盐助溶液燃烧法制备MnFe2O4催化过一硫酸盐降解双酚A

岳敏，王璟，韩玉泽，张萍

（1 山东省水环境污染控制与资源化重点实验室，山东大学环境科学与工程学院，山东青岛266237；2《山东大学学报（哲社版）》编辑部，山东济南250100；3山东城市建设职业学院，山东济南250103）

引 言

药物及个人护理品（PPCPs）污染物具有环境流动性、持久性和生物聚集性等特点，不仅破坏生态平衡和生物多样性，而且对人体有致癌、致畸、致突变等潜在危害，其中双酚A（bisphenol A，BPA）是一种广泛存在于人类日常生活中的典型PPCPs类污染物。双酚A是2,2-二(4-羟基苯基)丙烷的俗称，化学式为C15H16O2，是一种有机化工合成原料，也是内分泌干扰物，对生物体的生殖系统、神经系统、免疫系统等均具有毒性作用。水中双酚A的处理方法包括物理法、生物法和高级氧化法等，其中高级氧化法由于其经济、高效等优点而成为国内外学者研究的热点[1-5]。

基于硫酸根自由基（SO4-·）的活化过硫酸盐高级氧化技术适用pH 范围广，自由基半衰期较·OH更长，反应效率更高，能处理包括抗氧化能力极强的全氟辛酸在内的多种有机污染物，在工业废水（甚至是高盐废水）处理领域具有广阔的应用前景[6]。

硫酸根自由基产生于过硫酸盐，过硫酸盐是一类常见的氧化剂，常用的是过一硫酸盐（peroxymonosulfate，PMS）。PMS 是由一分子硫酸氢钾（KHSO4）、两分子过一氧硫酸氢钾（KHSO5）和一分子硫酸钾（K2SO4）三种盐组成的复合盐，其活性物质为过一硫酸氢钾。PMS 是一种不对称结构，可看作一个SO3-取代了HOOH 中的一个H，这种独特的结构特点使得PMS更容易被激发活化。

对于以过硫酸盐为氧化剂的高级氧化，一直以来研究者们都致力于寻找强有效的活化手段，铁或铁改性催化剂[7-8]及其他过渡金属活化[9-10]、紫外光（UV）[11-12]及光电催化[13]活化、超声活化[14]、微波活化[15]、热活化[16]、活性炭及其衍生材料活化[17-18]，以及各种活化手段复合技术[6]。目前，开发简单易得、高效、可重复利用的催化剂是降低该技术使用成本的有效手段。

铁酸锰（MnFe2O4）因具有磁性易回收，常用作激发硫酸根自由基的催化剂。目前的制备方法，主要有固相烧结法、化学共沉淀法、水（溶剂）热法、溶胶-凝胶法、溶液燃烧法[19-20]以及盐助溶液燃烧法[20]等。

盐助溶液燃烧法制备催化剂[21]，利用燃烧反应短时间内放出大量的热量，导致反应体系温度瞬间升高，当温度超过盐的熔点时，原位完成盐析过程，自发地形成一层薄壳，包裹在纳米粒子表面，当温度快速冷却后，冷冻盐基质不再移动，盐壳包覆的金属氧化物纳米颗粒被封闭[22]在基质中，有效地防止了纳米颗粒产物的团聚，同时也可能使产物的比表面积增加。之后通过洗涤和干燥等手段去除可溶性盐，获得分散性良好的金属氧化物纳米粒子。

本论文通过盐助溶液燃烧法制备出分散性好、高比表面积的磁性铁酸锰（MnFe2O4）催化剂，催化过硫酸氢钾（PMS）产生硫酸根自由基等活性物质以氧化水中的双酚A，考察了MnFe2O4/PMS体系对双酚A的降解效果。

1 实验材料和方法

1.1 铁酸锰的制备

1.1.1 制备原理 采用盐助溶液燃烧法制备铁酸锰，以硝酸铁固体和50%硝酸锰溶液为原料，柠檬酸（citric acid，CA）为燃料，三者在水中溶解完全后加入惰性盐NaCl，待溶解完全后，置于马弗炉中燃烧，得到产物MnFe2O4。整个过程的反应如式（1）所示：

本 反 应 为 氧 化 还 原 反 应，Fe(NO3)3·9H2O 和Mn(NO3)2为氧化剂，C6H8O7·H2O作还原剂，NaCl不参与反应。柠檬酸的化学计量数根据Ianoş等[20,23]提出的方法计算而得，并且根据式（1）得柠檬酸与硝酸根的计量比为CA/NO3-=0.28。

1.1.2 制备过程 MnFe2O4的制备流程参考Li 等[24]提出的方法，并在此基础上加以改进。制备流程图如图1所示。

图1 MnFe2O4制备流程示意图Fig.1 Schematic diagram of MnFe2O4 preparation process

取 4.04 g Fe(NO3)3·9H2O 和 1.160 ml 50%Mn(NO3)2溶液于烧杯中，用尽量少的水溶解。待完全溶解后加入2.3536 g 的柠檬酸（CA），待CA 溶解完全后得到CA-硝酸盐溶液[图2(a)]。向溶液中加入0.8766 g NaCl（NaCl 与金属离子物质的量之比为1∶1），完全溶解后用氨水调溶液pH至7.0，得到前体溶液[图2(b)]。将前体溶液置于预热至300℃的马弗炉中1 h，完全燃烧后得到蓬松状产物MnFe2O4[图2(c)]。将所得产物研磨后用去离子水洗涤至少3 遍，然后置于80℃烘箱中干燥8 h 至完全干燥。干燥后研磨回收得到所需MnFe2O4粉末。盐助溶液燃烧法制得的产物记为MnFe2O4(SSCS)。另外，制备一份前体溶液中不添加NaCl 的MnFe2O4，方法和操作步骤同上，所得产物记为MnFe2O4(SCS)。

1.2 催化剂的表征

1.2.1 X 射线衍射分析（XRD） 制得的样品使用Rigaku D/MAX-rA 型X 射线衍射仪进行连续扫描测试，测试条件为：辐射源为Cu 靶Kα辐射线（λ=1.5405 Å,1 Å=0.1 nm），工作电压为40 kV，工作电流为40 mA，衍射采样角度为10°～80°，扫描速率为2(°)/min，扫描步宽0.02°，测试在室温下进行。根据所得XRD 谱图，与JCPDS 标准卡片进行比对以确定样品的晶体结构和种类。

1.2.2 透射电镜分析（TEM） 使用JEOL 日本电子JEM-1011 型透射电子显微镜观察样品，利用场将电子束平行透射于样品上，观察制得材料的形貌。

1.2.3 比表面积分析（BET） 使用北京精微高博科学技术有限公司的BK122T-B 型比表面及孔隙度分析仪测定样品的比表面积和孔隙特征等信息。实验中采用真空法测定，吸附标准气体为高纯度N2，测试环境为液氮环境。测试前将样品置于200℃、80 kPa下处理60 min。所制备催化剂的比表面积通过BET 法计算而得；孔径分布则根据脱附支线通过BJH法计算而得[19]。

1.3 双酚A的催化降解实验

1.3.1 双酚A溶液的配制 实验所用双酚A溶液浓度为25 mg/L。用分析天平称取0.0250 g 双酚A 于250 ml烧杯中，加入适量去离子水，超声分散20 min得到双酚A 的悬浊液。将悬浊液转移到1000 ml 容量瓶中，定容至1000 ml 刻度线。然后，放入磁力搅拌子，在磁力搅拌条件下搅拌12 h 至双酚A 完全溶解，得到透明的浓度为25 mg/L的双酚A储备液。

1.3.2 双酚A 的催化降解实验 本研究以25 mg/L的双酚A 溶液为目标降解物，将一定量的MnFe2O4催化剂加入到100 ml 双酚A 溶液中，待催化剂分散均匀后，加入一定量的过一硫酸氢钾（PMS），在一定的时间间隔（0、5、10、15、20、30、40、50、60 min）进行取样，每次取样2 ml，向样品中加入2 ml的甲醇以终止反应，然后通过0.22 μm 微孔滤膜后，采用高效液相色谱法（HPLC）测定溶液中双酚A浓度。

1.3.3 MnFe2O4催化剂循环利用实验 循环利用实验操作基本同1.3.2 节，每批次实验时间为90 min，取样时间设为0、10、20、30、50、70和90 min。双酚A降解实验结束后，使用磁铁将溶液中剩余的MnFe2O4催化剂从溶液中分离，分别用乙醇和去离子水洗涤3 次后，放入烘箱80℃下干燥8 h，完全干燥后研磨回收以备下次使用。

图2 MnFe2O4的制备过程实物图Fig.2 Pictures of MnFe2O4 preparation process

1.3.4 双酚A 浓度分析方法 双酚A 的浓度由Shimadzu 公司LC-20AT 型高效液相色谱仪进行测定。色谱柱为WondaSil C18-WR 5μm (4.6 mm×250 mm)；采取手动进样，进样量为20 μl；使用甲醇-高纯水作为流动相，体积比为7∶3，流速为1.0 ml/min；检测器为SPD-20A 型紫外检测器，检测波长为278 nm；在此条件下测得双酚A的保留时间为7.50 min。

1.3.5 中间产物检测方法 采用赛默飞世尔LCQFleet 型号的质谱仪检测双酚A 降解过程中产生的中间体，进而推测降解路径。质谱仪采用ESI 离子源和离子肼质量分析器，在负离子模式下进行扫描，质荷比m/z范围为50～400。

1.3.6 总有机碳测定 利用总有机碳分析仪测定目标污染物催化降解过程中的矿化程度。分别在反应开始后0、10、20、40、60 min 取样，用甲醇淬灭并稀释后测样，所得数据扣除甲醇的TOC 含量即为目标污染物的TOC。

2 实验结果与讨论

2.1 催化剂表征

2.1.1 XRD 分析 从图3 XRD 谱线可知，两组样品均在2θ=29.71°，34.98°，42.53°，56.20°和61.66°出现特征衍射峰，与MnFe2O4的标准卡片JCPDS#10-0319相符合，分别对应MnFe2O4的(220)，(311)，(400)，(511)和(440)晶面，两种样品均属于尖晶石型金属氧化物[25]。

图3 MnFe2O4样品的XRD谱图Fig.3 XRD patterns of MnFe2O4 sample

MnFe2O4(SCS)的特征峰强度大且峰宽狭窄，说明MnFe2O4(SCS)的晶型结构发育比较好；制备过程中添加NaCl 的产物MnFe2O4(SSCS)的谱线特征峰强度变弱且峰宽变大，说明晶体的结晶程度不如MnFe2O4(SCS)好。另外，由于MnFe2O4(SSCS)峰宽较大，根据Scherrer 公式d=0.89λ/Bcosθ，推测盐助溶液燃烧法制备的MnFe2O4的粒径更小，拥有更大的比表面积，存在更多的催化反应活性位点。

2.1.2 TEM 分析 图4 为MnFe2O4(SSCS)和MnFe2O4(SCS)的透射电镜图。如图4（b）所示，不添加NaCl的MnFe2O4（SCS）样品颗粒比较均匀，粒径较大，且略有团聚现象。从图4（a）可观察到添加NaCl 后的MnFe2O4(SSCS)样品具有纳米球状结构，粒径明显变小，意味着催化剂的比表面积变大，从而利于催化反应的进行。

图4 MnFe2O4的TEM图Fig.4 TEM images of MnFe2O4 samples

2.1.3 BET 分析 MnFe2O4(SCS)的BET 比表面积为10.759 m2/g,由BJH 法算得孔体积为0.095 cm3/g,平均孔径为35.186 nm;MnFe2O4(SSCS)的BET 比表面积为95.793 m2/g,BJH 法算得孔体积为0.367 cm3/g,平均孔径为15.314 nm。与MnFe2O4(SCS)相比,MnFe2O4(SSCS)拥有更大的比表面积和孔体积,符合2.1.1 节的推测。溶液燃烧法制备过程中NaCl 的加入,使得产物的比表面积增加了9 倍,意味着MnFe2O4(SSCS)反应活性位点数目更多,催化性能更好。

图5 为MnFe2O4(SCS)的N2吸附-脱附等温线和孔径分布曲线。图6 为MnFe2O4(SSCS)的N2吸附-脱附等温线和孔径分布曲线。

MnFe2O4(SCS)和MnFe2O4(SSCS)的氮气吸附-脱附曲线均属于国际纯粹化学与应用联合会IUPAC定义的Ⅳ型等温吸附线,属于介孔材料。由图5(b)和图6(b)可知,MnFe2O4(SCS)和MnFe2O4(SSCS)的孔径分布比较狭窄,MnFe2O4(SCS)的最可几孔径为3.616 nm,MnFe2O4(SSCS)的最可几孔径为3.697 nm。

图6 MnFe2O4(SSCS)的N2吸附-脱附等温线和孔径分布曲线Fig.6 N2adsorption and desorption isotherm and pore size distribution curve of MnFe2O4(SSCS)

由XRD、TEM 和BET 分析结果可知,MnFe2O4(SSCS)具有更小的粒径和更大的比表面积, 从而可以为活化PMS提供更多活性位点。

2.2 双酚A降解实验

2.2.1 MnFe2O4对双酚A 的催化降解行为 在本实验中，MnFe2O4(SSCS)和MnFe2O4(SCS)催化剂添加量均为0.3 g/L，PMS 添加量为0.3 mmol/L，观察在相同条件下不同催化剂对双酚A 的降解行为，结果如图7 所示。MnFe2O4(SSCS)和MnFe2O4(SCS)催化剂均能有效催化PMS 降解双酚A，二者在60 min 内对双酚A 的去除率分别为99.3%和91.0%。从降解曲线上来看，MnFe2O4(SSCS)比MnFe2O4(SCS)催化反应速率更快。MnFe2O4(SSCS)参与的催化反应中双酚A 的去除率和反应速率比MnFe2O4(SCS)高，证明利用盐助溶液燃烧法制备的MnFe2O4(SSCS)催化剂具有更多活性位点，符合2.1 节所得结论。因此选用MnFe2O4(SSCS)催化剂，展开以下对双酚A 降解的一系列研究。

图7 催化剂种类对双酚A降解效果的影响Fig.7 Effect of catalyst types on bisphenol A degradation

2.2.2 MnFe2O4催化剂投加量的影响 图8 为不同MnFe2O4(SSCS)催化剂投加量对双酚A 降解效果曲线。本组实验中,过一硫酸氢盐(PMS)的投加量为0.3 mmol/L,温度为室温,考察了MnFe2O4在投加量为0、0.1、0.3 和0.5 g/L 时 对25 mg/L 双 酚A 的 去 除效果。

图8 MnFe2O4催化剂投加量对双酚A降解效果的影响Fig.8 Effect of MnFe2O4 catalyst dosage on bisphenol A degradation

由图可知,随着MnFe2O4催化体系中催化剂MnFe2O4的增加,双酚A 的去除效率随之增加。当MnFe2O4投加量为0 即仅加入PMS 时,溶液中双酚A微量减少,60 min 去除率仅为9.1%,因为PMS 本身具有氧化性,可降解污染物;当MnFe2O4投加量为0.1 g/L 时,60 min 时双酚A 的去除率可达55.2%;当MnFe2O4投加量增加到0.3 g/L 时,60 min 时双酚A 的去除率增加到99.3%;当催化剂用量继续增加到0.5 g/L 时,降解反应速率更快,30 min 时双酚A 去除率达到97.2%,60 min 时双酚A 已完全降解。催化剂的投加量越大,所提供的催化活性位点越多,所以催化降解反应速率越快。

2.2.3 PMS 投加量的影响 图9 为不同PMS 投加量对双酚A 降解效果曲线。本组实验中,MnFe2O4的投加量为0.3 g/L,温度为室温,考察了PMS 在投加量为0、0.1、0.3、0.5和1 mmol/L 时对25 mg/L 双酚A的去除效果。

由图可知，当PMS 投加量为0 即体系中仅有催化剂MnFe2O4时，60 min 时双酚A 的去除率为5.9%，这是由于MnFe2O4的吸附作用引起的。与催化降解反应相比，吸附作用对于双酚A的去除率作用很小。PMS 投加量由0.1 mmol/L 增加到0.3 mmol/L 时，双酚A 的降解率由55.2%增加到99.3%，0.3 mmol/L 时反应速率最快。PMS 增加到0.5 mmol/L 时，双酚A的降解率稍有降低，为97.8%。PMS 继续增大到1 mmol/L 时，双酚A 的降解率为86.2%，PMS 对双酚A的降解起到抑制作用。当PMS 投加量过多时，溶液中存在大量的HSO5-，HSO5-会起到自由基捕获剂的作用，与体系中可能存在的·OH 和SO4-·反应，分别生成低活性的SO5-·和SO42-[26]，导致催化反应速率降低。

图9 PMS投加量对双酚A降解效果的影响Fig.9 Effect of PMS dosage on bisphenol A degradation

2.2.4 溶液初始pH 的影响 图10 为溶液初始pH对双酚A 降解效果的影响。实验探究了MnFe2O4投加量为0.3 g/L，PMS 投加量为0.3 mmol/L 条件下，溶液初始pH=3.0、5.0、7.0、9.0、11.0 时双酚A 的降解效果。溶液初始pH 是使用0.1 mol/L HCl 和0.1 mol/L NaOH 调节的。从图10 中可以看出，随着溶液初始pH 的增大，双酚A 的降解速率随之增大。不同pH下60 min 双酚A 降解速率排序为pH 3.0＜pH 5.0＜pHN＜pH 7.0＜pH 9.0＜pH 11.0（pHN表示双酚A溶液的原始pH，pHN=6.7）。

图10 溶液初始pH对双酚A降解效果的影响Fig.10 Effect of initial pH of solution on degradation of bisphenol A

MnFe2O4活化PMS产生SO4-·的方法对溶液初始pH有较大的适用范围，在pH=5.0～11.0范围内对双酚A 的降解率均达到95.0%以上。SO4-·在酸性、中性和碱性环境下能稳定存在：酸性和中性条件下部分与水反应生成·OH[式（4）][27]；在强碱性环境下可转化成氧化性更强的·OH[式（5）][27]。强碱性环境下，SO4-·和·OH同时存在，因此双酚A在pH=11.0条件下快速降解，15 min去除率即可达到98.6%。

2.2.5 淬灭剂的影响 MnFe2O4/PMS 催化体系中可能存在SO4-·、·OH、·O2-和1O2等活性物质。乙醇与SO4-·和·OH 的反应速率[28]分别为(1.6～7.7)×109L/(mol·s)和(1.2～2.8)×109L/(mol·s)；叔丁醇与SO4-·和·OH 的反应速率[28]分别为(4.0～9.1)×105L/(mol·s)和(3.8～7.6)×108L/(mol·s)。p-BQ 和L-组氨酸则分别与·O2-和1O2具有较高的反应速率[29-30]。向催化体系中分别加入乙醇、叔丁醇、p-BQ 和L-组氨酸作为活性物质淬灭剂，通过对双酚A降解抑制作用的差异，可初步判断催化体系中起主要作用的活性物质种类。

图11 为MnFe2O4/PMS 催化体系中淬灭剂对双酚A 降解效果的影响曲线，其中：MnFe2O4=0.3 g/L，PMS=0.3 mmol/L，醇∶PMS=500∶1。由图可知，向MnFe2O4/PMS 催化体系中分别加入四种淬灭剂后，双酚A 的降解均受到一定抑制，加入L-组氨酸抑制效果更为明显，因此可初步判定，溶液中同时存在SO4-·、·OH、·O2-和1O2等活性物质，1O2是MnFe2O4/PMS催化降解双酚A的主要活性物种。

图11 淬灭剂对双酚A降解效果的影响Fig.11 Effect of quenching agent on degradation of bisphenol A

2.2.6 共存离子的影响 溶液中存在的阴离子会影响目标产物的降解。本文探究了Cl-、HCO3-和HPO42-的存在对双酚A 降解效果的影响，结果如图12～图14 所示。实验在MnFe2O4=0.3 g/L，PMS=0.3 mmol/L下进行。

图12 溶液中Cl-对双酚A降解效果的影响Fig.12 Effect of Cl-on degradation of bisphenol A

图13 溶液中HCO3-对双酚A降解效果的影响Fig.13 Effect of HCO3-on degradation of bisphenol A

图14 溶液中HPO42-对双酚A降解效果的影响Fig.14 Effect of HPO42-on degradation of bisphenol A

图12 体现了氯离子对双酚A 降解效果的影响。氯离子在低浓度（10 和30 mmol/L）时对双酚A 的降解有促进作用，随着氯离子浓度的增加，双酚A降解体现出抑制作用，当氯离子浓度为100 mmol/L 时，抑制作用最为明显，双酚A 的降解率由99.3%降到82.4%。溶液中的Cl-淬灭已产生的SO4-·，生成活性更低的自由基Cl·、Cl2-·和HOCl[28,31]，如式（6）～式（8）所示。

图13 显示了HCO3-对双酚A 降解效果的影响。由图可知，随着HCO3-浓度增大，双酚A 的降解受到抑制。当HCO3-浓度为10 mmol/L 时，对催化体系降解双酚A 无影响，当HCO3-浓度继续增大到30 和50 mmol/L 时，显示出了明显的抑制作用。当HCO3-浓度为50 mmol/L 时，双酚A 的降解率降至67.7%。HCO3-是自由基淬灭剂，对于·OH 和SO4-·都有较强的淬灭作用[32]，淬灭反应如式（9）、式（10）所示。

图14 显示了HPO42-对双酚A 降解效果的影响。由图可知，HPO42-浓度从0 依次增加到10、30 和50 mmol/L 时，对双酚A 的降解影响先表现为抑制作用，然后表现为促进作用。HPO42-浓度为10 和30 mmol/L 时，双酚A 降解率分别为95.2%和90.1%；HPO42-浓度增加到50 mmol/L 时，双酚A 的降解反应速率提高。这是由于低浓度的HPO42-与·OH生成氧化能力较弱、反应速率较慢的次生自由基，从而削弱了氧化作用[33]。

2.2.7 双酚A降解路径及中间产物 本实验中双酚A的降解过程中产生的中间产物及降解路径如图15所示，双酚A 中异丙基和苯环的连接处首先被SO4-·和·OH 攻击，形成苯酚、二苯酚和异丙基苯酚等中间物。其中异丙基苯酚被氧化为4-（1-羟基-1-甲基-乙基）-苯酚（HMEP），脱水生成对异丙烯基苯酚，对异丙烯基苯酚被SO4-·和·OH 攻击产生更小分子的苯酚，从而更易被氧化分解为CO2和H2O。另一方面二苯酚中的羟基基团较活跃，易被氧化为对苯二酮，从而实现了苯环的开环，使其更易降解。双酚A经历以上过程后实现彻底矿化。

图16 为双酚A 在MnFe2O4(SSCS)/PMS 体系中总有机碳随时间变化的过程,在60 min 内,双酚A 的TOC 去除率为34.9%,证明MnFe2O4(SSCS)/PMS 可以有效去除双酚A 及其降解过程中的副产物,实现部分双酚A 的矿化,但是大部分双酚A 最终被转化为了中间产物。

图15 双酚A的降解路径及中间产物Fig.15 Degradation path and intermediate of bisphenol A

图16 双酚A在MnFe2O4(SSCS)/PMS体系中TOC变化Fig.16 The TOC of bisphenol A in MnFe2O4(SSCS)/PMS

2.2.8 MnFe2O4催化剂的循环利用性 循环利用性是评价催化剂性能的一个重要指标。图17 为双酚A 降解实验中MnFe2O4(SSCS)催化剂的循环使用次数。从图中可以看出,MnFe2O4(SSCS)在第一、二、三次使用时,双酚A 的降解率分别为99.3%、99.0%和90.9%。MnFe2O4(SSCS)经过三次循环使用后,双酚A 的去除率仍保持在90.0%左右,说明MnFe2O4(SSCS)具有较好的重复利用性能。

3 结 论

本文使用（盐助）溶液燃烧法制备了MnFe2O4样品，并催化PMS降解双酚A，研究结果如下。

（1）MnFe2O4(SSCS) 和MnFe2O4(SCS) 均 具 有MnFe2O4的特征衍射峰，MnFe2O4(SSCS)具有更小的粒径和更大的比表面积，催化PMS 对双酚A 有更高的去除率。

图17 MnFe2O4催化剂的循环利用性Fig.17 Recycling of MnFe2O4 catalyst

（2）双酚A 的降解率随MnFe2O4(SSCS)投加量的增加而增加；由于过量的PMS 可淬灭SO4-·，随PMS投加量的增加，双酚A 的降解率呈现先促进后抑制的现象。

（3）当MnFe2O4(SSCS)=0.3 g/L，PMS=0.3 mmol/L时，60 min 双酚A 的降解率为99.3%；MnFe2O4(SSCS)催化PMS 对溶液的pH 有较大的适用范围，在溶液初始pH=5.0～11.0 范围内双酚A 可降解95.0%以上。

（4）MnFe2O4(SSCS)/PMS 体系中，发生自由基反应和非自由基反应，其中1O2是反应体系中的主要活性物质。

（5）溶液中的共存离子Cl-、HCO3-和HPO42-影响双酚A的降解。Cl-和HPO42-对双酚A的降解作用呈双重性，HCO3-对双酚A的降解呈现抑制作用。（6）苯环断裂和开环反应是双酚A 降解的主要路径，60 min内TOC去除率为34.9%。

（7）MnFe2O4在循环使用三次后，催化PMS 对双酚A降解率显著下降，但降解率仍在90.0%左右。