紫外LED光催化降解三甲胺的实验研究

朱倩文，韩秋漪，侯剑源，张仁熙，张善端

(1.复旦大学先进照明技术教育部工程研究中心，复旦大学电光源研究所，上海　200433；2.复旦大学环境科学与工程系，上海　200433)



紫外LED光催化降解三甲胺的实验研究

朱倩文1，韩秋漪1，侯剑源2，张仁熙2，张善端1

(1.复旦大学先进照明技术教育部工程研究中心，复旦大学电光源研究所，上海200433；2.复旦大学环境科学与工程系，上海200433)

设计了一个光催化降解三甲胺用平板型反应装置，分别以紫外LED灯(UV-LED, 峰值波长367.4 nm, 半宽7.2 nm)与紫外荧光灯(主波长354.2 nm, 半宽37.4 nm)作为光源，纳米TiO2薄膜作为光催化剂。实验研究了三甲胺浓度、相对湿度和含氧量对三甲胺降解率的影响，比较了UV-LED灯与紫外荧光灯降解三甲胺的效率以及优缺点。实验结果表明，在相同辐照度下，UV-LED辐照的三甲胺的降解率、碳平衡、CO2和CO产率都高于紫外荧光灯，说明UV-LED灯可取代紫外荧光灯用于光催化降解三甲胺；三甲胺初始浓度越高，降解率越低；对于两种光源，相对湿度在20%时光催化效果最佳。最后分析了三甲胺光催化降解的中间产物。

UV-LED；紫外荧光灯；光催化降解；纳米二氧化钛；三甲胺

引言

异味气体会对人们正常的工作与生活产生很大的影响。恶臭污染物主要来源于工业生产、生命活动和人类生活，其中工业生产主要包括污水处理厂、造纸厂、屠宰场、畜牧养殖场、垃圾填埋场及垃圾焚烧发电厂等[1]，生命活动和人类生活则主要包括人体自身产生的臭汗味、下水道及厕所发出的臭味、冰箱内物品发霉产生的霉臭等[2-3]。冰箱与人们的生活息息相关，冰箱除臭技术也是人们关心的主要问题。冰箱典型的异味气体主要有硫化氢、甲硫醚、甲硫醇、三甲胺、二甲胺和甲酚等[3-5]。

三甲胺(Trimethylamine, TMA)是需求量比较大的甲胺类化工原料之一，广泛用于医药、农药、纺织工业溶剂、染料、脂肪叔胺和工业溶剂等方面[6]。但是三甲胺具有一定的毒性和强烈的刺激性，可通过呼吸和皮肤接触等方式被人体吸收，对环境、人体和生物都有极大危害性[7-8]。近年来，美国环保署(EPA)对许多种挥发性有机物(VOCs)的降解和清除进行了研究[9]。由于紫外光催化氧化去除VOCs技术效率高、能耗低、安全无毒、稳定可靠，已经成为研究热点[10-18]。

光催化是一种稳定、便捷、成本低廉的降解方法。本论文采用纳米二氧化钛作为光催化剂。TiO2是一种具有无毒、光催化活性高、稳定性好、氧化能力强、能耗低、可重复使用等优点的半导体材料[16, 19]。TiO2光催化剂在紫外光的照射下，表面受激发产生电子-空穴对，电子发生能带跃迁形成光生载流子，诱发氧化分解作用极强的活性氧及自由基，使反应物降解[11, 13, 15, 20]，最后转化成无毒的无机物。因此，光催化反应在环境保护方面有着广泛的应用。目前，光催化技术广泛应用于在工业废水处理，空气净化以及杀菌除臭等方面[2-3, 5, 12]。

随着LED技术的发展及应用日新月异，紫外LED(UV-LED)的辐射效率迅速提高，波长365～385 nm的UV-LED的辐射效率>40%. 与传统汞灯相比，UV-LED在直流电源驱动下，能将电能高效地转换成紫外光能，加上体积小、耐振动、响应速度快、方向性好、寿命长、绿色环保、易于调光灯等特性，LED灯被认为是最有发展潜力的光源之一[2, 21-22]，在光催化降解VOCs领域得到了广泛的应用[2, 13-14, 19, 23]。刘静等[2]以主波长为367 nm的UV-LED灯作为光源，德固赛(Degussa) P25-TiO2薄膜作催化剂，以低浓度(8.3 mg/m3)恶臭气体甲硫醚(DMS)为目标污染物，详尽分析催化剂负载量、光照强度、相对湿度、温度等因素对甲硫醚去除效率及反应速率的影响。Ghosh等[23]比较了LED灯与传统汞灯的优缺点，探讨以436 nm的蓝光LED灯做光源，TiO2做催化剂，光催化氧化四氯酚的降解过程。

本论文设计了一个平板型光催化反应装置，分别以UV-LED灯与紫外荧光灯作为光源，纳米TiO2薄膜作为光催化剂，通过分析三甲胺浓度、相对湿度、含氧量等因素对三甲胺降解率的影响，探讨了UV-LED灯与紫外荧光灯降解三甲胺的效果和优缺点，为UV-LED灯用于紫外紫外光催化提供实验支持。

1　实验

1.1薄膜催化剂的制备

本文所用纳米TiO2薄膜催化剂参照了何俣和朱永法专利[24]，采用前驱体溶液合成。前躯体溶液中各成分的体积比为：钛酸正丁酯∶乙醇∶二乙醇胺∶水=10∶100∶1∶0.45配成溶液，加入顺序为：首先将水加入乙醇溶液中，再加入二乙醇胺作为稳定剂，最后将钛酸正丁酯慢慢滴加入上述混合溶液中，用恒温磁力搅拌器搅拌2 h。完成之后密封静置3～7天进行胶化，得到透明溶液。

所有石英玻璃用去离子水刷洗干净之后，浸泡在重铬酸钾洗液中1 h，浸泡完再用去离子水冲洗干净，放在电热恒温鼓风干燥箱中烘干备用。之后用氢氟酸处理介质表面，形成凹凸不平的表面，即表面粗化过程。石英玻璃以20 cm/min的速度匀速在上述透明溶液中提拉，提拉好的石英玻璃干燥后，再重复以上步骤2次，放入马弗炉于空气氛围中以5 ℃/min升温至500 ℃，并在此温度下恒温3 h，形成锐钛矿型TiO2薄膜晶体。通过观察可以发现，涂覆催化剂TiO2的石英玻璃表面较之前覆盖一层白色的薄膜，这是粗化表面产生光的漫射所致。

1.2三甲胺气体制备

本文选用30%三甲胺水溶液(上海，中国)作为初始异味气体。首先，将30%三甲胺水溶液与无水硫酸钠粉末混合，装在带有进气口与出气口的密闭装置中，并将该密闭装置放在-5 ℃冰水中，因此大量水被无水硫酸钠粉末所吸收或直接冷凝成冰块；其次，氮气钢瓶连接流量计通过导气管进入密闭装置的进气口，出气口连接第二个密闭容器以及第三个密闭容器，目的是得到干燥的三甲胺气体；最后，通过控制载气氮气的流量，得到不同浓度的三甲胺气体，如图1所示。韩秋漪等人[25]研究KrBr*准分子灯光催化降解二甲胺气体时，也通过类似的实验装置制备出相对湿度较低的二甲胺气体。

图1　实验装置示意图Fig.1　Experimental equipment

1.3紫外光源

紫外光源分别为紫外荧光灯(飞利浦，日本)与A波段UV-LED(上海迈芯光电，中国)，通过光纤光谱仪(Ocean Optics HR4000 CG-UV-NIR, 美国)测定光谱，如图2所示。紫外荧光灯的主波长为354.2 nm, 荧光粉发射带的半值全宽度(半宽) 37.4 nm。UV-LED的峰值波长367.4 nm, 半宽7.2 nm。实验中固定辐照度为(4.0 ± 0.2)mW/cm2，由辐射功率计(Hamamatsu C9536-01+H9958-01, 日本)测定，该辐射功率计在300～400 nm波段具有平坦的光谱响应，可以直接测定紫外辐照度。

图2　UV-LED和紫外荧光灯(UV-FL)的光谱Fig.2　Spectrum of UV-LED and UV-FL

1.4实验装置

实验装置如图1所示，主要包括配气系统、主反应器及采样测试系统。配气系统由气体钢瓶、气体流量计(振兴流量仪表厂)、三个密闭容器、湿温度调节器和氧气调节器组成。主反应器包括光催化反应装置与紫外光源；光催化反应装置是一个体积为250 mL、四周为玻璃、顶层为石英玻璃的长方体，其中催化板放在该反应装置的底部。

测试系统由两台气相色谱仪构成。三甲胺及其中间产物使用GC/MS联用仪(Agilent 7809B+5975C，美国Thermo DSQ)进行定性和定量分析。测量CO2和CO的产量使用GC-930型气相色谱仪(上海海欣色谱)进行测量。

为测量三甲胺光催化分解后的中间产物，需要对样品气体进行浓缩富集。首先通过VOCs预浓缩仪(Preconcentrator, Enech Model 7100A)预处理，然后采用3基冷阱去除样品中的N2，CO2等，富集光催化反应生成的中间产物，第1级为玻璃珠，第2级为Tenax补集管，第3级为冷冻聚焦，最后用微量推进器取出2 μL样品注入到GC/MS中进行分析[26]。

1.5分析方法

光催化降解率是衡量气态有机物VOCs降解程度的重要指标之一。三甲胺的光催化氧化降解效果通常用降解率TRE来表示[27-29]：

TRE=(1-Cout/Cin)×100%

(1)

其中Cin和Cout分别为光催化反应装置进气口与出气口的三甲胺浓度(ppmv)。

在使用紫外光源+纳米TiO2光催化降解三甲胺时，总CO2和CO产率也是衡量气态有机物VOCs降解程度的重要参数。可通过矿化率以及碳平衡来确定反应的过程，以及反应的程度。COx产率的方程式如下[27-29]

(2)

(3)

其中M为三甲胺的相对分子质量(g/mol)。

2　结果与讨论

2.1催化剂对反应的影响

本实验首先做了空白实验，即在无催化剂条件下，直接光解三甲胺。结果显示，无论采用UV-LED还是采用紫外荧光灯辐照，三甲胺几乎无降解，原因是三甲胺没有吸收主波长为367.4 nm的紫外光发射光谱，因此在光催化反应过程中，三甲胺的降解反应是在紫外光源与纳米TiO2共同作用下完成的。

以UV-LED与紫外荧光灯为光源，相对湿度RH=1%，辐照度(4.0 ± 0.2)mW/cm2，温度25 ℃，在反应时间为50 min情况下研究初始浓度对三甲胺紫外光催化以及CO2产率的影响，如图3、图4所示。在相同辐照度下，UV-LED+纳米TiO2光催化降解三甲胺的降解率与CO2产率与紫外荧光灯的变化趋势基本一致，在三甲胺初始浓度50 mg/m3时，UV-LED辐照下的降解率为90%，比紫外荧光灯高约10%。从图3、图4可知，三甲胺初始浓度对光催化氧化有着明显的影响，特别是浓度>150 mg/m3之后。TMA初始浓度越高，降解率(TRE)越低[28]，要达到相同的降解，所需的反应时间越长。浓度对降解效果的影响可以归结为两个方面[30]：①根据催化反应原理，光催化发生在催化剂的表面，TMA在催化剂表面吸附将影响反应的进程，当反应物浓度过高时，催化剂表面的活性位被占满，因此导致TMA降解率下降；②当浓度升高，反应中间产物的浓度会增加，中间产物可能和TMA之间产生竞争吸附，从而使TMA的降解率下降。

图3　初始浓度对TMA紫外光催化氧化的影响Fig.3　The effect of initial concentration of TMA on the photocatalytic decomposition

图4　初始浓度对CO2产率的影响Fig.4　The effect of initial concentration of TMA on the production rate of CO2

2.2相对湿度的影响

通过图1实验装置配气系统，配置相对湿度RH=1%, 10%, 20%, 30%, 40%, 浓度为250 mg/m3的三甲胺标准气体，分别以UV-LED与紫外荧光灯光源，辐照度(4.0 ± 0.2)mW/cm2，温度25 ℃，在反应时间为50 min情况下研究相对湿度对三甲胺紫外光催化以及CO2产率的影响，其结果如图5、图6所示。

图5　相对湿度RH对TMA光催化降解的影响Fig.5　The effects of RH on the TMA photocatalytic decomposition

图6　相对湿度RH对TMA光催化降解CO2产率的影响Fig.6　The effects of RH on the production rate of CO2

随着相对湿度的增加，三甲胺光催化降解效率增加，但是当相对湿度过大时，其降解效率下降，如图5、图6所示。对于UV-LED紫外光源，RH=1%～20%时，三甲胺光催化降解效率逐渐增加，而光催化降解产物CO2也逐渐升高；RH=20%～40%时，三甲胺光催化降解率随之下降，而其光催化产物CO2也随之降低。由此可见，RH=20%时光催化效果达到最佳，同理可知，对于紫外荧光灯来说，RH=20%光催化效果达到最佳。Wang等[31]研究玻璃载体上纳米TiO2光催化降解三氯乙烯的实验中，也得出类似的实验结果。主要原因可能是[2]，水分子中的OH-可以捕获空穴，提供光催化反应的氧化剂·OH，并抑制电子-空穴对的结合，提高光催化效率。但是相对湿度不能太高，浓度太高，水蒸汽分子会与反应物及中间产物发生竞争吸附作用，从而抑制三甲胺的光催化降解率。

2.3O2含量的影响

图7　O2含量对三甲胺光催化降解的影响Fig.7　The effects of oxygen concentration on the photocatalytic duomposition

2.4COx产率与碳平衡

在使用紫外光源+纳米二氧化钛光催化降解三甲胺时，总CO2和CO产率也是衡量气态有机物VOCs降解程度的重要参数，可通过矿化率以及碳平衡来确定反应的过程以及反应完成的程度，由方程式(2)，(3)可以计算出Cb，Sco2，Sco，在反应时间为50 min情况下研究光催化降解三甲胺的CO2产率及碳平衡，如表1所示。

表1　光催化降解三甲胺的降解率、碳平衡和COx产率

从表1可以得出，用UV-LED与紫外荧光灯光催化降解三甲胺时，随着三甲胺气体浓度的增加，其TRE，Cb，Sco2，Sco逐渐下降，说明三甲胺降解后并非全部生成CO和CO2，还得到一些中间产物与氮氧化物。我们发现光催化降解三甲胺产生的CO过低，其Sco并未超过7%。在光催化降解脂肪酸[32]、三氯乙烯[31]和三甲胺[27]时，也发现相似的CO过低的实验现象。

3　中间产物分析

紫外光催化降解三甲胺异味气体时，我们虽然关心三甲胺的降解率，但是同样也关注中间产物的形成过程，便于了解光催化反应的机制与反应进程。测量三甲胺中间产物，要对样品气体进行浓缩富集。首先通过VOCs预浓缩仪(Preconcentrator, Enech Model 7100A)预处理，然后采用3级冷阱去除样品中的N2，CO2等，富集光催化反应生成的中间产物(第1级为玻璃珠，第2级为Tenax补集管，第3级为冷冻聚焦)，最后用微量推进器取出2 μL样品注入到GC/MS(Agilent 7809B+5975C，美国Thermo DSQ)进行定性和定量分析，所得的部分中间产物如图8所示。

我们发现中间产物主要有胺类、酮类、醇类以及酸类等，随着反应停留时间增加，其中间产物也不同。最后三甲胺将会转变成CO、CO2、NOx以及一些中间产物。

图8　光催化降解三甲胺产生的中间产物Fig.8　The intermediate products produced by the photocatalytic degradation of TMA

4　结论

本文设计了一个平板型三甲胺光催化降解装置，分别以UV-LED灯与紫外荧光灯辐照粗化石英玻璃片上的纳米TiO2薄膜，通过分析三甲胺浓度、相对湿度、含氧量等因素对三甲胺降解率的影响，探讨了UV-LED灯与紫外荧光灯降解三甲胺的效率以及优缺点，为UV-LED灯取代紫外荧光灯用于光催化降解奠定实验基础。

在温度25 ℃、相同辐照度(4.0±0.2)mW/cm2、反应时间50 min的情况下，比较三甲胺的降解率TRE、碳平衡Cb、CO2产率Sco2和CO产率Sco都高于紫外荧光灯，说明在光催化降解三甲胺时，UV-LED灯可以取代紫外荧光灯。主要结论为：①在无催化剂条件下，UV-LED和紫外荧光灯均无法直接光解三甲胺；②相对湿度RH=1%，三甲胺初始浓度越高，降解率越低；③光催化降解的最佳相对湿度RH=20%；④随着氧气含量的增加，三甲胺光催化降解效率也相应的增加。

实验中通过对降解率TRE，碳平衡Cb，二氧化碳产率Sco2，一氧化碳产率Sco分析，了解光催化反应降解三甲胺的情况以及中间产物的形成，为以后探讨光催化反应机制奠定基础。

致谢：本项目研究由德清新明辉电光源有限公司资助。紫外LED灯由上海迈芯光电科技有限公司提供，在此表示感谢。

[1] 郭小品, 羌宁, 裴冰, 等. 城市生活垃圾堆肥厂臭气的产生及防控技术进展[J]. 环境科学与技术, 2007, 30(6): 107-111.

[2] 刘静, 戴元灿, 王梓萌, 等. 紫外-发光二极管光催化降解气相甲硫醚的影响因素[J]. 环境化学, 2010, 29(5): 814-818.

[3] HAKKARAINEN M. Solid phase microextraction for analysis of polymer degradation products and additives [J]. Adv Polym Sci, 2007, 211: 23-50.

[4] BULLINER E A, CAI L, WRIGHT D, et al. Characterization of livestock odors using steel plates, solid-phase microextraction, and multidimensional gas chromatography-mass spectrometry-olfactometry [J]. J Air Waste Manage, 2006, 56(10): 1391-1403.

[5] 白连社, 魏邦福, 李猛, 等. 冰箱除异味除菌保鲜技术研究[J]. 电器, 2012(增刊): 108-111.

[6] 尤向阳. 甲胺及下游产品二甲基甲酰胺概述和发展前景探讨[J]. 化工中间体, 2006(12): 5-7.

[7] KIMURA H, TSUTSUMI S I, TSUKADA K. Reusability of the Cu/Ni-based colloidal catalysts stabilized by carboxylates of alkali-earth metals for the one-step amination of dodecyl alcohol and dimethylamine [J]. Appl Catal A: Gen, 2005, 292: 281-286.

[8] DYER W J. Amines in fish muscle: I. Colorimetric determination of trimethylamine as the picrate salt [J]. Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 1945, 6(5): 351-358.

[9] ALBERICI R M, JARDIM W F. Photocatalytic destruction of VOCs in the gas-phase using titanium dioxide [J]. Appl Catal B: Environ, 1997, 14(1): 55-68.

[10] SHEN Y S, KU Y. Treatment of gas-phase volatile organic compounds(VOCs) by the UV-O3process [J]. Chemosphere, 1999, 38(8): 1855-1866.

[11] VANDENBROUCKE A M, MORENT R, GEYTER N D, et al. Non-thermal plasmas for non-catalytic and catalytic VOC abatement[J]. J Hazard Mater, 2011, 195(1): 30-54.

[12] HUANG H, LEUNG D Y C. Complete elimination of indoor formaldehyde over supported Pt catalysts with extremely low Pt content at ambient temperature [J]. J Catal, 2011, 280(1): 60-67.

[13] PALAU J, PENYA-ROJA J M, GABALDN C, et al. Effect of pre-treatments based on UV photocatalysis and photo-oxidation on toluene biofiltration performance [J]. J Chem Technol Biot, 2012, 87(1): 65-72.

[14] BOUZAZA A, VALLET C, LAPLANCHE A. Photocatalytic degradation of some VOCs in the gas phase using an annular flow reactor: Determination of the contribution of mass transfer and chemical reaction steps in the photodegradation process[J]. J Photoch Photobio A: Chem, 2006, 177(2): 212-217.

[15] HOFFMANN M R, MARTIN S T, CHOI W Y, et al. Environmental application of semiconductor photocatalysis [J]. Chem Rev, 1995, 95(1): 69-96.

[16] LINSEBIGLER A L, LU G, YATES J T. Photocatalysis on TiO2surfaces: Principle, mechanism and selected results [J]. Chem Rev, 1995, 95(3): 735-758.

[17] CHANGRANI R G, RAUPP G B. Two-dimensional heterogeneous model for a reticulated-foam photocatalytic reactor [J]. Aiche J, 2000, 46(4): 829-842.

[18] JOSÉ P, XAVIER D, OLLIS D F. Heterogeneous photocatalysis for purification, decontamination and deodorization of air [J]. J Chem Technol Biot, 1997, 70(2): 117-140.

[19] 李晓琰. 纳米二氧化钛光催化降解聚丙烯酰胺催化性能研究[J]. 广东化工, 2012(10): 24-26.

[21] 王声学, 吴广宁, 蒋伟, 等. LED原理及其照明应用[J]. 灯与照明, 2006(4): 32-35.

[22] 崔元日, 潘苏予. 第四代照明光源——白光LED [J]. 灯与照明, 2004(2): 31-34.

[23] GHOSH J P, LANGFORD C H, GOPAL A. Characterization of an LED based photoreactor to degrade 4-chlorophenol in an aqueous medium using coumarin(c-343) sensitized TiO2[J]. J Phys Chem A, 2008, 112(41): 10310-10314.

[24] 何俣, 朱永法. 大颗粒表面负载纳米晶二氧化钛催化剂的制备方法：CN 1166451C[P]. 2004-09-15.

[25] HAN Q Y, YE Z L, ZHAO J, et al. Photo-dissociation of dimethylamine by KrBr*excilamp [J]. Chemosphere, 2013, 93(7): 1372-1378.

[26] 张春洋, 马永亮. UV 254 nm + 185 nm光照降解气态甲苯的实验研究[J]. 中国环境科学, 2011(6): 898-903.

[27] ASSADI A A, BOUZAZA A, LEMASLE M, et al. Acceleration of trimethylamine removal process under synergistic effect of photocatalytic oxidation and surface discharge plasma reactor [J]. Can J Chem Eng, 2015, 93(7): 1239-1246.

[28] ASSADI A A, BOUZAZA A, WOLBERT D. Photocatalytic oxidation of trimethylamine and isovaleraldehyde in an annular reactor: Influence of the mass transfer and the relative humidity [J]. J Photoch Photobio A: Chem, 2012, 236(9): 61-69.

[29] ASSADI A A, PALAU J, BOUZAZA A, et al. Abatement of 3-methylbutanal and trimethylamine with combined plasma and photocatalysis in a continuous planar reactor [J]. J Photoch Photobio A: Chem, 2014, 282(10): 1-8.

[30] 邓沁. 纳米二氧化钛光催化降解典型有机污染物性能的研究[D]. 广州：华南理工大学, 2004.

[31] WANG K H, TSAI H H, HSIEH Y H. The kinetics of photocatalytic degradation of trichloroethylene in gas phase over TiO2supported on glass bead [J]. Appl Catal B: Environ, 1998, 17(4): 313-320.

[32] BIARD P F, BOUZAZA A, WOLBERT D. Photocatalytic degradation of two volatile fatty acids in an annular plug-flow reactor; kinetic modeling and contribution of mass transfer rate [J]. Environ Sci Technol, 2007, 41(8): 2908-2914.

Experimental Research on the Photocatalytic Oxidation of Trimethylamine with UV-LED Lamp

ZHU Qianwen1，HAN Qiuyi1，HOU Jianyuan2, ZHANG Renxi2，ZHANG Shanduan1

(1. Engineering Research Center of Advanced Lighting Technology, Ministry of Education; Institute for Electric Light Sources,FudanUniversity,Shanghai200433,China;2.DepartmentofEnvironmentalScienceandEngineering,FudanUniversity,Shanghai200433,China)

For the purpose of photocatalytic decomposition of trimethylamine(TMA), we present a flat reactor coated with nanoscale TiO2thin film of catalyst on the inner surface using a ultraviolet light-emitting-diode lamp(UV-LED, peak wavelength 367.4 nm, half width 7.2 nm) as light source and with a UV fluorescent-lamp(UV-FL, peak wavelength 354.2 nm, half width 37.4 nm) as a control. With this reactor, we experimentally investigated the effects of initial concentration, relative humidity, oxygen concentration on the removal efficiency of TMA. The advantages of TMA removal efficiency of UV-LED over UV-FL are discussed. The results show the TMA removal efficiency, carbon balance, production rate of CO2and CO under the radiation of UV-LED are higher than that of UV-FL with same irradiance. The removal efficiency decreases with the increase of initial concentration of TMA. It demonstrates that UV-LED can take the place of UV-FL in the field of photocatalytic decomposition of TMA. The relative humidity 20% is optimal for both light sources. The intermediate products are analyzed for photocatalytic degradation of TMA

UV-LED; UV fluorescent-lamp; photocatalytic oxidation; nanoscale titanium dioxide; trimethylamine(TMA)

TM923

ADOI:10.3969/j.issn.1004-440X.2016.05.018