CN113070028B - 一种铁炭复合材料及其制备方法和应用 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种铁炭复合材料及其制备方法和应用，所述铁炭复合材料具有三层核壳结构，由外到内依次包含多孔石墨炭外层、碳化铁中间层和纳米零价铁内核。本发明将纳米零价铁包覆在多孔石墨炭和碳化铁中，能够防止纳米零价铁的氧化，而碳化铁的存在有效提高对砷的固定能力，实现了对纳米零价铁的高效和长效性利用，对砷具有很强的吸附固定能力，尤其是能够高效氧化As(III)转化为相对低毒的As(V)。

Description

一种铁炭复合材料及其制备方法和应用

技术领域

本发明涉及环境修复技术领域，尤其涉及一种铁炭复合材料及其制备方法和应用。

背景技术

砷(As)是一种高毒性的致癌类金属。矿山开采、有色金属冶炼和农药使用等是造成砷污染的主要来源，并且随着社会发展，环境水和土壤重金属污染日趋严重。研究表明消耗大米是构成第一类致癌物无机砷摄入的主要途径。据估算，大米占无机砷总膳食摄入量的约60％。水和土壤中无机砷主要以As(III)和As(V)存在，而As(III)毒性和迁移性更强，更容易被从土壤进入水体，以及被水稻吸收并累积在稻米中，威胁环境与人体健康。因此，如何修复水和土壤的砷，尤其是三价砷污染已经成为当前亟待解决的环境问题。

目前，针对土壤中砷污染修复有多种方法应用，例如土壤淋洗，稳定化，植物修复等。由于铁与砷元素之间特有的亲和能力，通过施用铁基等钝化剂材料，可部分实现农田土壤中砷的固定作用，降低其活性，从而抑制其向作物(水稻)体内迁移，受到国内外的学者关注。近年来，零价铁材料作为一种环境友好的钝化材料，由于其可以与氧气反应，产生活性氧物种，实现对三价砷的氧化作用，强化对砷的固定，在地下水与土壤砷等其他重金属污染修复方面受到广泛关注。但零价铁本身存在不易存储和使用，长效性差，制备成本高等问题，限制了其在实际农田土壤中砷等重金属修复中的大面积应用。

发明内容

本发明旨在至少解决现有技术中存在的技术问题之一。为此，本发明提出一种铁炭复合材料，具有高效去除重金属的能力，尤其是能够高效去除和氧化As(III)。

同时，本发明还提供所述铁炭复合材料的制备方法和应用。

具体地，本发明采取的技术方案如下：

本发明的第一方面是提供一种铁炭复合材料，所述铁炭复合材料具有三层核壳结构，由外到内依次包含多孔石墨炭外层、碳化铁中间层和纳米零价铁内核。

根据本发明第一方面的铁炭复合材料，至少包括如下有益效果：

纳米零价铁具有吸附固定砷的性能。在有氧条件下，纳米零价铁在腐蚀过程中生成的二价铁能够活化氧气产生活性氧，将As(III)氧化为As(V)，降低砷在土壤中的毒性和迁移性，从而减少作物对砷的吸收和转运。但是发明人发现，纳米零价铁在应用过程也存在以下缺点：首先是在空气中易氧化易团聚，导致其反应活性大大降低，不利于长期储存和使用；其次是加入到土壤中容易受到土壤颗粒等杂质的干扰，导致其对砷的固定效率明显下降，并且纳米零价铁反应快，短时间被腐蚀，导致对As(III)氧化固定的长效性差。本发明通过直接生物质前处理联合热解还原的方法，将纳米零价铁包覆在多孔石墨炭和碳化铁中，相较相关技术的通过利用硼氢化钠等还原剂的水溶液化学还原的方法将纳米零价铁分散在生物炭表面，能够防止纳米零价铁的氧化，碳化铁的存在有效提高对砷的固定能力，实现了对纳米零价铁的高效和长效性利用，对砷等重金属具有很强的吸附能力，尤其是能够高效氧化As(III)转化为相对低毒的As(V)。

在本发明的一些实施方式中，所述多孔石墨炭的粒径为10～100μm。

在本发明的一些实施方式中，所述纳米零价铁的粒径为30～80nm。

在本发明的一些实施方式中，所述碳化铁和纳米零价铁在铁炭复合材料的总含量为5％～55％，优选20％～51％，更优选24％～25％。

本发明的第二方面是提供上述铁炭复合材料的制备方法，包括如下步骤：

(1)将生物质浸泡于碱和亚硫酸盐的混合溶液中，进行第一次水热反应；将第一次水热反应得到的产物与H₂O₂溶液混合，进行第二次水热反应，得到活化后的生物质；

(2)将所述活化后的生物质浸泡于铁盐溶液中，得到吸附铁离子的生物质；

(3)对所述吸附铁离子的生物质进行还原，得到铁炭复合材料。

在本发明的制备方法中，首先采用碱和亚硫酸盐的混合溶液以及H₂O₂溶液对生物质进行活化处理，然后充分吸附铁离子，再经过热解生物质原位热还原得到多孔石墨炭和碳化铁包覆纳米零价铁的铁炭复合材料。

在本发明的一些实施方式中，步骤(1)中，所述生物质的粒径小于2mm。

在本发明的一些实施方式中，所述生物质可采用木本植物的根、茎、叶中的任意一种或多种，或者草本植物，优选木头生物质。

在本发明的一些实施方式中，所述碱和亚硫酸盐的混合溶液中，所述碱包括氢氧化钠、氢氧化钾、氨水中的任意一种或多种；所述亚硫酸盐包括Na₂SO₃、NaHSO₃、K₂SO₃、KHSO₃中的任意一种或多种。

在本发明的一些实施方式中，所述碱和亚硫酸盐的混合溶液中，碱的浓度为1～3M，优选2～2.5M，更优选约2.5M。

在本发明的一些实施方式中，所述碱和亚硫酸盐的混合溶液中，亚硫酸盐的浓度为0.05～1M，优选0.1～0.5M，更优选约0.4M。

在本发明的一些实施方式中，所述碱和亚硫酸盐的混合溶液的体积可根据实际情况进行调整，以能完全浸泡所述生物质为宜。作为示例，所述生物质与所述混合溶液的比例可以设置为1g：30～50mL，优选1g：40～50mL，更优选为约1g：42mL。

在本发明的一些实施方式中，所述第一次水热反应的温度为80～120℃，优选90～100℃，更优选约100℃。

在本发明的一些实施方式中，所述第一次水热反应的时间为8～12h。

在本发明的一些实施方式中，所述第一次水热反应结束后，还包括将固体产物取出，进行洗涤的步骤。

在本发明的一些实施方式中，所述H₂O₂溶液的浓度为0.5～3M，优选2～2.5M，更优选约2.5M。

在本发明的一些实施方式中，所述H₂O₂溶液的体积可根据实际情况进行调整，以能完全浸泡生物质为宜。作为示例，所述生物质与所述H₂O₂溶液的比例可以设置为1g：30～50mL，优选1g：40～50mL，更优选为约1g：42mL。

在本发明的一些实施方式中，所述第二次水热反应的温度为80～120℃，优选90～100℃，更优选约100℃。

在本发明的一些实施方式中，所述第二次水热反应的时间为6～10h。

在本发明的一些实施方式中，所述第二次水热反应结束后，还包括将固体产物取出，进行洗涤、干燥的步骤。所述干燥的方法可采用冷冻干燥。

在本发明的一些实施方式中，步骤(2)中，所述铁盐溶液的浓度为0.02～0.5M，优选0.1～0.5M，进一步优选0.2～0.3M，更优选为约0.2M。

在本发明的一些实施方式中，所述铁盐为三价铁盐，包括硝酸铁及其水合物、氯化铁及其水合物、硫酸铁及其水合物中的任意一种或多种，优选硝酸铁或其水合物。

在本发明的一些实施方式中，步骤(2)中，所述浸泡时间为8～15h。浸泡过程可辅以超声和/或震荡下进行，使铁离子充分吸附在纤维表面。超声时间为0.5～1h，优选1h。

在本发明的一些实施方式中，所述铁盐溶液的体积可根据实际情况进行调整，以能完全浸泡生物质为宜。作为示例，所述生物质与所述铁盐溶液的比例可以设置为1g：30～50mL，优选1g：40～50mL，更优选为约1g：42mL。

在本发明的一些实施方式中，步骤(3)中，所述还原方法为热解还原。具体地，在保护气氛中，对所述吸附铁离子的生物质加热。在保护气氛下利用原材料热解产生的CO或H₂还原三价铁为零价铁，相比于添加化学还原剂NaBH₄合成零价铁，该方法不仅能够提高材料对重金属的去除和氧化能力，而且合成方法简单，经济环保。

在本发明的一些实施方式中，所述加热温度≥800℃，优选为800～1000℃，更优选约800℃。

在本发明的一些实施方式中，所述加热过程中，达到设定温度后，保温0.5～2h。

在本发明的一些实施方式中，所述加热过程中，升温速率控制在5～20℃/min之间。

本发明的第三方面是提供上述铁炭复合材料在氧化和/或钝化重金属中的应用，尤其是水体、土壤中的重金属。

在本发明的一些实施方式中，所述重金属包括砷、镉、铅中的任意一种或多种，最优选砷。

本发明还提供一种固定和氧化As(III)的方法，包含以下步骤：

将上述铁炭复合材料投加到待处理的As(III)污染溶液或As(III)污染土壤悬浊液中，反应一段时间。

在待处理的As(III)污染溶液或As(III)污染土壤悬浊液中的铁炭复合材料投加量为0.2～1g/L。

所述反应时间为4～24h，温度为20～40℃；待处理的As(III)污染溶液或As(III)污染土壤悬浊液的pH为3～7，优选3～5，更优选约3.5。

与现有技术相比，本发明具有以下有益效果：

(1)本发明将纳米零价铁包覆于石墨炭和碳化铁中，能够有效防止纳米零价铁被氧化，提高材料对重金属的去除能力，特别是显著提高了材料对As(III)的吸附、氧化能力。

(2)本发明的制备方法中，可以利用废弃的生物质作为原料，经特定步骤活化后吸附铁盐，并进行厌氧高温热解，成功制备出多孔石墨炭和碳化铁包裹的纳米零价铁，实现了对纳米零价铁的高效和长效性利用。且材料合成方法简单，所得铁炭复合材料为环境友好型材料，没有二次污染，废弃木头生物质含量丰富，制备成本低。

附图说明

图1为不同热解温度得到的铁炭复合材料以及Fe/C800(FeCl₃)的XRD图；

图2为Fe/C800的SEM(a、b)和TEM图(c、d、e)；

图3为不同热解温度得到的铁炭复合材料对As(III)吸附动力学图；

图4为不同铁负载量的铁炭复合材料的XRD图；

图5为不同铁负载量的铁炭复合材料对As(III)的吸附量对比图；

图6为Fe/C800、Fe/C800(FeCl₃)和Fe/C800-未前处理-1h对As(III)吸附量对比图；

图7位有无生物质前处理的Fe/C800XRD图；

图8为Fe/C800、BC/nZVI和nZVI对As(III)去除的稳定性和长效性对比图；

图9为Fe/C600、Fe/C800、BC/nZVI和AC/nZVI对As(III)氧化效率对比图；

图10为Fe/C800、生物炭、BC/nZVI和nZVI对土壤中砷的固定效率对比图。

具体实施方式

以下结合具体的实施例进一步说明本发明的技术方案。

实施例1

本实施例提供一种多孔石墨炭和碳化铁包裹纳米零价铁的铁炭复合材料，其制备方法包括如下步骤：

(1)生物质前处理

(1-1)将1.2g磨碎(粒径小于2mm)烘干的木头生物质(巴沙轻木)浸泡在50mL的2.5M NaOH和0.4M的Na₂SO₃的混合溶液中并搅拌均，转移到反应釜，在100℃中保持10h，反应后降至常温，用去离子水冲洗。

(1-2)将上述反应后的生物质置于50mL的2.5M H₂O₂溶液中，转移到反应釜，加热至100℃，保持6h。

(1-3)将步骤(1-2)反应后的木头生物质取出并冷冻干燥，获得活化后的木头生物质。

(2)制备铁炭复合材料

(2-1)将活化后的木头生物质置于50mL一定浓度(0.02、0.05、0.2或0.3M)的Fe(NO₃)₃·9H₂O溶液中，超声1h，然后震荡10h，使得活化后木头生物质充分吸附Fe(III)。

(2-2)取出充分吸附Fe(III)的木头生物质后真空冷冻干燥，收集干燥后的固体。

(2-3)将充分吸附Fe(III)的木头生物质置于真空管式炉中，在氮气的氛围下升温至一定温度(400、600、800或1000℃)，升温到速度为10℃/min，保持1h，停止加热，降至常温，取出材料备用。

根据不同的制备条件，得到一系列铁炭复合材料，如表1的序号1～7所示。

表1.

(一)不同热解温度对铁炭复合材料结构和三价砷吸附的影响

(1)结构表征

不同热解温度下制得的Fe/C400、Fe/C600、Fe/C800、Fe/C1000的XRD如图1所示。从图1可见，当热解温度为600℃只有零价铁，而当热解温度为800℃、1000℃时，材料中同时存在碳化铁(Fe₃C)、石墨炭和零价铁。

Fe/C800的SEM和TEM图见图2。根据图2分析可见，铁纳米颗粒(粒径分布在30～80nm之间)均匀地分散在炭(粒径为10～100μm)表面，并且在高分辨TEM图中呈现出石墨炭和碳化铁包裹纳米零价铁的三层核壳结构，其中纳米零价铁为最内层，石墨炭为最外层，能防止里面的纳米零价铁的氧化。因此，根据分析当热解温度达到800℃才能制备出多孔石墨炭和碳化铁包裹纳米零价铁的铁炭复合材料。

(2)三价砷吸附性能

步骤1)：配制浓度为5，10mg/L的三价砷溶液，溶剂为去离子水。

步骤2)：取Fe/C400、Fe/C600、Fe/C800、Fe/C1000用于三价砷吸附动力学实验，材料投加量0.5g/L，反应体系为20mL，三价砷初始浓度为5mg/L，用0.1M HCI将三价砷溶液初始pH值调至3.5进行实验，在50ml离心管中反应。

步骤3)：投料完开始计时，规定时间点取样，取样时间分别为0、5、10、30、60、120、240、360、480min。

步骤4)：反应后将反应混合液过0.22μm的水膜，测定虑液中三价砷的浓度，计算出去除率，结果如图3所示。从图3中可见，Fe/C800对As(III)的去除率可达到100％。

(二)不同铁负载量对铁炭复合材料结构和三价砷吸附的影响

(1)结构表征

不同铁盐浓度制得的Fe/C800(0.02)、Fe/C800(0.05)、Fe/C800(0.2)和Fe/C800(0.3)的XRD如图4所示。分析可见，当浸泡铁盐浓度0.2M和0.3M时才会出现多孔石墨炭、碳化铁和纳米零价铁。

经检测，Fe/C800(0.02)、Fe/C800(0.05)、Fe/C800(0.2)和Fe/C800(0.3)中的铁负载量分别为8.4wt％，17.8wt％，24.9wt％，50.1wt％。

(2)三价砷吸附性能

步骤1)：配制浓度为5mg/L的三价砷溶液，溶剂为去离子水。

步骤2)：取制备的不同铁负载量的Fe/C800(0.02)、Fe/C800(0.05)、Fe/C800(0.2)和Fe/C800(0.3)用于三价砷吸附动力学实验，材料投加量0.5g/L，反应体系为20mL。用0.1MHCI将三价砷溶液初始pH值调至3.5进行实验，在50ml离心管中反应。

步骤3)：反应480min后将反应混合液过0.22μm的水膜，测定虑液中三价砷的浓度，计算出去除率。

将As(III)吸附量归一化到铁含量，不同铁负载量的铁炭复合材料对As(III)的吸附量如图5和表2所示。

表2.

结果表明，随着铁负载量的增加，铁炭复合材料对As(III)吸附量发生较大的变化，在铁含量为24.9％时对As(III)吸附量最大。

对比例1

本对比例提供一种铁炭复合材料[Fe/C800(FeCl₃)]，其制备方法与实施例1的Fe/C800的不同之处主要在于，将实施例1中的0.2M的Fe(NO₃)₃·9H₂O溶液替换为同浓度的FeCl₃·6H₂O，其他操作与制备Fe/C800的相同。具体见表1。

Fe/C800(FeCl₃)的XRD见图1。图1反映，当用FeCl₃·6H₂O代替Fe(NO₃)₃·9H₂O后，在相同浓度和相同热解温度下制得的材料并没有生成碳化铁和零价铁，而且得到的炭为无定形炭，不能得到石墨炭。

按照实施例1的方法，将Fe/C800(FeCl₃)和Fe/C800分别投入到10mg/L As(III)溶液中，其中Fe/C800(FeCl₃)对As(III)的吸附量为2.2mg/g，明显低于由Fe(NO₃)₃·9H₂O制得的Fe/C800，如图6所示，说明铁盐种类对铁炭复合材料的As(III)吸附性能具有很大影响，在以Fe(NO₃)₃为铁源时可显著提高铁炭复合材料的As(III)吸附能力。

对比例2

本对比例提供一种铁炭复合材料，其制备方法与实施例1的Fe/C800的不同之处主要在于，没有进行生物质前处理。

具体地，本对比例的铁炭复合材料的制备方法包括如下步骤：

(1)1.2g磨碎烘干的木头生物质(巴沙轻木)置于50mL 0.2M的Fe(NO₃)₃·9H₂O溶液中，超声1h，然后震荡10h。

(2)取出充分吸附Fe(III)的木头生物质后真空冷冻干燥，收集干燥后的固体。

(3)将充分吸附Fe(III)的木头生物质置于真空管式炉中，在氮气的氛围下分别升温至800℃，升温到速度为10℃/min，保持1h，停止加热，降至常温，取出材料备用，标记为Fe/C800-未前处理-1h。

Fe/C800-未前处理-1h XRD如图7所示(图7中的Fe/C800即为实施例1中有生物质前处理)。通过与经过前处理的Fe/C800比较可以发现，Fe/C800-未前处理-1h中零价铁的衍射峰变强，相应的碳化铁(Fe₃C)衍射峰变弱。

按照实施例1的方法，将Fe/C800-未前处理-1h和FeC800分别投入到10mg/L As(III)溶液中，其中Fe/C800-未前处理-1h对As(III)的吸附量为6.74mg/g，明显低于由经前处理制得的Fe/C800，如图6所示，说明通过对生物质进行前处理可有效提高铁炭复合材料的As(III)吸附能力。

对比例3

本对比例提供一种生物炭(C)、生物炭负载纳米零价铁的复合材料(BC/nZVI)，以及活性炭负载纳米零价铁(AC/nZVI)。

其中生物炭(C)是采用与实施例1相同的木头生物质在真空管式炉通入N₂，800℃热解烧制而成；BC/nZVI是通过NaBH₄合成零价铁负载在生物炭表面上。具体的制备方法如下。

(1)生物炭(C)的制备

将1.2g磨碎烘干的木头生物质(巴沙轻木)放入真空管式炉中，通入N₂，在800℃下烧制1h，升温速度为10℃/min。

(2)生物炭负载纳米零价铁的复合材料(BC/nZVI)的制备

将(1)制备的生物炭0.45g和FeSO₄·7H₂O(0.75g)加入到100mL无氧水中，超声并搅拌30min，再将0.2g的NaBH₄用去离子水配成20mL溶液加入，将Fe(II)还原为Fe⁰，整个过程都在氮气保护的氛围中进行，持续搅拌30min后，用无水乙醇清洗3次，烘干备用。

制备的BC/nZVI中铁含量约为25％，和FeC/800一致。

(3)活性炭负载纳米零价铁(AC/nZVI)的制备

AC/nZVI的制备方法与BC/nZVI相似，不同之处在于将生物炭替换为等质量的活性炭，活性炭为购买的商用活性炭(AC，购自广州化学试剂厂)。

将本对比例制备的生物炭、BC/nZVI和AC/nZVI应用于As(III)去除，作为比较，采用实施例1的Fe/C800和商业纳米零价铁(nZVI，粒径为50nm)进行相同的实验，具体如下：

(1)不同材料对As(III)去除的稳定性和长效性

步骤1)：配制浓度为5mg/L的三价砷溶液，溶剂为去离子水。

步骤2)：为验证材料的稳定性和长效性，先将Fe/C800、BC/nZVI和nZVI分别置于30mL的去离子水中搅拌24h。

步骤3)：搅拌结束后取出材料置于三价砷溶液中，用0.1M HCI将三价砷溶液初始pH值调至3.5进行实验，材料投加量0.5g/L，反应体系为20mL，在50ml离心管中反应。

步骤4)：反应0、5、10、30、60、120、240、360min后将反应混合液过0.22μm的水膜，测定虑液中三价砷的浓度，计算出去除率，结果如图8所示。

从图8可见，在经过水体处理后，BC/nZVI和nZVI对As(III)去除率明显低于Fe/C800(100％)，表明Fe/C800相对于BC/nZVI和nZVI，由于具有多孔石墨炭和碳化铁包裹纳米零价铁的结构，在水体中稳定性更高，能够长期保持对As(III)去除能力。

(2)不同材料对As(III)的氧化能力

步骤1)：配制浓度为5mg/L的三价砷溶液，溶剂为去离子水。

步骤2)：取Fe/C600、Fe/C800、BC/nZVI和AC/nZVI用于三价砷吸附动力学实验，其中复合材料投加量0.5g/L，反应体系为20mL。用0.1M HCI将三价砷溶液初始pH值调至3.5进行实验，在50ml离心管中反应。

步骤3)：反应480min后离心去除上清液，取出反应后的材料冷冻干燥，再将冷冻后的材料用于XPS测定，分析材料表面的As(III)和As(V)的相对含量，结果如图9所示。

结果表明Fe/C800对As(III)氧化能力远高于Fe/C600(67％)，BC/nZVI(50％)和AC/nZVI(42％)，呈现出最强的氧化能力，Fe/C800材料表面As(V)含量达到94％。

(3)不同材料对土壤中砷的固定

步骤1)：将砷污染稻田土壤晾干，然后研磨过2mm筛备用。用去离子水配置浓度为0.5M NaHCO₃溶液。

步骤2)：取Fe/C800、生物炭、BC/nZVI和nZVI用于土壤砷固定实验。水土比为10：1，反应体系为20mL，材料投加量为1g/L，在50mL西林瓶中培养。先在置于厌氧条件培养7d，然后置于有氧条件培养20d，模拟稻田土壤厌氧和有氧条件。

步骤3)：培养结束后，离心去除上清液，然后取出1g土壤置于50mL离心管中，加入30mL的0.5M NaHCO₃溶液。在25℃条件下震荡16h。

步骤4)：震荡结束后离心，将上清液过0.22μm的水膜，测定滤液中砷的浓度，计算出不同处理后土壤有效态砷的浓度，结果如图10所示。

不同材料处理土壤有效态砷含量分别为：Fe/C800(5.98mg/kg)＜BC/nZVI(10.72mg/kg)＜nZVI(10.96mg/kg)＜生物炭(11.19mg/kg)＜空白对照(12.16mg/kg)，结果表明Fe/C800加入后对土壤砷的固定能力最强，表现出明显的优势。

上述实施例为本发明较佳的实施方式，但本发明的实施方式并不受上述实施例的限制，其他的任何未背离本发明的精神实质与原理下所作的改变、修饰、替代、组合、简化，均应为等效的置换方式，都包含在本发明的保护范围之内。

Claims (9)

1.一种铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述铁炭复合材料具有三层核壳结构，由外到内依次包含多孔石墨炭外层、碳化铁中间层和纳米零价铁内核，所述碳化铁和纳米零价铁在铁炭复合材料的总含量为20%～51%；

所述制备方法包括如下步骤：

（1）将生物质浸泡于碱和亚硫酸盐的混合溶液中，进行第一次水热反应；将第一次水热反应得到的产物与H₂O₂溶液混合，进行第二次水热反应，得到活化后的生物质；

（2）将所述活化后的生物质浸泡于铁盐溶液中，得到吸附铁离子的生物质；所述铁盐溶液的浓度为0.2～0.3M，所述铁盐包括硝酸铁或其水合物，所述生物质与所述铁盐溶液的比例为1g：30～50mL；

（3）在保护气氛中，对所述吸附铁离子的生物质加热，所述加热温度为800～1000℃，得到铁炭复合材料。

2.根据权利要求1所述铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述多孔石墨炭的粒径为10～100 μm。

3.根据权利要求1所述铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述纳米零价铁的粒径为30～80 nm。

4.根据权利要求1～3任一项所述铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述碳化铁和纳米零价铁在铁炭复合材料的总含量为24%～25%。

5.根据权利要求1所述铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述碱和亚硫酸盐的混合溶液中，碱的浓度为1～3 M。

6.根据权利要求5所述铁炭复合材料的制备方法，其特征在于：所述碱和亚硫酸盐的混合溶液中，亚硫酸盐的浓度为0.05～1 M。

7.权利要求1～6任一项所述制备方法制得的铁炭复合材料在氧化和/或钝化重金属中的应用，所述重金属为三价砷。

8.根据权利要求7所述应用，其特征在于：所述应用为在氧化和/或钝化土壤、水体中重金属的应用。

9.一种固定和氧化As(III)的方法，其特征在于：包含以下步骤：

将权利要求1～6任一项所述制备方法制得的铁炭复合材料投加到待处理的As(III)污染溶液或As(III)污染土壤悬浊液中，反应一段时间。

Images