释放到自然界的大量使用塑料和有素的材料导致了重大的环境危机5,6，影响了全球的生态系统9,10,11,12。实施塑料和含塑料复合材料的循环经济的必要性已经显而易见，对于减少资源的消耗以及将废物引入环境的耗尽5。与可以融化并重塑为新形式的使用末端热塑性塑料相反，热固性塑料的交联聚合物链使这些材料不适合机械回收。由于缺乏盈利性，化学回收将聚合物解构到其原始单体或相关的基础化学物质中，因此可以重新进入生产链，从而避免了可加工的聚合物，从而规避了处理性问题。以这种方式实现循环经济，有机会将堆积的塑料废物变成有价值的资源7。最近，据报道，热固性聚氨酯产物的催化氢化是苯胺和多元醇的回收，已作为一种实现该原理的策略13,14。相比之下，环氧树脂缺乏反应性羰基部分，使其化学键的选择性断开更具挑战性。轻巧，高度耐用的纤维增强环氧复合材料由嵌入聚合物基质中的玻璃或碳纤维组成，是对汽车，船只，飞机，飞机和风力涡轮机叶片的建造至关重要的高性能材料。截至2020年，风能大约占全球能源供应的6％，预测在不久的将来有显着增长。反过来，到2050年将积累4300万吨退役的风力涡轮机叶片（参考文献15）。同时， 此类聚合物材料的可持续回收技术几乎不存在。环氧树脂不是可生物降解的，并在焚烧上发出有毒的气体16，最终导致垃圾填埋作为其处置的主要途径。截至2020年，仅重复使用使用末端的复合材料的1％约1％，这是通过切碎材料并将其用作建筑中的填充物质的1,2,3。由于其效率低下和不可持续性，多个欧洲国家禁止了风力涡轮机叶片的垃圾填充，预计会追随4,17。因此，对环氧树脂及其复合材料的可行回收策略的迫切需求是安装1,4。

　　研究基于聚合物的复合材料回收的方法论可以分为两种一般方法，均仅针对纤维的恢复。第一种方法依赖于通过非选择性破坏化学键来破坏聚合物基质，从而释放嵌入式纤维。报道的过程基于苛刻的能量强度治疗，例如热解，这是不切实际的，导致纤维1,2,3。化学破坏性方法产生较高质量的纤维1，但需要不良试剂，例如过氧化氢18或浓硝酸19。第二种更优雅的方法是设计包含“分子断裂点”的新环氧树脂，可以在某些条件下选择性切割20,21。尽管可以将聚合物基质消化成可溶性链片段，释放纤维，但回收的聚合物馏分不能重新定为22,23,24,25。此外，尽管新树脂的设计可以为未来的复合产品实施纤维的再利用，但仍有至今生产的环氧材料的遗产负担仍然存在，以及现在和在不久的将来使用最先进的树脂生产的纤维负担。

　　我们设想开发用于环氧复合材料的化学回收方法，该方法旨在选择性断开跨环氧树脂共享的先天连锁图案，而不是人为地引入断裂点或破坏基质的分子复杂性。通过靶向树脂基本生产步骤中形成的债券，除了从其聚合物嵌入中释放纤维外，还可以回收有价值的聚合物构件。因此，环氧树脂和纤维的圆形性都可以实现，因为可以从回收的基础化学物质中产生纯聚合物。

　　石化双酚A（BPA）代表了包括环氧树脂在内的聚合物的重要组成部分26。为了制备后者，通过C（烷基） - 单键连接到BPA骨架上的亲电环氧化物部分。然后，可以用多功能烷基胺固化实用性环氧化物，从而在不同的链接基序中通过C – O和C –Nσ-键编织在一起的随机三维（3D）聚合物网络27（图1A）。BPA可能泄漏到环境中，以及与此类事件相关的生态和人类健康风险28,29，导致了潜在替代品的研究26。但是，迄今为止，由于有数百万吨基于BPA的基于BPA的材料，这些材料的回收和以受控方式提取BPA是非常可取的，并且有助于避免垃圾填埋场的潜在泄漏。基于生物量的二苯酚或二醇基序可能是BPA的有利替代方法，这是由于其可恢复性26。尽管如此，转向可生产的构件并不能减轻对圆形聚合物产生的要求，以最大程度地减少其环境影响30。

　　为了实现所设想的方法，我们旨在开发一种与BPA基序相邻的C（烷基） - 单个键断开的过渡金属催化方法，该方法与BPA在BPA与Epichlorohydrin的反应过程中形成。碳 - 氧单键具有高键解离能31,32，其激活仍然具有挑战性。对于木质素33的价值，据报道均匀的氟噻吨催化可断开连接C（烷基）–O和C – C单键34,35,36。尽管如此，将这些方法从木质素模型转移到模型1（图1A）的初步尝试（模仿了环氧树脂中最常见的基序之一）是没有奖励的，导致低或没有转化率（补充表1）。但是，在对潜在催化剂和反应条件进行了全面筛选（补充表2-6）之后，确定了有效的方案。在160°C下，甲苯中的异丙醇的三个ru-tmm作为预催化剂和三个等效物，模型1被干净地解构，提供甲基化的BPA（ME-BPA），分别产量为83％（图1B）。从此过程中没有检测到侧面产品。测试了其他几种模型化合物，以适应优化的解构条件。模型2和3的有效切割，分别以88％和80％的速度产生ME-BPA，表明二次胺和第三级胺不抑制反应性，这一观察结果在将方法应用于相关胺固定的环氧树脂时至关重要。对于底物模型4，模拟较不常见的交联基序3，未观察到转换。这种连锁模型需要总共三个C – O键进行切割，因此，由于与苯酚相比，第一个C – O键裂解比模型1的可行性不那么可行。最后，模型5，中央酒精群被限制为甲基醚，证明对解构条件没有反应。

　　除了链接基序外，我们还考虑了除BPA以外的含有双酚或二醇支架的模型化合物（图1B）。双酚S（BPS）是一种具有磺酰基接头的商业相关化合物，其骨架中有不同的电子特性。基于BPS的Model 6在优化条件下干净地反应，允许甲基化BP的74％孤立产率。接下来，研究了其他三种含有BPA26的潜在生物替代物的模型化合物。我们对此类候选人的代表选择测试了我们的断开方法。7模型基于从萜类化合物Carvacrol37,38获得的双酚，该双酚可以从limonene39合成。在催化条件下，观察到有效和选择性的C – O键裂解。香草素衍生的化合物可以来自木质素，使其成为替代石化来源的有吸引力的候选者。基于P，Pisguaiacol F（模型8）40的环氧树脂模型受到催化解构条件的约束，在16小时后，甲基化的P，P'-Bisguaiacol F以57％的收率分离。尽管可以推测，催化剂较不容易访问较低的空间CO键，但该反应具有很高的选择性，因为仅将未反应的起始材料与裂解产物分开。最后，测试了基于BIS（羟甲基）Furan模型化合物（模型9）41。Furan相关的构件引起了人们的关注，因为它们从纤维素中获得了可用性。未观察到转化率，表明Ru-catalysed Cleavage对于基于苯酚的链接是选择性的。随着手头模型底物的这种范围，对模型1中的催化活性进行了研究。即使在减少0.38 mol％的催化剂负载下，也观察到16小时后与ME-BPA的定量转化。这对应于533的营业额数（吨）。

　　正如模型5对催化条件的惰性所支持的那样，以及与木质素β-O-4链接上裂解的机制相一致，我们假设C – O芳基键断裂先于在模型1中对酒精功能的脱氢作用，形成酮1（图2A）。计算了模型1和相应酮（酮I）的C – O醚键的键解离能（BDE）。在与木质素链接的理论研究31中，后者的BDE为10.7 kcal mol – 1降低（图2A，B），这支持了以下前提：脱氢是启动C – O激活所必需的。

　　从酮I中，我们提出，C – O单键通过氧化添加步骤易于切割，涉及涉及低价值的氟配合物最终产生RU-II（图2B）。通过异丙醇的脱氢步骤，随后形成Ru-III和苯酚的释放，中间RU-II被降低。低价值的松奇复合物ru-III经历了第二个氧化添加步骤，还原级联最终导致模型底物切割到丙酮和苯酚成分中。研究了模型1上键断开的动力学曲线（图2D），显示诱导周期约为2小时，此后只能检测到只有一分钟的ME-BPA。但是，在4小时后，观察到50％的ME-BPA，在12小时后达到定量转化率。诱导周期暗示催化周期之前的催化剂激活。在4小时的反应时间，单旋转中间酮III的痕迹。否则，只有观察到的起始材料和产品表明，中间体的消耗明显比模型1。密度功能理论（DFT）计算表明，酮I的C – O BDE的C – O BDE是3.3 kcal mol – 1低于Ketone III（图2B）（图2B），这是粘合型的粘合剂，而不是更快的粘合度。可能第二C – O键激活比从催化剂的中间体解离更快。酮III在一对一的混合物中与模型1进行催化条件。两种化合物均摄入ME-BPA，该化合物支持Ketone III是中间体。为了收集对拟议的C-O键切割机制的进一步支持，努力将丙酮作为由模型1的中央链接基序形成的相应断开产物（图2C）。由于异丙醇的脱氢作用会产生丙酮，所以 将氢源交换为1-苯基乙醇。反应时间16小时后，观察到从1-苯基乙醇中定量形成了苯乙酮，也观察到了连锁基序中的丙酮产量74％。

　　在160°C下使用3 mol％triphos-ru-tmm在160°C下使用3 mol％triphos-ru-tmm的解构，在16小时后仅产生4％的ME-BPA（补充表1）。如果异丙醇仅用作额外的氢源，则大约50％的C – O键应该被切割。为了研究异丙醇的作用，使用1H和31p核磁共振（NMR）光谱进行了操作的监测实验（图2D）。在没有异丙醇的情况下，该实验在J. Young NMR管中进行。16小时后，未观察到起始材料的转化。同样，Triphos-ru-tmm也没有被消耗，也没有检测到其他ruthenium物种。用3 ebiv重复反应。存在异丙醇。在这里，在16小时后观察到接近启动材料向ME-BPA的定量转化。此外，消耗了起始钌络合物，并在1H NMR光谱的31p NMR光谱和Hydride区域中都检测到了与钌种的新信号的形成。将模型1的另一种等效添加到包含新的氟苯物种并再次运行的反应混合物中，导致新鲜底物的清洁解构为甲基化的BPA。

　　无法识别出47.3 ppm处的磷酸单线峰。检测并测试了氢化物桥梁的双核津（I）复合物43的潜在预催化剂。如果没有观察到转化率，则可以将该物种的形成视为失活途径。最后，使用1H，31p的异核单量子相干NMR实验，三胞胎峰和双磷酸峰可以与氢化物信号联系起来。获得适合X射线晶体学的单晶，从而鉴定出该物种为Triphos-Ru-H2-Co。我们建议该CO源自丙酮，该丙酮呈现出少数脱邻化的葡萄酒44的脱邻偶体化案例。羰基复合物被测试为预催化剂，但事实证明是无活跃的。

　　通过鉴定适合环氧模型解构的合适催化系统，我们继续前进到聚合物树脂上（图3）。Airstone 760E/766H是一种适用于风力涡轮机叶片的热固性环氧系统，由四个单体组成，固化后约有43 wt％的BPA。最初，固化树脂的“ dog骨”被磨碎成粉末，悬浮在含甲苯的异丙醇中，并在没有催化剂的情况下在160°C搅拌（条目1）。24小时后，无法检测到从树脂中解放的化合物。相比之下，当添加6 wt％的催化剂时，分离出56％的BPA收率（条目2）。BPA样品的气相色谱 - 质谱法和1H NMR光谱分析均未显示出任何可检测的杂质，从而支持其重复使用的潜力。此外，回收了高度的层静息馏分，通过基质辅助激光解吸/电离时间质谱法，1H NMR和红外光谱法显示了含有烷基乙醇，胺和少量芳香族的少量混合物的复杂混合物。总共将81 wt％的固化树脂作为可溶性有机材料回收。粒径对解构效率的影响表明催化仅限于悬浮在溶液中的树脂颗粒的表面积（补充表7）。试图将催化剂加载减少50％至3 wt％（条目3）将回收的BPA的量减少到34％的收率。但是，将反应时间延长至4天（条目4）将回收的BPA的量增加到81％，表明在24小时后未催化催化剂。使用1 wt％催化剂的另一项为期4天的实验提供了42％的BPA收率，对应于105（条目5）。

　　测试了另外三个商业环氧树脂。两组分粘合剂（条目6），其中包含多功能硬化剂的复杂混合物，导致更高的交联，事实证明，对解构更具挑战性。尽管如此，在24小时后仍回收了38％的BPA收率。拆卸了用于手工艺品的清晰的环氧系统（条目7），占BPA的50％。此外，发现该树脂含有基于Cresol的环氧树脂成分，因为与BPA一起以9 wt％的产率回收了两种异构体。接下来，测试了一种基于生物质的海上工程输注系统（条目8）。该系统包括多功能硬化剂的复杂混合物，并包含少量的双酚F（BPF）环氧化物。尽管从该样品中回收了54％的BPA，但解构后分离的BPF仍然难以捉摸，这可能是由于该特定混合物中施加了适度的BPF环氧化物。最后，针对尿布插入的赤道固化系统Lightstone 3100E/3102H进行了催化。但是，对于此样本，不能隔离BPA。酸酐固化会导致形成与胺固化的连锁基序不同，因为环氧级分的酒精部分是酰化的27。该功能化阻断了脱氢作用，随后c -O键裂解类似于模型5。

　　借助用于胺固定环氧树脂的分子拆卸的一般方法，我们转向研究该方案对于解构纤维增强的环氧复合材料的适用性，除了聚合物矩阵外，还含有较高的纤维。为了恢复后者，粉末化环氧复合材料适得其反。我们认识到，由于纤维和聚合物之间的界面面积，复合材料可能更容易被溶剂访问。我们的工作从垃圾填埋场采购的基于碳纤维的复合材料（（1）中开始。除了切割到尺寸外，没有以前的处理，将一块材料立方浸没在溶剂混合物中，加入6 wt％的催化剂，并在160°C下搅拌混合物。3天后，复合材料明显地分成松散的纤维。反应混合物被倒;洗涤后，回收了57 wt％的碳纤维，并从溶液中分离出13 wt％的BPA。尽管我们无法估计材料中BPA的总量，但聚合物基质的完全溶解和质量平衡点朝着有效的恢复。接下来，以相同的方式处理了基于玻璃纤维的层压板（（2））的商业产品样品。在3天的过程中，观察到在这里观察到太明显的纤维。该复合材料产生了53 wt％的玻璃纤维和15 wt％的BPA，这表明该方法没有区分玻璃和碳纤维的复合材料。最后，通过这些有希望的结果，测试了最先进的退役风力涡轮刀片的外壳（图4A中的（（3）））。该商业复合样品被干净地拆卸，产生50 wt％的玻璃纤维和19 wt％的BPA。另外，将一块金属网格与结构分开。

　　最后，检查了将催化方案扩展到较大的复合材料的可能性（图4B）。将5.13 g退役的风力涡轮机叶片放在300毫升高压釜中，并经历催化条件。反应时间6天后，矩阵已完全拆卸，从而使4.0 mmol的纯BPA分离并恢复2.4 g原始玻璃纤维。此外，还回收了一张金属网格。

　　为了评估与整洁纤维相比，使用X射线微型层析成像（µ-CT），X射线光电子光谱（XPS）和扫描电子显微镜（SEM）相比，使用了回收纤维的质量（图5）。图像中，图像中的灰级变化反映了材料密度的变化。玻璃纤维的表现比环氧树脂更轻，而环氧树脂又比空气轻一些（图5A）。图5b显示了使空气变得透明的纤维的3D渲染。仅在风力涡轮刀片的未处理部分中观察到环氧树脂，并且图像在视觉上证实了恢复后的纤维的高质量。对玻璃纤维的直径进行了定量，发现与整洁的玻璃纤维（18±2 µm）相似，对于玻璃纤维，均嵌入（19±2 µm）内（19±2 µm），并从（18±2 µm）中回收（18±2 µm）一块退役的风力涡轮机刀片。从垃圾填料材料（6.5±0.9 µm）中挽救的碳纤维大大较小（图5C）。

　　X射线光电子光谱用于测试在解构过程中是否完全从纤维中除去环氧树脂（补充表9）。在回收中，Si，Ca和al的原子浓度高于整洁纤维中的原子浓度。后者的较高的相对C含量来自用于覆盖玻璃纤维的启动层，在催化过程中部分除去。未检测到残留的聚合物，并通过整齐和恢复的纤维的高分辨率C 1S光谱进一步证实（图5D），为此，通常检测到C芳族化合物中C的π-π*型型改换峰（约为291-292 ev）。纤维的SEM图像显示了这种涂层在整齐的纤维上的烙印（图5E，F和补充图16a – d，i），而回收的纤维表面则光滑（图4G，H和补充图16E – H，H）。最后，对从风力涡轮机叶片中回收的纤维的初步拉伸强度研究，并以整齐的纤维作为参考点显示出可比的机械强度（补充表10）。

　　对于那些从使用末期复合材料中回收的组件，可以考虑循环的观点。恢复的BPA的高纯度原则上允许其在既定的环氧树脂，聚碳酸酯或聚酯的既定生产链中的重复使用，从而取代了由石脑油原料产生的原始BPA。不幸的是，其余部分由各种低聚物组成，不能用作化学构建块。但是，可以设想能量恢复以外的价值策略。例如，已经证明热解可以将混合的塑料废物（包括含氮聚合物）处理为例如Naphtha等效物或Syngas45,46。因此，剩余的部分可能会发现用途作为化学工业的碳原料来源。最后，关于以高质量回收的玻璃和碳纤维，已经报道了几种重复使用方法。其中包括使用回收纤维在化学尺寸或调整过程中构造新的复合材料47,48。考虑到这些考虑，我们的催化过程可以被视为概念概念的证明，即对于这些有价值和相关的材料来说，循环经济很可能是可以实现的。