光催化及其協同電化學降解VOCs的研究進展

徐偉，李凱軍，宋林燁，張興惠，姚舜華

（太原理工大學土木工程學院，山西 太原 030024）

根據報告[1]顯示，大氣中臭氧污染問題日益嚴重，臭氧濃度上升的一個原因是其前體物揮發性有機污染物（volatile organic compounds，VOCs）的改善治理效果不高[2]。因此，為了從根本上解決環境污染問題，應從VOCs 的凈化處理工作開展。工業廢氣中VOCs 作為首要組成部分[3]，對大氣環境和人體健康影響較大。同時，因其成分的復雜性，VOCs 的處理難度較大。因此，針對VOCs 無選擇性反應的光催化高級氧化技術成為VOCs 降解領域的研究熱點。光催化（photocatalysis，PC）技術始于1972 年[4]，直到1990 年，PC 技術應用到氣態污染物降解領域[5]。目前，大多數研究集中在新型光催化劑的制備[6-8]，也有一些研究集中在光催化與電 化 學 的 協 同 反 應[9-13]。光 電 催 化（photoelectrocatalysis，PEC）能夠有效抑制光生電子空穴對的復合，提高了空穴的壽命。

為了使PC/PEC技術工業化，基于PC/PEC體系的工藝流程設計起到重要作用。PC/PEC 體系降解效率的工藝影響因素包括廢氣的溫度、相對濕度、初始氣體濃度、氧濃度和氣體流速。VOCs 廢氣進入催化反應器要經過預處理，如若不經過預處理直接通入反應器內，必然會導致降解效率低、反應器使用壽命變短等。為了解決工藝流程中存在的問題，本文將從現階段PC 和PEC 實驗研究的最新研究進展出發，總結現有實驗研究中工藝參數改變對催化反應體系的影響，為以后的催化降解工藝流程設計與優化提出參考意見。

1 光催化技術

1.1 PC技術概述

PC 機理見圖1 所示，TiO2受適當的光激發后，價帶電子躍遷到導帶，形成導帶電子（e-），同時在價帶留下空穴（h+）。其中空穴與水反應生成羥基自由基（·OH），而·OH對污染物的氧化具有普遍性，因此能夠降解大多數VOCs，空穴本身也具有極強的氧化性，也可作為光催化反應的主要物質。光生電子能夠遷移至催化劑表面，與吸附在表面的氧發生作用生成活性氧類，這些活性氧自由基也能參與氧化還原反應。

圖1 TiO2光催化反應歷程

1.2 PC技術降解典型氣相污染物的影響參數

VOCs 的光催化降解有如下四個過程：一是VOCs隨著氣體的流動并向光催化劑表面進行擴散；二是VOCs 在被催化劑表面吸附并同時進行反應；三是VOCs 降解后的產物在催化劑表面進行解吸；四是解吸后的產物隨著氣體的流動流出催化劑表面。其中，速率最慢的過程決定著整個光催化總反應速率的快慢。綜合考慮多種因素對催化劑表面的氣體分子吸附與解吸的影響，加快速率最慢的過程，對于提高光催化總反應速率有很大的意義。

1.2.1 溫度

利用PC技術降解VOCs時，溫度作為其過程中重要的參數是不可忽略的。光催化對比于經典催化的區別在于它們的熱力學性質不同，光催化過程不是由熱激發的，而是由特定能量的光子激發的。經典催化過程是催化劑通過改變反應的中間狀態來降低反應的活化能，從而使得具有負吉布斯能量變化的反應加速自發進行，即經典催化僅限于熱力學上可能發生的反應[14]。

溫度與催化劑表面的傳質過程有很大的關系，給定條件的三個解吸與吸附的過程，其控制著整體反應速率：①當解吸是限速過程時，溫度升高會降低反應速率；②當吸附是限速過程時，溫度升高會增加反應速率；③當解吸和吸附均不為限速過程時，溫度存在一個最佳值使得反應物的吸附和反應產物的解吸達到平衡，反應速率最高。VOCs 的吸附是一種放熱的現象，解吸是吸熱的現象，溫度的降低有利于吸附，較高的溫度有利于反應產物從催化劑表面解吸，吸附與解吸競爭控制著該溫度范圍內VOCs 的降解過程。Dursun 等[15]在三種不同的溫度下（120℃、150℃和180℃）進行氣相苯和甲苯的降解實驗。苯降解實驗中，120℃時平均降解效率最高，而150℃時最低；甲苯降解實驗中，120℃時平均降解效率最高，而180℃時最低。苯污染物降解效率受溫度升高的影響不大，而甲苯污染物隨著溫度的升高降解效率逐漸降低。Abbas 等[16]在20～80℃的不同溫度下進行活性測試。結果表明，將反應溫度從20℃提高至80℃會降低乙烯、丙烯和甲苯的降解率，20℃時降解率最高。高溫的狀態下可能會影響光催化進程，過高的熱量可能會使得VOCs 分子在光催化劑表面解吸并增加空穴和光生電子的復合率。

1.2.2 相對濕度

相對濕度對光催化過程中的影響是不可忽略的。在低濕度下，濕度對光催化反應的影響主要存在兩個過程：催化劑表面水分子與VOCs 分子之間的競爭過程[17]和水產生的自由基與VOCs 分子的反應過程。這兩個過程的平衡決定了濕度對光催化的影響是促進還是抑制。隨著濕度的進一步增加，催化劑表面形成的水膜[18]（機理見圖2）決定了VOCs向表面的質量傳遞，此時質量傳遞主導著光催化進程。

圖2 濕度增加過程中表面的H2O和VOCs的傳質機理圖

質量傳遞與VOCs 分子的親水性和疏水性特征有著極大的關聯，往往親水性較強的VOCs 的降解率受濕度水平升高的影響不大。張金輝[19]進行了雙組分VOCs 降解實驗，實驗結果發現甲苯的降解效率隨著相對濕度的增加呈現出降解效率先升高后降低的趨勢；乙醛的降解效率改變趨勢與甲苯相似，但降解效率變化幅度不大，整體表現為相對濕度的改變對乙醛降解效率影響不大。甲苯與乙醛雖有相似的改變趨勢，但甲苯的變化幅度顯著，原因是乙醛為親水性物質，甲苯為疏水性物質，隨著相對濕度的增加，疏水性物質則會受到排擠，水分子與甲苯競爭催化劑表面的吸附活性位點，從而表現出高濕度環境下隨著相對濕度的增加、降解率下降的現象。張興惠等[20]進行了氣相二甲苯的降解實驗。當相對濕度為50%時，降解率達到最大值85.5%，而當相對濕度增加或降低時均會導致光催化降解率下降。Rao 等[21]通過乙醛、乙烯和鄰二甲苯三種混合污染物的吸附與降解實驗發現：①乙烯的吸附容量最低，乙醛的吸附容量最高，鄰二甲苯居中；②乙烯的降解率僅有22.4%，遠遠低于乙醛的99.2%。由于乙烯的吸附能力較差，其競爭活性位點的能力遠不如乙醛，故其污染物混合物中乙烯的降解能力較差。親水性分子往往呈現出降解率受濕度影響較小的趨勢，而疏水性分子在高相對濕度下受到的抑制作用比較明顯。

如果反應過程中水分含量過低，會降低TiO2的催化活性，在進行氣相污染物的降解過程中，水的存在是維持催化劑活性的必要條件。Bellè等[22]進行了氣相甲苯的開式循環降解實驗，設置了三組相對濕度變量25%、50%和75%，經過長時間降解后，濕度為25%的降解率逐漸下降，90min時降解率為0，即此時的催化劑失活，分析其原因是催化劑上吸附水可能會延緩苯、甲醛等副產物在催化劑表面的積累，從而阻礙其脫活。

無水環境下，氣相有機物光催化降解反應同樣可以進行[23]。Chen等[24]通過設置了三種不同的濕度環境（RH=25%的潮濕環境、干燥空氣環境和氮氣環境），發現潮濕環境下降解率僅略微高于其余兩種環境的降解率?？梢岳斫鉃榭昭ㄖ苯訉ξ廴疚镞M行了氧化，SnO2的VB 邊緣電位3.6eV 遠高于苯的氧化電位，光致空穴的俘獲劑不再是水，而是污染物本身。

1.2.3 初始氣體濃度

初始氣體濃度也是影響光催化效率的一個關鍵因素。初始氣體濃度較低時，催化劑表面的吸附活性位點還未達到飽和，濃度的增加可提高VOCs 占據吸附活性位點的數量，從而提高VOCs 的降解速率，當催化劑表面的活性位點數目利用達到飽和時，此時的VOCs 降解速率達到最高。氣體濃度繼續加大，則其效率會降低。據文獻[25]報道，當濃度過高時，由于其存在遮掩作用使得催化劑吸收光子的能力有限，降低有效光子的總吸收速率。對于影響機制，還存在另一種說法，高濃度的氣體會吸收或散射催化劑表面的光，從而阻止催化劑吸收光，進而降低光催化降解效率。Rao 等[21]的乙醛降解實驗證明了上述說法。

在杜晶晶等[26]的苯降解實驗和He等[27]的甲醛降解實驗中均存在一個最佳濃度值，低于或高于此濃度均會導致降解率的下降。Bellè等[22]通過改變了光催化反應器入口處甲苯氣體的濃度來評估濃度對光催化反應的影響，設置了三組濃度值82.14mg/m3、143.75mg/m3和328.57mg/m3，前2min內降解率能維持在62%、58%和58%，在后續的30min 內濃度值為82.14mg/m3、143.75mg/m3的降解率逐漸下降，濃度值為328.57mg/m3的降解率則是持續降低。由于其濃度值的增加，光催化期間產生的·OH 數量不足以滿足催化劑表面形成和吸附的副產物，導致了催化劑表面快速完全飽和，使得降解率下降。

在低濃度的氛圍時，隨著VOCs 濃度的增加反應速率逐漸增加。由于低濃度氛圍下光催化過程中催化劑的活性位點未被占滿，增加的降解量受初始濃度變化的影響很大。因此，整體過程呈現的是隨著VOCs 濃度增加而降解率也增加。在高濃度氛圍下的降解過程中，隨著初始濃度的增加VOCs 反應速率是逐漸增加的，但增加的降解量受初始濃度變化的影響不大，因此整體過程呈現的是降解率下降。

1.2.4 氧濃度

在光催化降解VOCs 中，氧通常以超過VOCs濃度而大量的存在，并且它可以作為電子受體起反應物作用[28]。在朱瑜瑜[29]的甲苯降解實驗中發現，O2體積分數由10%提升至20%的過程中，降解效果與O2濃度成正相關，當O2體積分數增加至25%時，甲苯降解率下降。這是因為O2濃度的增加，由氧衍生的自由基數量增加，為催化劑表面VOCs吸附與反應過程中提供充足的活性自由基，提高了甲苯降解率。但過量的氧也會與VOCs 競爭吸附位點，從而使得降解率下降。

反應體系中氧的來源不僅僅只有氧氣，有些學者還以臭氧作為氧源進行光催化研究。Borges Ribeiro等[30]利用臭氧環境下進行甲苯的光催化降解反應，當O3濃度為96.6mg/L 時，最高降解率達到了92.4%。臭氧具有更高的電子親和力[31]，減少電子空穴對的復合。衛鵬[32]進行了臭氧協同光催化降解氣相己烷實驗。通過測定，·OH和·O-2濃度均增加，其中·O-2比·OH增加比例高，大幅度提高了催化劑催化活性。過量的臭氧也會抑制VOCs 的降解，Shen等[33]的三氯乙烯降解實驗中可發現，一定濃度的O3可以促進三氯乙烯的降解率，但過量的O3會使降解率下降。過量的臭氧會與·OH 反應，抑制三氯乙烯的降解。

1.2.5 氣體流速

氣體流速同樣也是VOCs 光催化氧化的關鍵因素。氣流速度過高，會減少VOCs 在光催化反應器內部的停留時間，降低VOCs 的降解率。降低氣流速度時，可以使得被吸附在催化劑表面的VOCs 與活性自由基反應時間增加，進而提高降解率[34]。但較低的氣流速度會使得反應后的VOCs 無法克服催化劑表面的傳質阻力，導致表面解吸率降低，無法及時吸附未反應的VOCs，進而降低了降解率。

Rao 等[21]以氣態乙醛作為目標污染物，氣體流速設置變量為20cm3/min 到80cm3/min（標況下）。實驗結果表明，光催化的降解率從99.2%下降到20.6%，降解速率從0.065min-1到0.050min-1。Bellè等[22]進行了氣相甲苯的降解實驗，設置了四種流速（75L/h、150L/h、225L/h 和300L/h，標況下）。實驗發現2min 內降解率分別為66%、71%、70%和51%，但循環運轉30min后，75L/h（標況下）流速狀態下的降解率增加至90%，其余流速狀態的降解率均略微下降。低流速狀態下，有利于副產物的吸附降解與解吸，同時低流速狀態下氣體分子停留時間增加，確保了甲苯氣體分子與催化劑表面的接觸時間更長。張興惠等[20]進行了氣相二甲苯的降解實驗，綜合考慮了吸附與降解之間的平衡關系，實驗得到0.3m/s為最佳風速條件。

基于對各種影響因素的研究，本文總結了近五年的氣態污染物光催化降解實驗（見表1）。每個光催化實驗中均存在多種實驗條件變量，例如實驗1，實驗中涉及需要處理的污染物種類為苯、甲苯，其所用的催化劑類型為Ag/TiO2。該學者重點對濕度條件與溫度條件變量進行研究。當濕度由25%增至50%時，苯和甲苯的降解率幾乎不變，因此對降解趨勢無明顯影響，兩種濕度均適合在UVC 照射下去除這些污染物。溫度條件設置為120℃、150℃和180℃，實驗結果表明，甲苯的降解率隨著溫度的升高逐漸下降，苯的降解率隨著溫度的升高先下降后增加。因此溫度的升高對甲苯的降解趨勢為抑制，對苯的降解率為先抑制后促進，雖從150℃增至180℃存在促進效果，但總體表明溫度的升高不利于光催化降解。

表1 光催化實驗中實驗變量對氣態污染物降解趨勢的影響

2 光催化協同電化學技術

光催化協同電化學技術（electrochemistry，EC）成為近幾年研究的新熱點之一，本節將針對PEC反應體系降解工業廢氣中典型氣相污染物的機理和影響參數進行論述。

2.1 EC技術概述

在電場作用下，電極表面發生電子轉移反應，而電極表面本身并不發生化學作用，其中發生的電子轉移反應即為電化學催化反應。電化學催化反應又分為直接電化學氧化和間接電化學氧化。如圖3所示，直接電化學氧化為污染物直接在陽極表面失去電子并生成無毒無害的物質，間接電化學氧化是利用電化學反應生成的氧化劑與污染物進行反應并生成無毒無害的物質。

圖3 直接電化學氧化與間接電化學氧化示意圖

2.2 PEC協同技術的機理

PEC 協同技術是在PC 技術基礎上外加電壓形成的，體系中的電極可作為光催化劑的載體。如圖4所示，將光催化劑負載到能夠導電的電極上，同時，將負載后的電極作為工作電極，采用外加偏壓的方法迫使光生電子向對電極移動，從而迫使電子空穴對分離[11]。Liu 等[51]利用了另外一種協同方法，直接在催化劑表面施加電流回路，如圖5所示，光生電子在外加電場的作用下與空穴分離，留下空穴與催化劑表面的H2O或VOCs進行反應。

圖4 PEC協同技術機理圖

圖5 PC基礎上施加電場機理圖[51]

2.3 PEC 協同技術降解典型氣相污染物的影響參數

由于PEC 體系比PC 體系僅增加電場這一要素[52]，故本節對工藝參數的影響不作介紹。PEC體系關注的問題是如何增強電子空穴對的分離效率。針對此問題，本節重點對外加偏壓進行介紹，為VOCs降解流程中PC體系外加偏壓類型與大小提供參考性意見。

2.3.1 外加偏壓

PEC 反應體系中，外部施加偏壓（電壓和電流）對反應體系有重要作用。在外加電壓的作用下，能夠有效促進PC 反應體系中光生電子與空穴的分離，增加PC 反應體系中空穴的壽命。但隨著偏壓的不斷增大，副反應速率也會增大，從而導致降解率下降[53]。一般來說，對于不同的實驗條件，氣相PEC 反應體系施加的偏壓是不同的，大多數反應器中電解質為液體電解質，而采用固體電解質時，一般需要極高的偏置電壓才能提高效率[54]。

Ye 課題組[55]設計了全固體狀態的PEC 反應器用于乙烯氣體的降解，采用Nafion?324膜作為固體電解質，TiO2/ACF-Pt 作為光陽極，TiO2/ACF 作為光陰極，實驗結果得到47.5V偏壓所對應的降解率最高，當偏壓高于47.5V時，降解率降低主要是由于Pt 發生了電化學反應。Ye 課題組[56]后續以直流脈沖方波電壓為變量，通過改變電壓的各項參數并結合二次旋轉正交實驗確定了最佳電壓為64.65V，占空比為55.79%，頻率為358.36Hz。Dai 等[54]設計了基于液相電解質的氣相PEC 反應器，以TiO2-NR/FTO 作為光陽極，Pt 作為對電極，當光照射并施以偏壓時，光生電子迅速從空穴處分離并流向對電極，在工作電極留下空穴來氧化NO，實驗得到最佳偏壓值為0.3V，降解率可達80%。Wang 等[57]將R-WO3/TNT 材料制作成網狀物并設計了管道反應器用于VOCs的降解，反應器內設置了24個光電管，光電管通過連接直流電源施加的1.0V的偏置。反應器的氣體流速為1.6m/min，污染物停留時間可達到11.2s，在外部偏置情況下，R-WO3/TNT 對甲苯氣體的降解率達到71%，對異丙醇和乙醇氣體的降解率可達90%。Yan 等[58]通過水熱法制備了光催化材料Co-MoS2，并將其涂抹在不銹鋼網上，構建了光電催化燃料電池，以不銹鋼網作為陰極，Cu金屬棒插入電解液中作為陽極，將兩個電極密封在膜組件中，并加以光照，設計了封閉式反應器用于降解三甲胺氣體。外電路的電阻值設置為10Ω，通過對比PC 體系、EC 體系和PEC 體系的降解能力，經實驗證明該PEC 系統可以有效地降解三甲胺氣體，并且Co-MoS2催化劑可經濟高效并重復使用。Nie等[59]設計了石英圓柱形反應器，以負載Pt/TiO2-ZnO 的不銹鋼網為光陰極，銅為陽極，電解質為KOH溶液。對比了EC和PEC體系的催化性能，EC體系中，通過改變外電路變阻器的阻值的大小，當阻值為400Ω 時，內外電路阻值相同，即電流最大，電子轉移速率最大，該EC 催化活性最高；PEC 體系中，200Ω 和600Ω 對應的降解效率最大，原因是，催化劑表面具有更高的電流密度或更高的電位偏置能夠有效提高催化劑的催化活性。PEC體系回路電流密度總是大于EC 體系，有光照下的電子流比沒有光的電子流大，即PC與EC的協同作用明顯。

另一種的PEC 協同技術形式上不采用電解質，對比于采用電解質形式的PEC 反應體系所需要的高電位偏置，該協同方式在低偏置電壓下即可實現光生電子空穴對的有效分離。Liu 等[51]利用復合TiO2/WO3材料進行丙酮的催化實驗，當TiO2接受光照后，光生電子轉移至CB 更低的WO3，通過在回路中施加低電位偏置，電子更容易通過WO3驅動到外部電路，防止電子和空穴的快速復合。實驗結果表明，施加偏置電壓的PEC 體系比PC 體系具有更高的丙酮降解率。Dong 等[60]合成了Fe2O3/TiO2復合納米催化劑，將其制成玻璃纖維過濾器并由兩塊網板夾在中間，對兩塊網板施加DC 直流電壓，通過調整兩個網板之間的距離改變電場強度。實驗表明，HCHO 降解效率隨著電場強度的增加而提高，當電場強度為7500V/m時，其對應的降解率最高可達90%。

2.3.2 其他影響因素

PEC反應體系還存在著其他影響因素，例如液體電解質的種類與濃度、pH和電子接受劑等[23]。

電解質溶液在體系中起到聯通電路的作用，需要良好的離子電導率。聶成[61]利用質子交換膜將系統分成兩室，一室為電解質溶液，銅絲插入電解質溶液中，另一室用于接觸氣相污染物并放有自然燈光。其探究了不同電解質對光電耦合系統的影響，對比發現0.5mol/L的K2SO4降解效果明顯高于1mol/L的NaCl。究其原因，可能是NaCl 電解液更容易導致銅電極的腐蝕，進而影響了PEC 體系的電流。Lyu 等[62]采用Na2SO4作為電解質溶液，研究發現，隨著電解質溶液的濃度增加，可以提高溶液的電導率，加速電解液中離子的遷移，提高了活性自由基產生量，但電解質濃度過高會與活性自由基反應，進而降低光催化降解速率。

液體的pH 主要影響溶液中催化劑表面的電荷性質和表面的吸附行為，針對不同的污染物降解反應體系，相應的最佳pH 范圍也不同。王海燕等[63]探究了不同電解質對應的最佳pH 相應范圍，實驗結果表明，以Na2SO4為電解質時最佳初始pH 為5.6，以NaCl 為電解質時最佳初始pH 為9.8。從動力學觀點考慮，pH 增加，氫氧根含量增加，從而結合空穴的效率增加，提高羥基自由基的數量。SO2-4比 Cl-空間位阻大, 影響了催化劑表面對氫氧根的吸附，因而以NaCl為電解質時, 氫氧根被催化劑表面吸附的量比Na2SO4多。

傳統的PC 體系中電子接受劑為氧物質，但在PEC體系中，氫離子也可以作為電子接受劑，能夠在陰極附近產生氫氣。電子接受劑影響著電子分離轉移效率，從而影響了光生電子空穴對的分離效率。吳毅杰[64]將m-WO3/Mn3O4-1.5/NGR-2材料制成電極，通過光電流測試發現，光電流密度相較于m-WO3/Mn3O4材料提升了接近兩倍，NGR可以作為良好的電子接受體和轉移體，能夠有效地增加電子分離轉移效率。

基于液體電解質的PEC 體系實現工業化仍有一些難度，其中有一些不可避免的缺點。例如，廢氣VOCs 需要進行持續且高效的降解，降解過程中難免會對液體電解質造成污染從而導致催化劑失活。未來，全固體狀態PEC 反應體系和施加均勻電場PEC 反應體系的研究或許能進一步推動PEC在工業廢氣降解領域的發展。

3 結語與展望

本文對目前PC/PEC 處理VOCs 的研究進行了綜述，概述了PC 中不同因素（溫度、相對濕度、初始濃度、氧濃度和氣體流速）和PEC 中外加偏壓以及其他影響因素對其研究的影響，從機理與實驗結果展開描述，通過對近幾年針對氣相污染物降解的工藝參數影響以及各參數影響機理進行總結，得到如下結論。

（1）溫度主要影響著催化劑表面污染物的吸附與解吸。相對濕度主要影響著催化劑表面活性位點的吸附競爭，但由于催化劑本身的特性，對各種濕度水平具有不同的響應。氣體濃度主要受催化劑表面活性位點限制，當活性位點達到飽和時，降解速率達到最大。作為電子受體的氧，濃度增加能夠提高降解率，但濃度過高時也會作為活性位點的主要競爭者。氣體流速則是影響VOCs 在催化劑表面的停留時間，但流速過低會導致其無法克服傳質阻力。

（2）反應體系工藝參數影響的研究對工藝流程預處理段的設計與優化具有重大的指導意義。進入催化反應器前的氣體需經預處理，處理后的氣體適應于反應器最佳處理溫度，反應體系的溫度太高不利于提高降解效率，則可在催化反應器的前端加裝換熱器以降低VOCs 氣體的溫度；相對濕度未達到最佳值可以在反應器前端加裝加濕器或減濕器；氣體濃度過高，則可以通過稀釋氣體達到一個適宜的濃度范圍；反應體系的氧濃度過低，可以將其與新風混合后通入催化反應器；氣體流速也可以基于催化反應器最佳降解率時的流速進行選擇。基于目前對于工藝參數影響的研究，光/光電催化工藝流程的設計與優化將會在降解效率與系統能耗之間更加平衡。

基于上述總結，進行了如下展望。

（1）目前針對反應器內部的氣體流動分析還較少，氣體的流動狀態參數對催化劑表面的吸附與解吸影響較大，未來應針對反應器內部流場設計和催化劑表面的VOCs 傳質進行著重分析，對于反應器內部結構設計與優化具有重大意義。

（2）光催化與光電催化研究大多數基于室溫狀態下進行，對于高溫狀態的研究較少，未來更多的研究應放在與工業廢氣相契合的溫度范圍開展研究。

（3）固體電解質相較于液體電解質施加的偏壓過高，對于功耗問題的相關研究較少，未來應針對功耗與催化效率之間的平衡問題開展研究。

（4）盡管目前已經開發了許多光催化/光電催化反應器，但大多數處于實驗階段，實現工業化仍有很大的阻礙，比如投資成本過高、操作程序復雜等，未來應著重針對工業化設計出簡潔且高效的催化反應器。