活性炭负载纳米二氧化钛及铁修饰改性对土壤砷的稳定化试验研究

李新丽，王志康，秦樊鑫*，李英菊，李刚

1. 贵州师范大学山地环境信息系统与生态环境保护重点实验室，贵州 贵阳 550001；2. 贵州民族大学生态环境工程学院，贵州 贵阳 550025

砷作为一种类金属元素，因具有迁移转化性、致畸性、致癌性、致突变性而受到人们关注。砷污染土壤不仅危害农作物和植被，还通过食用链、呼吸和皮肤黏膜接触飞尘等方式对人体造成影响（邱立萍，1999；陈国梁等，2017）。当砷化合物在人体内过度积累时可能对人体的呼吸系统、免疫系统和遗传系统等造成严重影响（邱立萍，1999）。砷污染危害严重，但生态系统自我净化砷污染土壤所需的时间久、效率低，因此，土壤砷污染土壤的修复研究受到国内外专家学者的广泛关注（唐敏等，2010；吴佳等，2011）。

在土壤中添加一定量活性炭，含钙、含硫以及含铁物质可以实现对砷的吸附及共沉淀，改变砷的赋存形态，降低砷的迁移性和生物有效性（王浩等，2013）；同时降低了砷生物毒性，减少土壤砷向植物可食部分的迁移转化，达到修复土壤和保证食品安全的目的（田桃等，2017）。修复砷污染土壤的重点在于找到一种经济实用又高效的修复材料。纳米 TiO2的环境风险比较低，具有优异的光催化性能，不仅能通过吸附处理有机污染物，而且还能应用于砷的富集分离（方兰云等，2015）。现有的关于纳米TiO2的研究主要集中在水溶液、土壤悬浊液中的砷去除方面（方兰云等，2015；Wei et al.，2016）。纳米TiO2对无机砷吸附性强，但由于颗粒细小，易于团聚，一方面实际操作和回收极为困难，另一方面产品价格高昂，限制了它在环境修复中的应用。将其固载在成本低、性能高、环境友好的多孔材料上制备成修复效率高价格低廉的复合吸附材料是解决这一问题的有效方法。活性炭载体的巨大比表面积和强吸附力，使其表面上的TiO2纳米颗粒分散好。掺杂铁对纳米二氧化钛催化反应具有促进作用。Fe3+可使反应的响应光谱向可见光扩展，并且可有效地抑制电子-空穴的复合，提高 TiO2的光催化效率（张玲洁等，2010）。铁离子的存在使TiO2纳米颗粒尺寸降低，且分散在活性炭上的铁氧化物比表面更大、反应活性和抗氧化性更高、吸附性更强（杨灵芳等，2016）。此外，氧化铁表面对亚砷酸盐和砷酸盐均具有很大的亲和性（Dixit et al.，2003），Fe3+水解形成的氢氧化铁胶体可强烈吸附砷，砷酸根离子也可与氢氧化铁发生反应，取代表面的羧基，形成砷酸铁或次级难溶氧化物（Qiao et al.，2011）。

为解决纳米二氧化钛的团聚现象，提高纳米二氧化钛对土壤砷的稳定化效果，基于活性炭负载的经济性和掺铁的高效性，本研究以活性炭为载体，研究纳米二氧化钛对土壤砷形态变化的影响，并对其进行铁改性，对比分析活性炭负载 Fe改性纳米二氧化钛对土壤砷的稳定化效果，以期为砷污染土壤治理提供数据支撑和理论基础。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤采自贵州省贵阳花溪大学城附近某地的农业用地，东经 106°39′19″，北纬 26°20′23″。该地处于亚热带湿润温和型气候，年平均气温为15.3 ℃。供试土壤属于黄壤，其土壤砷TCLP浸提量为0.04 mg·kg-1，理化性质及钙、铝、铁离子的含量见表1。

表1 土壤理化性质及钙、铝、铁离子含量Table 1 Physicochemical properties and calcium, aluminum, iron content of soil

1.2 试验材料

对照材料：锐钛型纳米二氧化钛（T-15：TBD-A15粒径15 nm；T-100：TBD-A100粒径100 nm），无锡拓博达钛白制品有限公司；沸石粒（FS），工业级，承德宝国矿业有限公司；有机蒙脱土（MTT），工业级，灵寿县腾岩矿产品加工厂；活性炭粉（AC），分析纯AR，天津市光复科技发展有限公司；碳酸钙、三氧化二铁（分析纯，AR），国药集团化学试剂有限公司。

供试土壤砷污染试剂：亚砷酸钠（优级纯，GR），成都西亚试剂有限公司。

TiO2-AC和Fe-TiO2-AC制备材料：冰乙酸、无水乙醇、硫酸铵（分析纯，AR）、硝酸（GR）、钛酸四丁酯、硝酸铁（化学纯，CP），国药集团化学试剂有限公司；活性炭粉，分析纯，天津市光复科技发展有限公司。

1.3 活性炭负载纳米二氧化钛（TiO2-AC）及其铁改性材料（Fe-TiO2-AC）的制备

步骤一：将用硝酸浸泡 24 h后的活性炭粉末16.40 g加入到70.00 mL无水乙醇中，然后用胶头滴管将20.00 mL钛酸四丁酯溶液滴加到混合物中。使用冰乙酸调节溶液 pH在 2～3之间。置于 200 r·min-1磁力搅拌器中混合20 min，得到混合溶液A。将2.40 g硫酸铵溶入60.00 mL水中后缓慢加入到20.00 mL无水乙醇中，同时用磁力搅拌器搅拌该混合物，使用冰乙酸调节溶液pH在2～3之间，得到混合溶液 B。分别将 2.40 g硫酸铵和硝酸铁融入60.00 mL水中后缓慢加入到20.00 mL无水乙醇中，得到溶液C。

步骤二：将溶液B在搅拌过程中缓慢滴加到溶液A中，并在室温（25 ℃）下用400 r·min-1的磁力搅拌器继续搅拌2 h，制得TiO2-AC溶胶。静置24 h后，于100 ℃条件下干燥得到干溶胶颗粒，然后将这些干溶胶颗粒置于 500 ℃马弗炉中烘烤 2 h，自然冷却，制得TiO2-AC。

步骤三：在200 r·min-1转速下，缓慢滴加溶液C到溶液A中；在室温（25 ℃）下，调节转速至400 r·min-1并继续搅拌2 h，制得Fe-TiO2-AC溶胶。静置24 h后，于100 ℃下干燥并研磨，后于500 ℃马弗炉中焙烧2 h，自然冷却，制得Fe-TiO2-AC。

1.4 TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的表征方法

采用X射线衍射仪（XRD，DY2862，荷兰）探索材料的晶体结构，扫描电子显微镜（SEM，JSM-6490LV，日本电子）观察材料的表面形貌。用3H-2000IIIA表面分析仪（贝士德仪器科技（北京）有限公司，中国）测量比表面积、孔隙直径和孔体积。TiO2、Fe2O3负载量采用电感耦合等离子体发射光谱法（ICP-OES，Optima 5300V，PerkinElmer，美国）进行测定。

1.5 试验设计

污染土壤的制备：配制150 mg·L-1亚砷酸钠溶液，添加到5 kg过154 μm筛子的风干土样中，水土比为2∶1（V∶m，下同）。96 h后，用纯水将土壤清洗后自然风干（25 ℃），过154 μm筛混合均匀备用。

理化性质实验：准确称量2.50 g土壤于50 mL离心管中，分别加入2%（材料/土壤，下同）TiO2-AC、Fe-TiO2-AC、T-15、Fe2O3，以不添加其他材料土壤为对照，所有处理均重复2次。加入超纯水（水土比为2∶1），振荡2 h使其充分混合均匀；将盛有土壤及稳定化剂的离心管置于 25 ℃人工气候箱中。处理7天后，测定处理后样品的pH和样品中硝态氮、铵态氮含量。

稳定化剂投加量：准确称量2.50 g土壤于50 mL离心管中，分别加入0.1%、0.2%、0.4%、0.8%、1.2%、1.6%、2%、4%、6%、8%、10%TiO2-AC和Fe-TiO2-AC。设置对照处理，分别加入2%、4%、6%、8%、10%对照材料（T-15、T-100、Fe2O3、CaCO3、沸石、蒙脱土、活性炭）。以不添加其他材料土壤为空白对照，所有处理均重复2次。加入超纯水（水土比为2∶1），振荡2 h使其充分混合均匀；将盛有土壤及稳定化剂的离心管置于 25 ℃人工气候箱中。处理14 d后，测定样品中砷TCLP浸出毒性含量。

处理时间：准确称量2.50 g土壤于50 mL离心管中，分别加2%TiO2-AC、Fe-TiO2-AC和对照材料（T-15、T-100、Fe2O3、CaCO3、沸石、蒙脱土、活性炭），以不添加其他材料土壤为对照，所有处理均重复2次。加入超纯水（水土比为2∶1），振荡2 h使其充分混合均匀；将盛有土壤及稳定化剂的离心管置于25 ℃人工气候箱中。固化1、3、7、14 d后，测定土壤样品中砷TCLP浸出毒性。

1.6 总砷、土壤砷TCLP浸出量、铵态氮、硝态氮测定

土壤砷测定采用原子荧光光度计（AFS-933，北京吉天），试验用水均采用超纯水制备仪（NexPower2000上海圣科）制得。土壤总砷消解采用 50%HNO3-HCL（V∶V=1∶3）溶液。按照美国 EPA的 TCLP（Toxicity Characteristic Leaching Procedure）方法对固化后的土壤进行砷毒性浸出实验（王林等，2012）。根据TCLP法，土壤pH小于5时，浸提剂的配制方法如下：将5.7 mL冰乙酸和64.3 mL1 mol·L-1氢氧化钠溶液定容至1 L后，调节其 pH 为(4.93±0.05)。提取步骤：提取剂与土壤样品比例为 20∶1，使用水平振荡器在常温下振荡(18±2) h，4.5 nm微孔滤膜过滤后，测定砷含量。人工污染后土壤总砷含量和土壤砷TCLP浸出量见表2。土壤硝态氮、铵态氮采用2 mol·L-1KCl浸提后用紫外-可见光分光光度计进行测定（Norman et al.，1985）。

表2 污染土壤样品总砷及TCLP浸出量Table 2 Total arsenic and TCLP leaching in contaminated soil

1.7 土壤砷TCLP浸出量及稳定化率

土壤中砷的TCLP浸出量（CTCLP）由下式得出：

式中，C为提取液砷的浓度（mg·L-1）；V为提取液体积（mL）；M为土壤样品的质量（g）。

土壤中砷的稳定化率（η）由下式得出：

式中，η为稳定化率（%）；C0为稳定化前的土样中砷TCLP浸出量（mg·kg-1）；C1为稳定化后土土样中砷TCLP浸出量（mg·kg-1）。

1.8 数据处理

采用 SPSS 19.0中的单因素方差分析方法（One-way ANOVA）检验各处理间差异的显著性，其中 P＜0.05表示差异性显著。采用 Excel 2003、Origin 8.5进行数据处理和作图。

2 结果与分析

2.1 TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的表征

2.1.1 比表面积、孔径、TiO2和Fe2O3含量表征

对活性炭负载纳米二氧化钛及其铁改性材料的表面结构特性进行了研究。利用Brunauer-Emmett-Teller（BET）方程求得 TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的具体比表面积分别为371.17 m2·g-1和 291.84 m2·g-1， Barret-Joyner-Halenda scheme（BJH）方法计算得到吸附剂的孔隙体积分别为0.35 cm3·g-1和 0.24 cm3·g-1，孔径直径分别为 11.70 nm 和8.80 nm。

通过ICP测量Ti和 Fe含量后，确定了 TiO2和Fe2O3负载量。TiO2-AC和Fe-TiO2-AC中TiO2平均质量分数分别为 179.50 mg·g-1和 250.17mg·g-1（见表 3），TiO2含量分别占总量的 17.95%和25.01%。Fe-TiO2-AC中 Fe2O3平均质量分数为114.29 mg·g-1（见表3），Fe2O3含量占总量的11.43%。

2.1.2 XRD衍射光谱

TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的XRD检测结果见图1。图中两种材料的衍射峰在25.51、38.21、48.31、53.92、75.13处与TiO2的衍射结构具有良好一致性。根据JCPDS标准卡（No.71-1167），两种吸附剂的主要衍射峰表征主晶体为锐钛矿的TiO2，表明掺杂少量Fe3+并没有将锐钛矿的TiO2转变为金红石型。与TiO2-AC相比，Fe-TiO2-AC颗粒包含相当大比例Fe2O3，因为 Fe2O3的衍射峰较为明显，Fe2O3的衍射峰分别为33.52、35.92、49.81、54.01。

表3 金属氧化物负载量Table 3 Metal oxide amount loaded

图1 TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的XRD图谱Fig. 1 XRD spectra of the TiO2-AC and Fe-TiO2-AC

2.1.3 SEM扫描电镜照片

图2中显示，活性炭在放大2000倍的电镜下是层状结构。两种经过处理的材料边缘和表面均粗糙。电镜下Fe-TiO2-AC比TiO2-AC更为粗糙，表明由于铁离子的存在，Fe-TiO2-AC表面发生了侵蚀现象。两种处理过的材料表面有一些大小不均一的颗粒状附着物，且 Fe-TiO2-AC表面的附着颗粒明显比TiO2-AC表面更多、更小，推测这种物质是负载的钛或铁的化合物。

图2 TiO2-AC和Fe-TiO2-AC的扫描电镜照片（a: TiO2-AC，b: Fe-TiO2-AC）（×2000倍）Fig. 2 SEM micrographs of the TiO2-AC and Fe-TiO2-AC (a: TiO2-AC, b: Fe-TiO2-AC) (×2000 times)

2.2 添加材料对土壤理化性质的影响

由表4可知，施加 TiO2-AC、Fe-TiO2-AC、T-15、Fe2O3处理后土壤pH呈不同程度上升趋势，分别升高了 2.04、1.88、2.20、2.38个单位。改性后纳米二氧化钛材料处理土壤pH增加量小于纯纳米二氧化钛（T-15）。添加TiO2-AC、Fe-TiO2-AC、T-15、Fe2O3的土壤铵态氮含量分别是空白（CK）土壤的2.43、7.29、17.43、1.71倍，对土壤中铵态氮影响最大的是T-15；添加TiO2-AC的土壤硝态氮是CK的1.30倍。施加4种材料处理后的土壤pH与空白对照之间存在显著差异（P=0.024），但几种材料处理之间均不存在显著差异。TiO2-AC和Fe-TiO2-AC处理后的土壤铵态氮含量之间存在显著差异（P=0.002），硝态氮结果相似（P=0.012）。

表4 土壤的pH值，铵态氮和硝态氮含量Table 4 pH values, ammonia nitrogen and nitrate nitrogen contents of soil

2.3 添加量对稳定化效果的影响

为了探讨活性炭负载纳米二氧化钛及其铁改性材料的用量对供试土壤砷 TCLP浸出毒性的影响，将两种材料按不同梯度添加到供试土壤中。在水土比为2∶1的条件下处理14 d，并设置对照处理，试验结果见图3。由图3可知，活性炭负载纳米二氧化钛及其铁改性材料在几种土壤中均表现出随添加量的增加，TCLP浸出量逐渐下降的趋势。由图 3a可知，添加量低于 0.05 g时，相同条件下Fe-TiO2-AC处理土壤砷 TCLP浸出毒性降幅大于TiO2-AC。在添加量为0.05 g时，Fe-TiO2-AC处理下土壤砷TCLP浸出量由空白对照的33.52 mg·kg-1降低为1.76 mg·kg-1，降幅为94.75%；TiO2-AC处理下土壤砷TCLP浸出量降低至1.96 mg·kg-1，降幅为 94.15%。添加量从 0.05 g增加至 0.25 g，Fe-TiO2-AC和TiO2-AC处理下土壤砷TCLP浸出量分别仅降低了 1.27 mg·kg-1和 1.58 mg·kg-1，降幅分别为4.71%和3.79%，表明在添加量由0.05 g增加到0.25 g的过程中，土壤砷TCLP浸出量虽然在下降，但降低幅度非常小，即土壤砷TCLP浸出量呈相对平衡的状态，此时添加量的增加对Fe-TiO2-AC和TiO2-AC固定土壤砷的影响小。

由图3b可知，当对照材料中T-15添加量为0.10 g时，其对土壤砷TCLP浸出毒性的稳定效果与投加0.05 g Fe-TiO2-AC和TiO2-AC时相当，之后随着T-15添加量的增加，土壤砷TCLP浸出量缓慢下降，趋于恒定。T-15对土壤砷的处理效果，在整个试验添加量范围内，随添加量的增加，其土壤砷 TCLP浸出量逐渐下降，在试验最大投加量0.25 g时，土壤砷TCLP提取量为1.27 mg·kg-1（降幅96.21%）。其余几种材料随着投加量的增加，对土壤砷 TCLP稳定效果的变化趋势与T-100相似。对照材料中，T-15、Fe2O3、CaCO3、沸石、蒙脱土、活性炭在添加量为 0.25 g时稳定化效果低于添加 0.25 gFe-TiO2-AC和TiO2-AC的稳定化效果。相同条件下，加入 Fe-TiO2-AC处理后土壤的稳定化率高于TiO2-AC，且差异随添加量的增加而减小。

2.4 处理时间对稳定化效果的影响

为了考察活性炭负载纳米二氧化钛及铁其改性材料在不同培养时间下对土壤砷 TCLP浸出毒性的影响，在稳定化剂投加量为0.05 g的条件下，分别老化培养1、3、7、14 d后，进行土壤砷TCLP浸出量的提取，同步进行空白对照土壤和对照材料处理。

图4 TCLP浸出量随处理时间变化曲线（添加量：0.05 g，n=2)Fig. 4 TCLP leachability as a function of the treat time(Supplementation: 0.05 g, n=2)

图3 TCLP浸出量随添加量变化曲线（时间14 d，n=2）Fig. 3 TCLP leachability as a function of the agent dosage (time=14 d, n=2)

供试土壤受培养时间的影响结果见图 4，由图可知，随着培养时间的延长，不同处理土壤砷TCLP浸出量均逐渐降低。TiO2-AC和Fe-TiO2-AC对土壤砷TCLP浸出毒性的降低速度明显高于对照材料处理。其中，TiO2-AC的降低速度最快，培养1 d，土壤砷 TCLP浸出量从 33.52 mg·kg-1降至 12.48 mg·kg-1，降幅达到 62.78%。其次是 Fe-TiO2-AC，培养1 d，土壤砷TCLP浸出量为16.14 mg·kg-1，降幅为51.85%。培养1 d，土壤砷TCLP浸出量降低效果最差的是对照材料蒙脱土，其浸出量依然高达32.88 mg·kg-1，降幅仅为 1.92%。

处理时间延长到3 d，TiO2-AC和Fe-TiO2-AC以及对照材料处理土壤砷TCLP浸出量均呈下降趋势。处理时间为7 d时，TiO2-AC、Fe-TiO2-AC与对照材料T-15处理的土壤中砷TCLP浸出量分别降到了3.17、1.87和5.28 mg·kg-1，与空白对照相比，降幅分别为90.54%、94.42%和84.25%。7 d后的处理效果变化不明显，活性炭负载纳米二氧化钛和对照材料T-15对土壤中砷TCLP浸出量总体降低率均未超过1.2 mg·kg-1，降幅小于3.60%。结果表明：TiO2-AC、Fe-TiO2-AC与 T-15 这 3种材料在第 1天对土壤砷的稳定处理是最有效的，并在7 d内达到了反应平衡；对照材料T-100处理的土壤也有类似现象。

3 讨论

Fe-TiO2-AC和 TiO2-AC的比表面积表征结果与肖静（2013）的研究相似，由于铁氧化物的载入，堵塞了部分改性活性炭孔隙，Fe-TiO2-AC的比表面积较TiO2-AC降低了，但相对于其他吸附剂而言，其比表面积仍很可观。由于Fe-TiO2-AC和TiO2-AC对砷的吸附属于表面吸附（龙小燕等，2012），BET比表面积对其影响较小。

在采用外源修复剂处理土壤时，要考虑外源物质给土壤带来的影响。添加Fe-TiO2-AC和TiO2-AC处理下，土壤铵态氮上升，可能与活性炭的施入有关。研究表明，施用生物炭的土壤铵态氮含量显著增加（李正兴等，2015；尚杰等，2015）。生物炭对NH4+有较强吸附作用，可有效降低农田土壤氨的挥发（房彬等，2014）。添加Fe-TiO2-AC、T-15、Fe2O3处理土壤铵态氮上升，硝态氮下降，可能原因是：水土比2∶1时的土壤处于缺氧状态，氧化还原电位较低，硝化反应较弱，占主导作用的是反硝化和氮矿化（张春辉等，2014）；在还原环境中，Fe3+极易被还原为Fe2+，Fe2+的存在促进了土壤中的反硝化作用，与NO-3发生反应从而去除硝态氮（王苏艳等，2016）。

不同的处理材料对土壤砷TCLP浸出毒性的降低有所差异，可能与材料对土壤中砷的作用机理方面差异有关。结果表明，活性炭的存在能在一定程度上提高二氧化钛固定砷的性能，但铁与活性炭同时存在对纳米二氧化钛固定砷效果影响最大。Fe-TiO2-AC对土壤砷的稳定化效果优于TiO2-AC，这与 Fe-TiO2-AC中含有 Fe2O3/Fe3+有关。费杨等（2015）研究表明，Fe2O3可使砷由非专性吸附态和专性吸附态向结晶铁锰或铁铝水化氧化物结合态转变，砷的可浸出性降低。在土壤中加入Fe-TiO2-AC后，材料中存在的Fe3+与OH-结合形成羟基化合物，为砷提供了更多的吸附位点（朱奇宏等，2010），从而降低了砷的生物有效性。TiO2-AC最强峰比Fe-TiO2-AC的高且尖锐，表明Fe-TiO2-AC形成的二氧化钛粒径小于TiO2-AC，即Fe3+存在使TiO2纳米颗粒尺寸变小。另外，活性炭和铁离子的存在会对光生电子-空穴的复合率产生影响，从而影响复合体荧光强度，加强TiO2光催化活性（Li et al.，2009）。TiO2-AC对土壤砷的稳定效果优于纯二氧化钛，这是由于活性炭载体具有大的比表面积和强的吸附力，使其表面上的TiO2纳米颗粒分散好（Li et al.，2009），而且负载的纳米二氧化钛可能与活性炭发生了协同作用。15 nmTiO2处理后土壤砷的稳定化率高于100 nmTiO2，这是由于在纳米粒子粒径减小的同时，表面原子数会急速上升，表面积也随之增大（刘艳等，2005）。TiO2处理效果优于CaCO3、Fe2O3、沸石和蒙脱土的原因是：TiO2能带不连续是光生电子和光生空穴存在的诱因，通过进一歩的扩散，电子与空穴迁移到离子表面不同的位置，可与表面吸附的物质发生氧化还原反应，从而达到催化的目的；氧气或水分和光生电子及光生空穴结合产生化学性质极为活泼的·OH自由基，活泼的·OH自由基能与无机物发生氧化反应（刘艳等，2005）。CaCO3的稳定化效果优于Fe2O3、沸石和蒙脱土的可能原因有：（1）施用碳酸钙后，土壤溶液中OH-增加，使土壤中的Fe、Mn等离子与 OH-结合形成羟基化合物从而提供了更多的吸附位点（朱奇宏等，2010；丁凌云等，2006）；（2）钙离子能与砷酸根生成难溶性沉淀，增强固定砷的能力（李江遐等，2010），降低了砷的TCLP浸出量。Fe2O3吸附除砷机制有静电吸附、表面络合作用以及铁离子形成不溶化合物，与仅依靠巨大的比表面积、孔隙吸附的沸石和蒙脱土相比，其吸附效率高。

Fe-TiO2-AC和 TiO2-AC处理对砷的固定作用随时间变化稳定性良好，在处理时间从1 d延长到14 d的过程中，土壤砷TCLP浸出量未出现上升现象，且在固化14 d后仍然有着良好的稳定化效果。Fe-TiO2-AC和TiO2-AC处理对土壤砷的固定，在1 d内达到50%以上，之后反应速率减缓。这可能是由于最初阶段，土壤颗粒表面结合较弱的砷被快速释放出来（Tsang et al.，2007），而Fe-TiO2-AC和TiO2-AC的吸附位点较多，促使初期反应速率较快（谢英豪，2013）。

4 结论

XRD和SEM的表征结果表明，经过改性的活性炭表面粗糙，且成功负载纳米TiO2和Fe3+。对吸附剂的表面结构特性进行了研究：TiO2-AC、Fe-TiO2-AC的 BET比表面积为分别为 371.17 m2·g-1、291.84 m2·g-1，孔隙体积为 0.35 cm3·g、0.24 cm3·g-1，孔径直径为 11.70 nm、8.80 nm。TIO2-AC和Fe-TiO2-AC的TiO2负载量大于17%；Fe-TiO2-AC中Fe2O3的负载量为11.43%。以上结果显示，以活性炭为载体，通过溶胶-凝胶法制得的 Fe-TiO2-AC和TiO2-AC，颗粒小、分散度好、孔径分布窄，且未发生微粒团聚现象，固持牢固。

添加 TiO2-AC、Fe-TiO2-AC、T-15、Fe2O3后，土壤 pH值存在不同程度的升高，铵态氮含量增加，硝态氮含量下降（TiO2-AC处理硝态氮含量增加）。土壤砷 TCLP浸出量结果表明，制得的新材料TiO2-AC和Fe-TiO2-AC对土壤中砷的稳定效果较好，且Fe-TiO2-AC优于TiO2-AC。在相同条件下，Fe-TiO2-AC材料能够更好地固定砷。不同添加量试验表明，Fe-TiO2-AC和TiO2-AC在添加量为0.05 g时基本达到反应平衡；添加量从0.05 g增加到0.25 g，土壤砷TCLP浸出量变化非常小。时间试验表明，添加量0.05 g时，Fe-TiO2-AC和TiO2-AC从第 7天开始，土壤砷浸出量变化很小（1.2 mg·kg-1)。