塑料光催化降解回收处理技术的研究进展

Research Progress of Photocatalytic Degradation and Recycling of Plastics

摘要

为减轻塑料废弃物所带来的环境污染，对塑料光催化降解回收处理方式进行研究，从而利用太阳能光引发和光催化的降解机理将塑料转化为水和二氧化碳或进一步转化为氢气燃料和高值化学品。文章介绍催化剂特性、塑料和降解条件对光催化降解的影响，总结不同种类的无机金属、非金属材料以及有机-无机复合材料光催化剂在光催化降解回收处理中的应用，旨在通过催化剂的改性、与电催化、热催化、生物催化协同作用提升光催化效率。文章指出光催化降解塑料回收处理技术在预处理、处理后存在的问题，为废弃塑料的回收处理提供可靠依据和研究方向。

关键词

塑料降解 / 光催化降解 / 处理技术 / 协同处理

Key words

Plastic degradation / Photocatalytic degradation / Processing technology / Cooperative processing

在生产生活中，塑料被广泛应用于包装、建材、电子、运输、农业、工业、商业等各个领域。自20世纪50年代以来，塑料的生产和使用呈指数式增长，总计生产近100亿t非再生塑料，近80%的废弃塑料被填埋或直接进入环境，仅有不到8%被回收^[1-2]。

大多数废弃塑料暴露在环境中，产生了大量白色污染，在人口稀少的北极地区也发现了塑料碎片与纳米塑料^[3]。未经回收处理的废弃塑料会被风化裂解为塑料碎片与直径小于5 mm的微塑料。微塑料本身难以降解，通过大气、土壤、食物链等多种途径进入生物体内，人类的大脑、血液、胎盘等组织均发现微塑料，存在诱发各种疾病的风险^[4]。因此，亟须对塑料废弃物进行回收处理。

目前，主要的处理技术包括机械处理、热催化、电催化、生物催化、光催化等。传统的机械处理方法相对简单，依然存在废弃塑料污染物；热催化能有效降解废弃塑料，但在高温高压条件下需要消耗大量热能；生物催化降解机制复杂，速度缓慢；而光催化降解作为绿色温和的技术，可在常温常压下进行，通过控制反应条件有选择性地生成H₂燃料、醋酸、乙烯、丙烯、C—H功能化材料等目标产物^[5]。

光催化充分利用太阳能，具有更高的经济效率和潜能，但存在光催化剂的光生载流子易复合、回收困难等问题。本文介绍塑料光催化降解的作用机理及其影响因素，综述光催化剂在回收处理中的应用，总结与其他处理技术结合协同作用的新型处理技术，展望未来光催化塑料降解的发展方向。

1 塑料光催化降解的作用机理及影响因素

1.1 光催化降解的作用机理

塑料可根据结构和元素的组成分成两类：以C—C链为主链的同链塑料，如聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)等；主链上有其他元素如O、N等的聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚氨酯(PU)、聚乳酸(PLA)等。与纯碳主链的聚合物相比，主链中含有杂原子的塑料更容易被降解，如PET、PU等。

城市生活垃圾中的塑料垃圾主要包括瓶子、袋子、包装材料、容器、杯子、盖子等。使用的塑料总量中PP约占40%，PE约占35%，PS约占19%，PET约占5%，PVC等其他塑料占比较少，PE和PP是主要的塑料类型^[6]。

废弃塑料进入环境会在物理、化学、生物的作用下缓慢降解。太阳光通过本身的能量对塑料产生氧化作用，使废弃塑料裂解。光处理技术主要可分为光降解和光催化。光降解可分为两种：单线态氧直接降解和自由基引发降解。光催化是指在光反应体系中添加光催化剂，提升光催化效率。根据目标产物的种类可分为两种：光催化降解和光催化重整^[7]。

光降解的过程为自由基链式反应，主要包括3个步骤：链引发、链增长和链终止。图1为光氧化降解塑料的降解机理。在此过程中，主要依靠聚合物本身，在感光官能团或光敏剂分子从基态跃迁到激发态后生成活性自由基，与氧气反应产生反应中间体，逐步通过自由基攻击化学键，形成循环；最后自由基之间结合或与其他稳定剂结合终止反应^[8]。

光老化导致塑料表面产生酮基、羰基、羧酸、醇等含氧官能团。对于含有羰基官能团的塑料，通过Norrish I型或Norrish Ⅱ型自由基反应进行降解^[9]。Norrish I型反应过程中，激发态的羰基与邻近碳之间的碳碳键发生均裂，产生高活性的酰基自由基和烷基自由基。酰基自由基脱除一分子一氧化碳得到新的烷基自由基。当羰基官能团的邻位连有≥3的烷基链时，经历Norrish Ⅱ型光降解。在酮羰基被激发到三线态后，分子内发生氢原子转移(HAT)，形成双碳中心自由基，闭环成为环丁醇衍生物，也可进一步发生碳碳键的断裂重组，最终裂解为小分子产物。

光催化是利用光能进行物质转化的1种方式，可与自然界中重要的光化学过程——光合作用类比，作为非均相光催化反应，利用可见光将水和二氧化碳转化为氧气和碳水化合物，实现太阳能—化学能的转化。其关键步骤是光化学电子的产生、电子的捕获、界面电子交换与C—C耦合。脱离分子生物系统后，在半导体的作用下，氧化还原反应也可以正常进行，其作用通常是先产生寿命短的自由基，再通过选择性化学键的形成转化为最终产物，光催化也可应用于污染物的水分解和好氧降解^[10]。

通常来说，当入射光波长hν大于带隙宽度Eg时，半导体催化剂被激发，价带上的电子(e^-)移动到导带，使价带上留下空穴(h⁺)，发生光催化塑料降解的氧化还原过程，主要包括如下3个步骤：第一，半导体光催化剂吸收光产生光生载流子，即电子空穴对；第二，光生载流子分离并运输到催化剂表面；第三，反应底物表面进行氧化还原反应。图2为光催化降解塑料机理。

1.2 光催化降解的影响因素

塑料在光催化过程中的降解效率受多种因素影响。真实环境条件与实验环境条件具有很大差异，在实际应用中各种因素协同影响光催化降解。主要因素包括催化剂的特性、种类和用量，塑料的大小和形状，以及塑料中的添加剂；反应条件包括pH值、温度、反应介质等。

1.2.1 催化剂

催化剂的形貌、尺寸、晶形会影响催化的活性^[11]，通过掺杂其他改性物质，如与其他催化剂复合构建成异质结、有选择性C—O/C—C键裂解和C—C偶联的多功能光催化剂等来提升光催化效率。催化剂的种类是影响光催化降解的效率的重要因素之一，可分为金属材料、非金属材料以及有机-无机杂化材料等。

金属材料包括金属氧化物、金属硫化物、Bi基光催化剂和单原子光催化剂。金属氧化物光催化材料如TiO₂、Fe₂O₃、WO₃、ZnO、Cu₂O、SnO₂等，由于具有合适的带隙宽度，易被光激发，具有较高的氧化还原能力，而被用作常见的光催化剂。

TiO₂因化学性质稳定、催化活性高、价格低廉、无毒无污染等优点被广泛应用。TiO₂的禁带宽度为3.2 eV，其主要缺陷是电荷重组率较高，在可见光下的光催化活性较差，只能吸收约3%~5%的紫外光。以单一组分的金属氧化物作为催化剂，效率并不高^[12]，可通过表面接枝改性的方法提高TiO₂在聚合物中的分散性^[13]，降低极性减少团聚；金属掺杂可以拓宽光响应范围，提高对光能的利用率；染料敏化可通过电子转移直接利用太阳光中的可见光成分，有效产生光生载流子，部分还可形成异质结^[14]。

ZnO的禁带宽度为3.3 eV，光响应范围有限，单一组分的ZnO在塑料底物中难以调节其浓度和分散度^[15]。金属掺杂改性ZnO光催化剂，可使光生电子通过金属与半导体的界面转移到金属，实现电子与空穴的有效分离，提高光催化反应速率^[16]。LAM等^[17]利用环境友好型的木槿叶辅助绿法合成了铁掺杂氧化锌(Fe-ZnO)纳米粒子，并将其用于低密度聚乙烯(LDPE)塑料降解。在太阳光下辐照120 h后，薄膜的质量急剧下降，共降低41.3%，最后产生挥发性有机碳、CO₂和H₂O。质量损失结果表明，LDPE/Fe-ZnO薄膜的光催化性能高于纯LDPE和LDPE/未掺杂铁ZnO薄膜。

卤氧化铋的通式为Bi _l O _m X _n，属于V-Ⅵ-Ⅶ族化合物。通过改变卤素种类或Bi/X的比率可以调节其光吸收能力，也可以通过调节反应物的配位结构和电子结构来决定光催化反应的动力学、能量和机理^[18]。PINO-RAMOS等^[19]以酒石酸或甘氨酸作为促进剂，采用溶胶-凝胶法和燃烧法分别合成了α-Bi₂O₃和BiFeO₃纳米颗粒。以电离辐射辅助催化铋纳米粒子(Bi₂O₃或BiFeO₃)降解PP，主要产物是具有商业价值的有机化合物。

CdS、ZnS和MoS₂是硫化物在光催化领域应用中的代表性材料，具有能带可调的性质，然而单纯半导体材料的光催化性能不高，与其他光催化剂如TiO₂、SnO₂、ZnO₂等进行复合可得到性能更好的复合半导体光催化剂。CdS的禁带宽度为2.4 eV，可吸收可见光，作为催化剂时可将塑料光催化转化为甲酸盐等高值化学品^[20]。MENG等^[21]基于易于操作的生物质棉，构建了3D石墨烯光热平台，将聚乙二醇(PEG)层覆在石墨烯/棉上作为相变材料，全天蒸发率提高了1.42倍，在自然光下将塑料降解产生CO₂和H₂O。

石墨相氮化碳(g-C₃N₄)，作为1种非金属半导体光催化剂，具有合适的禁带宽度，能在可见光下响应，具有良好的化学稳定性和热稳定性。CAO等^[22]由尿素热缩合制备的g-C₃N₄具有石墨片结构和高比表面积，在乙腈溶剂中加热光照(150 ℃，氙灯光照)可以高效制备苯甲酸等芳香含氧化合物，实现了液相产物中对单一产物的高选择性调控(苯甲酸为74%或苯甲醛为51%)。

NINGSIH等^[23]制备了与掺钌的g-C₃N₄(Ru-gCN)共混的LDPE，由于Ru和g-C₃N₄形成异质结，从而促进g-C₃N₄光生π电子的转移。在光照射24 h后，具有明显的质量损失。在适当的pH值和温度下产生的H⁺进一步转化为氢过氧化物并加速自由基的形成，从而实现塑料降解。XING等^[24]通过静态吸附法制备了V取代磷钼酸簇/g-C₃N₄纳米片的自组装Z型异质结构(VPOM/CNNS)催化剂，以300 W氙灯作为光源，最佳甲酸产率为24.66 μmol/(h·g)，比CNNS高262倍。

金属有机框架材料(MOFs)是一类具有拓扑结构的纳米多孔材料，由含金属的节点以及有机配体两部分通过自组装的方式合成，与传统的固态材料相比，具有高比表面积(超过7 000 m²/g)、超高的孔隙率(可达到90%左右)、丰富的活性中心、结构可调等特点。

WU等^[25]采用锆基金属有机框架(Zr-MOF)UiO-66在260 °C下24 h内将废弃PET解构为结构单元对苯二甲酸(TA)和对苯二甲酸单甲酯(MMT)(总产率1 atm H₂下为98%，在1 atm Ar下为81%)。QIN等^[26]合成1种双金属的MOF(即FeAg-MOF)，然后通过光照将不稳定的Ag位点转化为Ag₂O纳米颗粒，利用合成的异质结光催化剂Ag₂O/Fe-MOF将各种微塑料(如PEG、PE、PET)转化为小烃分子并生成H₂。

此外，催化剂的用量也会影响光催化的效果。蒋清梅等^[27]将光催化剂Fe-BiOBr与PE混融，制备可见光自降解的PE薄膜，光照10 h后，表现出明显的降解行为，拉伸强度和断裂伸长率的下降幅度分别为83.3%和69.6%，从疏水性转变成亲水性。

从催化剂的角度出发，精准调控催化剂的结构，降低催化剂的带隙，更易于被能量低的光激发，有利于光生载流子的产生，扩大光响应范围，提高光的利用率；采用掺杂金属、金属氧化物、无机半导体等，抑制光生电子-空穴的复合，可提升光催化剂的利用效率^[28]。

1.2.2 塑料

塑料样品中添加剂也会影响光催化的效果。GOU等^[29]由尿素合成的超薄多孔g-C₃N₄纳米片(UCN样品)在PVC/g-C₃N₄复合膜(添加量为PVC质量的1%~6%)中比由三聚氰胺合成的厚块状纳米片(MCN样品)具有更强的光降解效果。

对塑料进行预处理也是催化过程中重要的一步。经预处理后的塑料，其本身形态也会影响塑料的光催化氧化降解。实验证明，塑料球的催化效率大于塑料薄膜。ZHOU等^[30]首次引入水热预处理方法，获得了良好的光催化降解PET纤维微塑料效果，并证实塑料的表面形貌、重均分子量及结晶度是影响PET纤维微塑料降解效果的关键因素。

LLORENTE-GARCÍA等^[31]使用介孔N-TiO₂涂层作为催化剂在水中对高密度聚乙烯(HDPE)和LDPE进行可见光光催化降解，分别使用球形和薄膜形状的塑料，每种塑料使用3 mm×3 mm和5 mm×5 mm尺寸。结果表明：较小的尺寸的塑料降解程度更高，而薄膜状塑料的降解程度更低，说明光催化降解受塑料尺寸和形状的影响。

因此，在光降解的过程中塑料本身的物理化学特性、预处理的方式以及塑料的尺寸和形状都会影响光催化降解。除了对单一塑料降解的研究，混合塑料的降解也逐渐成为发展的趋势，可对实际塑料的降解提供参考^[32]。

1.2.3 降解条件

在不同的环境介质中，塑料的降解过程不同。PS微塑料可在空气、河水、海水中进行老化，在空气中老化得最为明显。由于水中的氯离子争夺羟基自由基的反应位点，同时形成的Cl₂·^-容易与HO₂·反应，阻碍了塑料光氧化的自由基链式反应^[33]。在2盏100 W的紫外灯下分别在空气、纯水、河水及海水中对以PP为主要原料的口罩进行光老化试验，发现在空气和纯水中的老化程度明显高于河水及海水，因为水环境中存在的杂质或离子被吸附在口罩表面导致了光屏蔽^[34]。

ARIZA-TARAZONA等^[35]利用可再生自然资源贻贝的外皮液作为掺杂原料，制作了C、N掺杂的TiO₂。以50 W LED灯作为光源探究了pH值和温度对HDPE微塑料降解过程的影响。研究发现，低温(0 °C)下的光催化降解可通过破碎增加微塑料的表面积，而低pH值(pH值为3)有利于光氧化过程中过氧化氢的形成，证明了pH和温度可影响塑料的光催化降解过程。

因此，不同的环境介质、温度、pH值等降解条件对塑料光催化降解的过程产生一定的影响。除此之外，传统的固-液催化体系导致了非均相塑料降解过程中面临着催化剂与底物间的接触面积有限等问题，可通过提高催化剂或者底物的溶解度的方式提高接触面积。

2 塑料光催化降解的协同处理技术

单一的催化技术面临着耗能高、效率低问题，以太阳能驱动的光催化技术与其他技术耦合，可更充分实现太阳能—化学能的转化^[36]。光热催化能有效利用光催化过程中的热能；光电催化可以抑制光生载流子的复合，提升光催化剂的利用率和降解性能^[37]。从操作技术的角度出发，可通过外加辅助场协同催化，如光电催化、光热催化、光生物催化等，抑制光生载流子的复合，提升光生载流子的利用效率^[38-40]。

2.1 光电催化降解

单一光催化可以在一定程度上降解塑料，但电子空穴对极易复合，极大地限制了光催化反应的效率，而在光催化剂内部构建内电场(IEF)可以有效地提高光生电荷的分离效率，使电子空穴向相反的方向移动，抑制了二者的复合，从而迁移到催化剂表面进行氧化还原反应。LIU等^[41]使用无铅铁电半导体材料铌酸钾(KNbO₃)，其纳米片将通过经典的水热法合成并在直流电场下极化，未极化的KNbO₃其自发极化场相对较弱。图3为极化前后的KNbO₃和光催化机理。使用氙灯作为光源，反应后与KNbO₃相比，偏振KNbO₃(P-KNbO₃)降解PE和PP的光催化效率分别提高了约210%和140%。同时P-KNbO₃还可以有效降解生活中的塑料制品(塑料袋、手套、管子和盒子)。

2.2 光热催化降解

光热催化可分为三大类：热辅助光催化反应，主要由光驱动，催化剂本身不具备热催化活性，热能有助于进一步降低光催化的表观活性能；光辅助热催化反应，热能是整个反应的主要驱动力，光辐射主要起到提高局部温度的作用，光化学效应可能同时存在；光热耦合催化，光热效应释放的热量可以促进反应过程，热化学和光化学协同作用不仅仅是两种反应的简单相加，而是超过了光催化和热催化活性的总和^[42-43]。

JIANG等^[11]通过激光灼烧制备了含有空位氧的TiO₂-x/Ti，利用其缺陷位置的限域效应，在红外光照射的液体环境下(λ>760 nm)，光热解塑料产氢的能力是紫外光区下的17.2倍。经NaOH预处理后的PLA光热催化裂解为O₂、CO、CH₄和乙酸盐等。在室外光下，利用1 064 nm光纤激光器构建大尺寸Pt/TiO₂-x/Ti催化剂(5 cm×5 cm)对塑料进行光催化重整，平均析氢速率为22.35 μmol/(cm²·h)。

2.3 光-生物降解

对于可生物降解的塑料一般由可生物降解材料组成，具有不饱和双键的塑料通常比具有饱和双键的塑料更容易被降解^[44]。生物降解主要通过两个过程：微生物分泌水解酶，将塑料高分子链水解为有机酸、糖等小分子化合物；微生物摄入小分子化合物，经过代谢，成为微生物体或转化为生物体活动的能量，最终转化为CO₂和H₂O^[45]。

李凤红等^[46]以LDPE为基体，采用改性纳米二氧化钛光降解剂和糊化处理后的淀粉(TPS)生物降解剂，得到了LDPE/纳米TiO₂/TPS复合膜材料，添加光-生物降解剂后，光-生物可降解膜的降解能力明显高于纯LDPE膜，当TPS的质量为LDPE基体的20%时，复合膜材料的结晶度最大，为29.3%。

2.4 光催化微型机器人

传统的光催化过程中，光催化剂易聚沉、不易分散。由磁场、电场、超声波和光等无线源供电的自主微型机器人具有很高的能源效率，通过光能驱动和导航，并从周围环境(例如水)收集燃料^[47]。光催化剂具有精确调节的带隙、低光生电子空穴复合率和不对称的形状可在液体介质中进行有效运动，在微型机器人的结构中使用的磁性材料具有可重复使用性和可回收性，具有更高的经济效益^[48-49]。

KIM等^[50]通过1种磁增强一维光活性微群，能够主动导航、黏附并加速对COVID-19口罩的PP微纤维的降解。分层结构的一维微型机器人由各向异性磁芯(Fe₃O₄)和光催化壳(Bi₂O₃/Ag)组成。Bi₂O₃具有p型半导体特性和窄带隙(2.5~2.8 eV)，与Ag的异质组合可以提高可见光光催化的效率。

3 结论

通过介绍常见塑料的种类、光催化剂的作用机理、降解条件对光催化反应的影响以及不同种类的光催化剂对塑料光催化的研究内容进行总结，在光催化技术的基础上，与电、热、磁、生物等技术结合，可对塑料光催化降解进行协同处理。目前，光催化塑料的研究较为成熟，但仍无法规模化生产。在此基础上，未来光催化塑料降解相关领域的研究可从以下几个方面完善：第一，研究便捷减量化的塑料预处理方式，开发经济实用的催化剂，最大化利用可再生环保资源，实现塑料整个生命周期的闭环。第二，采用合理的溶剂，考虑塑料、催化剂、溶剂本身的性质，催化剂及产物的后续分离、回收和处理，避免对资源产生浪费和对环境二次污染。第三，在寻求有效的塑料降解方法的同时，更应寻求价格低廉、环保、性能优越的可替代品，从源头上减少污染的产生。

参考文献

[1] XU Q, LI G, FANG L, et al. Enhanced formation of 6PPD-Q during the aging of tire wear particles in anaerobic flooded soils: The role of iron reduction and environmentally persistent free radicals[J]. Environmental Science & Technology, 2023, 57(14): 5978-5987.

[2] SUBRAMANIAN M. Plastics tsunami: Can a landmark treaty stop waste from choking the oceans?[J]. Nature, 2022, 611(7937): 650-653.

[3] BERGMANN M, COLLARD F, FABRES J, et al. Plastic pollution in the Arctic[J]. Nature Reviews Earth & Environment, 2022, 3(5): 323-337.

[4] LIU Z, SOKRATIAN A, DUDA A M, et al. Anionic nanoplastic contaminants promote Parkinson's disease-associated alpha-synuclein aggregation[J]. Research Square, 2023, DOI:10.1126/sciadv.adi8716.

[5] CHU S, ZHANG B W, ZHAO X, et al. Photocatalytic conversion of plastic waste: From photodegradation to photosynthesis[J]. Advanced Energy Materials, 2022, DOI: 10.1002/aenm.202200435.

[6] MOHARIR R V, KUMAR S. Challenges associated with plastic waste disposal and allied microbial routes for its effective degradation: A comprehensive review[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 208: 65-76.

[7] 孙昱楠,张帆,李建园,废塑料处置与利用技术研究进展[J].中国工程科学,2023,25(3):182-196.

[8] 苗开珍,孟娇龙,姜雪峰.塑料废弃物污染及降解的研究进展[J].华东师范大学学报:自然科学版,2023(1):170-176.

[9] 孙静,熊礼龙,刘乐.聚乙烯塑料光降解研究进展[J].塑料科技,2022,50(7):120-123.

[10] KISCH H. Semiconductor photocatalysis: Princples and applications[M]. Angewandte Chemie, 2015, DOI: 10.1002/anie.201501876.

[11] JIANG D, YUAN H F, LIU Z, et al. Defect-anchored single-atom-layer Pt clusters on TiO₂x/Ti for efficient hydrogen evolution via photothermal reforming plastics[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2023, DOI:10.1016/j.apcatb.2023.123081.

[12] GARCIA-MONTELONGO X L, MARTINEZ-DE LA CRUZ A, VAZQUEZ-RODRIGUEZ S, et al. Photo-oxidative degradation of TiO₂/polypropylene films[J]. Materials Research Bulletin, 2014, 51: 56-62.

[13] XU J Z, YANG W, ZHANG C Q, et al. Photo-oxidation and biodegradation of polyethylene films containing polyethylene glycol modified TiO₂ as pro-oxidant additives[J]. Polymer Composites, 2018, 39(S1): E531-E539.

[14] 杨昌军,彭天右,邓克俭,固相光催化降解废弃塑料[J].化学进展,2011,23(5):874-879.

[15] TOFA T S, KUNJALI K L, PAUL S, et al. Visible light photocatalytic degradation of microplastic residues with zinc oxide nanorods[J]. Environmental Chemistry Letters, 2019, 17(3): 1341-1346.

[16] 张妍,吴迪,李晨,半导体掺杂促进塑料可光降解性能的研究进展[J].应用化工,2020,49(5):1274-1277, 1283.

[17] LAM S M, SIN J C, ZENG H, et al. Green synthesis of Fe-ZnO nanoparticles with improved sunlight photocatalytic performance for polyethylene film deterioration and bacterial inactivation[J]. Materials Science in Semiconductor Processing, 2021, DOI:10.1016/j.mssp.2020.105574.

[18] LI H, LI J, AI Z H, et al. Oxygen vacancy-mediated photocatalysis of BiOCl: Reactivity, selectivity, and perspectives[J]. Angewandte Chemie-International Edition, 2018, 57(1): 122-138.

[19] PINO-RAMOS V H, BUCIO E, DIAZ D. Fast photocatalytic polypropylene degradation by nanostructured bismuth catalysts[J]. Polymer Degradation and Stability, 2021, DOI:10.1016/j.polymdegradstab.2021.109648.

[20] UEKERT T, KUEHNEL M F, WAKERLEY D W, et al. Plastic waste as a feedstock for solar-driven H₂ generation[J]. Energy & Environmental Science, 2018, 11(10): 2853-2857.

[21] MENG X, PENG X, XUE J, et al. A biomass-derived, all-day-round solar evaporation platform for harvesting clean water from microplastic pollution[J]. Journal of Materials Chemistry A, 2021, 9(17): 11013-11024.

[22] CAO R, ZHANG M Q, HU C, et al. Catalytic oxidation of polystyrene to aromatic oxygenates over a graphitic carbon nitride catalyst[J]. Nature Communications, 2022, DOI:10.1038/s41467-022-32510-x.

[23] NINGSIH L A, LU P Y, ASHIMURA S, et al. Highly effective photocatalytic degradation of plastic film (LDPE) using ruthenium-incorporated g-C₃N₄ via the Norrish mechanism[J]. Chemical Engineering Journal, 2024, DOI:10.1016/j.cej.2023.148089.

[24] XING C W, YU G Y, ZHOU J, et al. Solar energy-driven upcycling of plastic waste on direct Z-scheme heterostructure of V-substituted phosphomolybdic acid/g-C₃N₄ nanosheets[J]. Applied Catalysis B-Environmental, 2022, DOI:10.1016/j.apcatb.2022.121496.

[25] WU Y F, WANG X J, KIRLIKOVALI K O, et al. Catalytic degradation of polyethylene terephthalate using a phase-transitional zirconium-based metal-organic framework[J]. Angewandte Chemie-International Edition, 2022, DOI:10.1002/anie.202117528.

[26] QIN J B, DOU Y B, WU F Y, et al. In-situ formation of Ag₂O in metal-organic framework for light-driven upcycling of microplastics coupled with hydrogen production[J]. Applied Catalysis B—Environmental, 2022, DOI:10.1016/j.apcatb.2022.121940.

[27] 蒋清梅,杨洋,文彬洁.溴氧化铋掺杂聚乙烯薄膜的可见光自降解性能研究[J].塑料科技,2021,49(6):66-69.

[28] LI W, ZHAO W, ZHU H, et al. State of the art in the photochemical degradation of (micro)plastics: From fundamental principles to catalysts and applications[J]. Journal of Materials Chemistry A, 2023, 11(6): 2503-2527.

[29] GOU N, YANG W Y, GAO S, et al. Incorporation of ultrathin porous metal-free graphite carbon nitride nanosheets in polyvinyl chloride for efficient photodegradation[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.130795.

[30] ZHOU D W, LUO H X, ZHANG F Z, et al. Efficient photocatalytic degradation of the persistent PET fiber-based microplastics over Pt nanoparticles decorated N-Doped TiO₂ nanoflowers[J]. Advanced Fiber Materials, 2022, 4(5): 1094-1097.

[31] LLORENTE-GARCÍA B E, HERNANDEZ-LOPEZ J M, ZALDIVAR-CADENA A A, et al. First insights into photocatalytic degradation of HDPE and LDPE microplastics by a mesoporous N-TiO₂ coating: Effect of size and shape of microplastics[J]. Coatings, 2020, DOI:10.3390/coatings10070658.

[32] MENG J, ZHOU Y, LI D, et al. Degradation of plastic wastes to commercial chemicals and monomers under visible light[J]. Science Bulletin, 2023, 68(14): 1522-1530.

[33] MAO R, LANG M, YU X, et al. Aging mechanism of microplastics with UV irradiation and its effects on the adsorption of heavy metals[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.122515.

[34] 余小琴.光照对微塑料老化的影响过程和机制[D].杨凌:西北农林科技大学,2022.

[35] ARIZA-TARAZONA M C, VILLARREAL-CHIU J F, HERNÁNDEZ-LÓPEZ J M, et al. Microplastic pollution reduction by a carbon and nitrogen-doped TiO₂: Effect of pH and temperature in the photocatalytic degradation process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, DOI:10.1016/j.jhazmat.2020.122632.

[36] 刘昕,戈钧,李春.光驱动微生物杂合系统提高生物制造水平[J].化工学报,2023,74(1):330-341.

[37] 李亚峰,王志博,伍健伯.光电催化及其耦合技术的研究进展[J].现代化工,2023,43(10):30-35.

[38] KIM J, JANG J, HILBERATH T, et al. Photoelectrocatalytic biosynthesis fuelled by microplastics[J]. Nature Synthesis, 2022, 1(10): 776-786.

[39] MIAO Y X, ZHAO Y X, WATERHOUSE G I N, et al. Photothermal recycling of waste polyolefin plastics into liquid fuels with high selectivity under solvent-free conditions[J]. Nature Communications, 2023, DOI:10.1038/s41467-023-40005-6.

[40] YE J, CHEN Y P, GAO C, et al. Sustainable conversion of microplastics to methane with ultrahigh selectivity by a biotic-abiotic hybrid photocatalytic system[J]. Angewandte Chemie-International Edition, 2022, DOI:10.1002/anie.202213244.

[41] LIU F, ZHUANG X J, DU Z F, et al. Enhanced photocatalytic performance by polarizing ferroelectric KNbO₃ for degradation of plastic wastes under mild conditions[J]. Applied Catalysis B—Environmental, 2022, DOI:10.1016/j.apcatb.2022.121897.

[42] LIU Y, ZHANG C, FENG J, et al. Integrated photochromic-photothermal processes for catalytic plastic upcycling[J]. Angewandte Chemie—International Edition, 2023, DOI: 10.1002/anie.202308930.

[43] LOU X, GAO X, LIU Y, et al. Highly efficient photothermal catalytic upcycling of polyethylene terephthalate via boosted localized heating[J]. Chinese Journal of Catalysis, 2023, 49: 113-122.

[44] THEW X E C, LO S C, RAMANAN R N, et al. Enhancing plastic biodegradation process: Strategies and opportunities[J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2023, DOI: 10.1080/07388551.2023.2170861.

[45] YUAN Y B, ZHOU W K, LIANG Q F, et al. Advances in biodegradation of polyolefin plastics[J]. Sheng Wu Gong Cheng Xue Bao, 2023, 39(5): 1930-1948.

[46] 李凤红,李鹏珍,笪伟,光-生物可降解LDPE/纳米TiO₂/TPS复合膜材料的制备及性能研究[J].化工新型材料,2023,51(1):290-295.

[47] 钟宛真,单斌,谭伟强,水中微塑料光催化处理的进展[J].精细化工,2023,40(6):1176-1186.

[48] LI W Y, WU C J, XIONG Z, et al. Self-driven magnetorobots for recyclable and scalable micro/nanoplastic removal from nonmarine waters[J]. Science Advances, 2022, DOI:10.1126/sciadv.ade1731.

[49] BELADI-MOUSAVI S M, HERMANOVA S, YING Y, et al. A maze in plastic wastes: Autonomous motile photocatalytic microrobots against microplastics[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2021, 13(21): 25102-25110.

[50] KIM J, MAYORGA-MARTINEZ C C, PUMERA M. Magnetically boosted 1D photoactive microswarm for COVID-19 face mask disruption[J]. Nature Communications, 2023, DOI:10.1038/s41467-023-36650-6.

基金资助

西藏自治区科技计划项目(XZ202101ZY0012G)

西藏自治区科技计划项目(XZ202202YD0027C)

西藏自治区科技计划项目(XZ202301ZY0020G)

西藏大学2023年国家级大学生创新训练项目(202310694014)

中央支持地方高校专项资金(藏财预指（2023）01)

中央支持地方高校专项资金(藏财预指（2024）01）)

西藏大学人才发展激励计划——青年学者项目