 단순히 재사용하는 것에 그치지 않고, 더 높은 부가가치와 기능을 지닌 화합물로 전환하는 것을 목표로 한다. (그림 3) 예를 들어, PET은 PETase, MHETase, cutinase 같은 효소로 테레프탈산(Terephthalic acid, TPA)과 에틸렌글리콜(ethylene glycol, EG)로 분해되며, PLA는 젖산(lactic acid)으로 분해된다. 이후 이 분해 산물은 미생물의 대사 회로를 통해 고기능성 물질로 다시 합성될 수 있다.11,12

실제로 다양한 미생물이 생물학적 업사이클링 플랫폼으로 활용되고 있다. 대표적으로 Pseudomonas putida KT2440은 TPA로부터 PHA (polyhydroxyalkanoates) 같은 생분해성 고분자13 혹은 파라-하이드록시벤조산 (p-hydroxybenzoic acid) 같은 향기 물질을 생산할 수 있다.14
대사공학적으로 개량된 E. coli는 PET 분해 산물에서 바닐린15, 뮤콘산16 등 고부가가치 화합물을 합성하며, Ideonella sakaiensis는 PETase, MHETase와 같은 PET를 자연적으로 보유한 대표적 분해 균주로 주목받고 있다.17 또한, 최근에는 리그노셀룰로스를 기반으로 분해와 전환을 통합하는 CBP(Consolidated Bioprocessing) 공정이 주목받고 있다. 이 연구 사례들은 향후 PEF나, PLA 등 리그노셀룰로스 유래 바이오 플라스틱의 생물학적 순환 전략에도 적용될 수 있을 것으로 기대된다. 현재까지 Ruminococcus, Clostridium 균주를 활용한 CBP 연구가 활발히 이루어지고 있으며, Saccharomyces cerevisiae 역시 유망한 플랫폼 균주로 주목받고 있다.18 이러한 통합형 접근을 활용하면, 플라스틱 폐기물과 질소원, 미네랄 등 최소한의 영양소만 공급해도 원하는 고부가가치 물질을 생산할 수 있는 자원화 플랫폼을 구축할 수 있다. 플라스틱은 이제 재활용의 말단 잔재물이 아니라 생물학적 회로 내에서 재설계 가능한 탄소 기반 원료로 새롭게 정의되고 있다.

그러나 산업 전반에 생물학적 순환 전략을 적용하기 위해서는 여전히 해결해야 할 기술적 과제가 있다. 현재까지 알려진 대부분의 플라스틱 분해 효소는 60~70℃에서 최적 활성을 나타내며, 실제 공정에서도 일정 수준 이상의 온도가 필요하다. 이는 100℃ 이상의 조건이 요구되는 화학적 재활용보다는 에너지 부담이 적지만, ‘저온에서도 가능한 분해’와는 거리가 있다. 국내 환경표지 EL724 인증 기준에 따르면, 58℃ 이상·상대습도 70% 조건에서 6개월 내 90% 이상 분해되어야 생분해성 플라스틱으로 인정된다.19 즉, ‘친환경’ 인증조차 산업용 퇴비화 수준의 조건을 요구하며, 자연환경에서의 분해 속도는 훨씬 느리다. 여기에 플라스틱의 결정성 구조는 효소 접근성을 낮춰 분해 속도를 늦추며, PET나 PLA도 결정도가 높을수록 효율이 떨어진다.20

더불어, PET, PLA 등 폴리에스터류와 달리, PE(폴리에틸렌), PP(폴리프로필렌) 같은 폴리올레핀류는 C–C 결합만으로 구성된 비극성 고분자로, 생물학적 분해가 어려운 플라스틱이다.21 최근 일부 미생물 균주가 PE, PP의 분해 가능성을 보였지만 대부분은 실험실 수준의 느린 표면 산화 또는 부분 분해에 불과하다.22 예를 들어, Rhodococcus ruber23, Bacillus 속 균주24 등은 PE의 표면에서 미세한 분자량 감소를 유도하거나, 산화 효소를 통해 전처리적 변화를 유발한 사례가 보고되어 있다. 하지만 이는 분해라기보다는 표면 개질 수준에 머물며, 산업적 규모의 완전 분해에는 매우 미흡한 단계이다. 더욱이, 분해는 일부 가능하더라도, 그 분해 산물을 활용해 새로운 물질을 생산하는 대사 회로 구축 사례는 매우 드문 상황이다. 이는 C–C 결합 기반 플라스틱이 갖는 내화학성뿐 아니라, 효소의 낮은 반응성, 적절한 대사 경로 설계의 어려움 등 다양한 기술적 한계가 복합적으로 작용하기 때문이다.20 결국 PE, PP와 같은 플라스틱을 생물학적으로 자원화하기 위해서는, 고효율 분해 미생물 및 효소의 발굴, 기질 전환을 위한 대사 회로 설계, 공정 최적화를 통한 실용화 등의 추가적인 기술적 돌파가 필요하다.

플라스틱의 완전한 자원화는 더 이상 먼 미래의 이야기가 아니다. 합성생물학 기반의 생물학적 전환 기술의 발전은 플라스틱을 고부가가치 소재로 재설계할 수 있는 실질적 가능성을 제시하고 있다. 그 핵심은 효소와 미생물, 그리고 이를 정밀하게 설계하고 제어할 수 있는 대사공학 및 AI 기술의 융합에 있다. 특히, AI 기반 단백질 모델링과 머신러닝 알고리즘의 발전은 효소의 입체구조 예측 정확도를 높이고, 효율적인 반응 부위를 최적화함으로써 플라스틱 분해 성능을 획기적으로 향상시키고 있다.

대표적인 성과로는 FAST-PETase25, PHL726, Kubu M1227 등이 있으며, 이들 효소는 수십 시간 내에 PET를 거의 완전히 분해할 수 있는 반응성을 보인다. 특히 Kubu M12는 1,894개의 PETase 후보군을 클러스터링하고 landscape 프로파일링을 통해 Kubu-P 효소를 발견하였으며, 이를 기반으로 효소 공학을 통해 개발되었다. Kubu M12는 1kg의 PET 중 45%를 1시간 이내에, 90% 이상을 8시간 이내에 분해하는 세계 최고 수준의 효율을 보이며, 에틸렌글리콜 용매 환경에서도 안정적으로 작동해 산업적 적용 가능성 또한 입증했다.27 ETase와 MHETase의 조합 역시 분해 속도와 분해 효율을 크게 향상시키는 것으로 보고되었으며28, 플라스틱 물성의 차이에 따른 맞춤형 효소군 개발도 이루어지고 있다.29

이러한 기술들을 산업 수준에서 실현하기 위해서는 생물학 기반 시스템을 정밀하게 설계하고 실행할 수 있는 통합 플랫폼 구축이 필수적이다. 이를 위해서는 설계–제작–실험–학습이 자동화된 루프로 순환되는 DBTL(Design–Build–Test–Learn) 기반의 개발 구조가 요구된다. 이 구조는 수천 가지 조합을 빠르게 실험하고, 최적의 효소 및 미생물 조합을 도출하는 데 핵심적인 역할을 한다.30 실제로 프랑스, 호주, 미국 등 여러 국가에서는 이미 생물학적 플라스틱 전환 공정의 상용화가 본격화되고 있다.31

물론, 아직 해결해야 할 기술적 과제가 남아 있는 것도 사실이다. 하지만 생물학적 업사이클링은 더 이상 연구실에 머물러 있는 개념이 아니다. 플라스틱을 고부가가치 자원으로 전환하는 전략은 충분히 실현 가능한 산업적 해법으로 다가오고 있다. 이제 우리는 ‘플라스틱을 버리지 않아도 되는 세상’에 한 걸음 더 가까워지고 있다. (그림 4)

참고문헌

01 Ellen MacArthur Foundation. (2024). The Global Commitment 2024 Progress Report.

02 Patel, A. D., Schyns, Z. O., Franklin, T. W., & Shaver, M. P. (2024). Defining quality by quantifying degradation in the mechanical recycling of polyethylene. Nature Communications, 15(1), 8733.

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04 Haile, A., Gelebo, G. G., Tesfaye, T., Mengie, W., Mebrate, M. A., Abuhay, A., & Limeneh, D. Y. (2021). Pulp and paper mill wastes: utilizations and prospects for high value-added biomaterials. Bioresources and Bioprocessing, 8(1), 35.

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16 Molinari, F., Salini, A., Vittore, A., Santoro, O., Izzo, L., Fusco, S., ... & Rosini, E. (2024). Bio-based production of cis, cis-muconic acid as platform for a sustainable polymers production. Bioresource Technology, 408, 131190.

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19 https://konetic.or.kr/user/T/TB/TB003_R01.do?cntnsSn=549&cntnsId=TB000003 2025.08.08

20 Bergeson, A. R., Silvera, A. J., & Alper, H. S. (2024). Bottlenecks in biobased approaches to plastic degradation. Nature Communications, 15(1), 4715.

21 Cai, Z., Li, M., Zhu, Z., Wang, X., Huang, Y., Li, T., ... & Yan, M. (2023). Biological degradation of plastics and microplastics: a recent perspective on associated mechanisms and influencing factors. Microorganisms, 11(7), 1661.

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27 Seo, H., Hong, H., Park, J., Lee, S. H., Ki, D., Ryu, A., ... & Kim, K. J. (2025). Landscape profiling of PET depolymerases using a natural sequence cluster framework. Science, 387(6729), eadp5637.

28 Yoshida, S., Hiraga, K., Taniguchi, I., & Oda, K. (2021). Ideonella sakaiensis, PETase, and MHETase: From identification of microbial PET degradation to enzyme characterization. In Methods in enzymology (Vol. 648, pp. 187-205). Academic Press.

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30 1. Carbonell, P., Jervis, A. J., Robinson, C. J., Yan, C., Dunstan, M., Swainston, N., ... & Scrutton, N. S. (2018). An automated Design-Build-Test-Learn pipeline for enhanced microbial production of fine chemicals. Communications biology, 1(1), 66.

31 Peng, Y., Prabhu, A., & Rinke, C. (2023). Facing our plastic waste crisis: biorecycling as a promising solution. Microbiology Australia, 44(1), 52-56.

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