CN113952926B - 一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法 - Google Patents

Abstract

本发明涉及一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，将原始生物质材料混合后经过糙皮侧耳菌丝接种得到多孔农业废弃物，并利用酸改性处理和厌氧热解处理，制备生物炭的同时使得其的多孔性得以体现，在此基础上，在液相中保持生物炭颗粒悬浊状态下合成、负载水铁矿纳米颗粒，重构孔隙结构，制备出一种孔隙联通、负载均匀的改性生物炭材料。应用于对砷和有机污染物吸附和降解中，在45小时的处理时间内，砷和亚甲基蓝的去除率始终高于96％，过程中材料吸附砷达到826mg kg_‑1，降解亚甲基蓝达到32.6mg g^‑1，达到同步去除砷和有机复合污染物的目的，有效利用农业废弃物，既增加了经济效益，又避免了对环境生态的污染，具有重要的研发及转化应用意义。

Description

一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭 同步去除砷和有机污染物的方法

技术领域

本发明属于环境工程领域，涉及同步去除砷和有机污染物的技术，尤其是一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法。

背景技术

无机和有机污染物的复合污染是较为常见的环境污染问题。对于砷和有机物的复合污染不仅会出现在水环境中，在土壤中也比较常见，例如砷和多环芳烃两种污染物经常在焦化场地、矿山冶金场地、木材存储场地同时可被检测出。针对砷和有机物污染已经开发的去除技术包括：吸附法、化学沉淀、氧化法等。然而，两种以上的污染物共同存在时，由于化学性质不同，可能需要几种处理方法或去采用几种不同材料才能有效地去除所有污染物，过程繁琐，工序复杂。

生物炭是通过动植物等生物质碳化裂解制备的一种具有高度芳香化的含碳固态物质，其孔结构丰富、比表面积大，化学和生物学稳定性较高，在固碳减排、改良土壤、环境修复，以及污染物吸附和降解中有很好的应用前景。生物炭的孔隙结构特征是其性能的重要指标，孔隙度越高，孔隙连通性越好，其吸附能力一般就越强。但长期以来对于生物炭的制备只是通过简单地化学方法改性(如酸处理或碱处理等)和热解温度的调节改变其孔隙结构，难以达到最佳的效果。

生物炭负载其它材料是提高其污染物处理能力的常用方法。铁矿物是常见的生物炭负载材料，但现有的负载方法多是将含铁试剂与生物质简单混合后在经过热解处理或者将制备好的生物炭和铁矿物简单混合后在进行研磨、造粒等工序制备复合生物炭材料。这些处理没有考虑负载过程对生物炭孔隙结构的进一步优化。

发明内容

本发明的目的在于克服现有技术的不足之处，提供一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，以农业废弃物为原始生物质材料，利用真菌菌丝生长过程中穿透生物质能力强，并联合酸改性处理和厌氧热解制备生物炭使生物炭体现出较高的比表面积，通过负载水铁矿纳米颗粒，一方面进一步优化生物质孔隙结构，另一方面使复合材料具芬顿氧化催化能力，最终得到一种孔隙联通、负载均匀，能够同时吸附砷并芬顿氧化催化降解有机物的材料。

本发明解决其技术问题是采取以下技术方案实现的：

一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，具体工艺方法步骤如下：

(1)原始生物质材料前处理与混合：取如下质量份数的各组分：

棉籽壳70份，玉米芯5份，玉米秸秆10份，麦麸8份，豆粕5份，白灰2份，粉碎过20目筛，均匀混合，加水调至含水率65％，置于带气体交换小孔的长方形塑料半密闭容器内，压实，在温度97-100℃下，高压灭菌20-30分钟后，调节含水率为50-65％；

(2)菌丝接种和管理：用打孔棒均匀地在步骤(1)得到的原始生物质材料上打直径为1.3-1.5cm、深1.8～2.4cm的接种孔，将约2cm³的菌丝团簇体塞入接种孔，使接种孔与菌丝团簇密切吻合，在室温和无菌条件下完成糙皮侧耳菌丝接种，接种后控制温度为23-28℃，湿度72-80％，经过12-18天的培养，菌丝可长满容器，此时，在长方形塑料半密闭容器开口，使真菌菌丝进一步生长；

其中，所述的菌丝团簇体的制备方法为：选择带孢子的糙皮侧耳菌伞，收集孢子及进行培养纯化，在无菌条件下，用试管口从菌伞褶处顶穿菌伞，使菌伞种片陷入管口以内，于24-26℃条件下恒温培养6小时后取出菌伞种片，于24～26℃恒温培养1周，待孢子萌发，切取生长迅速、无杂菌污染的菌丝团转管，待菌丝长满管后形成菌丝团簇，备用。

糙皮侧耳的菌丝直径在0.3-1.5μm之间，且比较均匀，大量菌丝排列密集，纵横交错，向不同的方向发出分枝。其穿透生物质细胞壁后可产生相应直径的孔隙，利用真菌生长过程中降解生物质材料细胞壁中木质素、纤维素、半纤维素的能力诱导生物质内部形成疏松孔隙结构，为最终的高比表面积生物炭制备创造条件。

(3)多孔农业废弃物的获取：待菌丝生长4-8个月收取多孔农业废弃物，经干燥、破碎之后，再过60目筛备用；

(4)化学改性优化多孔农业废弃物孔隙结构：将80-120g干燥好的多孔农业废弃物浸泡于500mL浓度为0.8-1.2mol·L^-1的HCl溶液中，不断搅拌加热至90℃后自然冷却至室温，混合物用去离子水清洗以去除多余的HCl，烘干过60目筛；

酸改性过程使得穿透生物质细胞壁的菌丝更容易和生物质分离，为厌氧热解过程中生物炭产生较高的比表面积创造了条件。

(5)厌氧热解处理：将上述步骤(4)制得的改性生物炭置于马弗炉中在600℃，N₂保护下，厌氧条件下热解1小时，冷却至室温后取出；

本方法通过酸改性处理优化孔隙结构，厌氧热解制备生物炭后，在液相中保持生物炭颗粒悬浊状态下合成、负载水铁矿纳米颗粒，进一步重构孔隙结构，制备出一种孔隙联通、负载均匀，能够同时吸附重金属并芬顿氧化催化降解有机物的材料。

(6)负载水铁矿纳米颗粒：将50g上述步骤(5)制得的生物炭加入2L浓度为0.1molL^-1Fe(NO₃)₃溶液中，制备出生物炭和水铁矿纳米颗粒质量比为4的负载水铁矿纳米颗粒生物炭，用水对所得沉淀进行多次洗涤去除多余离子后通过冷冻干燥。

在负载水铁矿纳米颗粒工艺步骤中使用1mol L^-1NaOH溶液将体系的pH调整至7.20，搅拌10min后将体系稳定1.5-2小时，再调pH为7.20。

通过不同水铁矿纳米颗粒负载量，优选较好的孔隙重构形态。由于水铁矿纳米颗粒的负载，生物炭和水铁矿纳米颗粒质量比为4的处理形成小孔隙，同时表面负载的水铁矿纳米颗粒增加了表面粗糙程度，提高了孔隙率，成功实现了孔隙结构重构。

本发明的优点和积极效果是：

本发明利用生物穿透-化学改性/热解-物理负载的过程制造并重构生物炭的孔隙结构，制备出一种孔隙联通、负载均匀，能够利用材料本身特殊结构产生的大比表面积，以及生物炭和水铁矿纳米颗粒协同的芬顿氧化催化能力的生物炭改性制备方法。将本发明方法应用对砷和有机污染物吸附和降解，在45小时的处理时间里，砷和亚甲基蓝的去除率始终高于96％，过程中材料吸附砷达到826mg kg^-1，降解亚甲基蓝达到32.6mg g^-1，达到同步去除砷和有机复合污染物的目的，由于生物炭质来源丰富，有效利用多种农业废弃物，既增加了经济效益，又避免了对环境生态的污染，具有重要的研发及转化应用意义。

附图说明

图1为本发明中糙皮侧耳菌丝显微镜和扫描电镜观察图；

图2为本发明改性生物炭负载水铁矿纳米颗粒前后孔隙变化结果图；

图3为本发明负载水铁矿纳米颗粒生物炭对砷吸附能力结果图；

图4为本发明实验中不同体系对亚甲基蓝(MB)降解的影响结果图；

图5为本发明实验中芬顿反应过程中自由基信号结果图；

图6为本发明实验中负载水铁矿纳米颗粒生物炭(BF)对亚甲基蓝(MB)降解多次循环使用各个循环使用次数的降解率结果图；

图7为本发明实验中负载水铁矿纳米颗粒生物炭(BF)对亚甲基蓝(MB)吸附-降解工艺条件选择结果图；

图8为本发明负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物效果图；

具体实施方式

下面通过具体实施例对本发明作进一步详述，以下实施例只是描述性的，不是限定性的，不能以此限定本发明的保护范围。

一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，具体工艺方法步骤及试验验证结果如下：

原始生物质材料前处理与混合工艺：

取如下质量份数的各组分：

棉籽壳70份，玉米芯5份，玉米秸秆10份，麦麸8份，豆粕5份，白灰2份，粉碎过20目筛，均匀混合，加水调至含水率65％，置于带气体交换小孔的长方形塑料(8×8×25cm)半密闭容器内，压实，在温度97-100℃下，高压灭菌20-30分钟后，调节含水率为50-65％。

二、菌丝接种和管理工艺：

在室温和无菌条件下，接种糙皮侧耳菌丝。用打孔棒均匀地在原始生物质材料上打直径约1.5m、深1.8～2.4cm的接种孔15-20个，将约2cm³的菌丝团簇体塞入接种孔，使接种孔与菌丝团簇密切吻合。

接种后控制温度为23-28℃，湿度72-80％，经过12-18天左右的培养，菌丝可长满容器，此时，在长方形塑料半密闭容器开口，使真菌菌丝进一步生长。

菌丝团簇体的制备方法为：选择带孢子的糙皮侧耳菌伞，收集孢子及进行培养纯化。在无菌条件下，用试管口从菌伞褶处顶穿菌伞，使菌伞种片陷入管口以内。于24-26℃条件下恒温培养6小时后取出菌伞种片。于24～26℃恒温培养1周，待孢子萌发，切取生长迅速、无杂菌污染的菌丝团转管，待菌丝长满管后形成菌丝团簇备用。

糙皮侧耳菌丝图如图1所示，菌丝直径在0.3-1.5μm之间，且比较均匀，大量菌丝排列密集，纵横交错，向不同的方向发出分枝。其穿透生物质细胞壁后可产生相应直径的孔隙，利用真菌生长过程中降解生物质材料细胞壁中木质素、纤维素、半纤维素的能力诱导生物质内部形成疏松孔隙结构，为最终的高比表面积生物炭制备创造条件。

三、多孔农业废弃物的获取：待菌丝生长4-8个月收取多孔农业废弃物，经干燥、破碎之后，再过60目筛备用。

四、化学改性优化多孔农业废弃物孔隙结构：将80-120g干燥好的多孔农业废弃物浸泡于500mL浓度为0.8-1.2mol·L^-1的HCl溶液，不断搅拌加热至90℃后自然冷却至室温，混合物用去离子水清洗以去除多余的HCl，烘干过60目筛。

四、厌氧热解处理工艺

将上述制得的改性生物炭置于马弗炉中在600℃，N₂保护下，厌氧条件下热解1小时，冷却至室温后取出。

针对上述化学改性和厌氧热解技术，进行了如下改性实验：

A空白对照：称量后放入瓷坩埚；

B碱性处理：100g干燥多孔农业废弃物浸泡于500ml浓度为1mol·L^-1的NaOH溶液中2小时，并不断搅拌，然后离心过滤、用去离子水反复洗涤3次去除多余的NaOH干燥，再过60目筛；

C酸处理：将100g干燥多孔农业废弃物浸泡于500mL浓度为1mol·L^-1的HCl溶液，不断搅拌加热至90℃后自然冷却至室温，混合物用去离子水清洗以去除多余的HCl，烘干过60目筛。

最后，将三种处理后的多孔农业废弃物质置于马弗炉中分别在450℃、600℃、750℃，厌氧条件下热解1小时，各处理数据参数见表1。优选比表面积最大耗能较少的的8个月平菇，酸处理，600℃制备条件，优选的生物炭的元素分析件表2。

表1生物炭的比表面积

如表1所示，从热解温度对生物炭比表面积的影响来看，750℃制备的生物炭的平均比表面积最大，而600℃制备温度下制备的生物炭比表面积大于450℃条件下制备的生物炭。

对比不同培养时间制备的生物炭，培养8个月后生产的生物炭的比表面积较大，说明菌丝体在菌棒中吸收营养，不断瓦解生物质的结构，从而使生物质的结构更加疏松，可制备出高比表面积生物炭。从不同的改性方法上看，盐酸处理后制备出的生物炭在高温条件下高比表面积较大。

总体上，菌丝体生长时间越长，制备温度越高的HCl预处理制备出生物炭比表面积较高。不经处理的对照样品不能使生物炭比表面积升高，真菌菌丝的穿透作用未能体现，需要HCl才能体现出前期菌丝生长穿透作用。由于600℃和750℃下，培养8个月后HCl改性的生物炭比较面积相差不大，且750℃条件下制备的生物炭有可能会使生物炭的表面官能团受到破坏，因此优选培养8个月，HCl老化处理，600℃制备条件，同时可降低生物炭制备过程中的耗能。

表2优选生物炭的元素分析

优选生物炭的元素组成如表2所示。生物炭的成分主要是C、H、O、N和S等元素，五种元素含量的大小顺序为C＞O＞N＞H＞S。O/C、H/C和(O+N)/C的比值可以反应出生物炭的亲水性、芳香性和极性。O/C和(O+N)/C的比值越大，亲水性和极性就越大。H/C的比值越大生物炭芳香性反而越小。从数据可知，优选生物炭具有较大的亲水性、极性和芳香性。

五、负载水铁矿纳米颗粒工艺

分别将25、50和62.5g上述生物炭加入2L浓度为0.1mol L^-1Fe(NO₃)₃溶液中，分别制备出生物炭和水铁矿纳米颗粒质量比为2、4和5的负载水铁矿纳米颗粒生物炭。并使用1mol L^-1NaOH溶液将体系的pH调整至7.20，搅拌10分钟后将体系稳定1.5-2小时，再调pH为7.20，用水对所得沉淀进行多次洗涤去除多余离子后通过冷冻干燥后备用。

通过不同水铁矿纳米颗粒负载量，优选较好的孔隙重构形态。由于水铁矿纳米颗粒的负载，生物炭和水铁矿纳米颗粒质量比为4的处理，形成小孔隙，同时表面负载的水铁矿纳米颗粒增加了表面粗糙程度，提高了孔隙率，成功实现了孔隙结构重构。

如图2，改性生物炭(BC)负载水铁矿纳米颗粒(FHNPs)前后孔隙变化可知，负载水铁矿纳米颗粒后的生物炭的孔径变小，说明水铁矿负载在生物炭的大孔隙里。在BC：FHNPs＝4条件下出现比较多的1000-1200nm的新孔隙，更有利于污染物的吸附(图2a)。在水铁矿纳米颗粒形成进入原孔隙并形成新小孔的同时，复合材料的孔隙率不降反升，尤其在BC：FHNPs＝4条件下升高最为明显，孔隙率比单一生物炭增加超过20％(图2b)。从负载水铁矿纳米颗粒前后材料的扫描电镜图片可以看出，原始的生物炭已形成了孔隙嵌套的结构(图2c)，负载后，水铁矿纳米颗粒覆盖于生物炭表面，并进入孔隙内部，增加了表面粗糙程度(图2d)，并导致出现新孔隙出现并增加孔隙率，成功实现了孔隙结构重构。通过不同水铁矿纳米颗粒负载量，优选较好的孔隙重构效果，即BC：FHNPs＝4条件。

以下为本发明负载水铁矿纳米颗粒生物炭吸附能力验证实验

(一)吸附砷能力(实例1)

附等温(最大吸附量)：等温实验中As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的初始浓度分别为5mg·L^-1、10mg·L^-1、20mg·L^-1和40mg·L^-1，背景溶液为0.1mol·L^-1NaCl，吸附实验pH为3.0，实验分三组平行。称取0.1g负载水铁矿纳米颗粒生物炭固体，使As(Ⅲ)浓度和As(Ⅴ)浓度达到最终的预设值，最后用0.01mol·L^-1NaOH和0.01mol·L^-1HCl调节pH为3.0，反应在50毫升离心管中进行，总反应体系为20mL。将其放入恒温摇床中，转速为180r·min^-1，振荡48h结束后，取出离心管，取5mL样品稀释待测As(Ⅲ)和As(Ⅴ)浓度。

As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附等温曲线和拟合结果如图3和表3所示，随着As(Ⅲ)和As(Ⅴ)初始浓度的升高对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的吸附量增加，当As(Ⅲ)的初始浓度达到600mg·L^-1时As(Ⅲ)的最大吸附量达到14.566mg·g^-1，而As(Ⅴ)的初始浓度达到150mg·L^-1吸附量达到8.376mg·g^-1。

所得数据用Langmuir和Freundilich吸附等温模型进行拟合，Langmuir模型中As(Ⅴ)的R²为0.997，Langmuir模型可以很好的描述BF对As(Ⅴ)的吸附过程，该吸附为单层吸附。Freundilich模型中As(III)的R²为0.942，很好的描述BF对As(III)的吸附过程，该吸附为多层吸附，即材料对两种砷形态都有较好的吸附效果。

表3 Langmuir和Freundlich吸附等温式相关参数

(二)降解亚甲基蓝能力(实例2)

降解亚甲基蓝(MB)的降解动力学过程：称取0.1g生物炭(BC)、水铁矿(FH)和负载水铁矿纳米颗粒的生物炭(BF)于50ml离心管中，量取20mL 200mg·L^-1pH＝3的亚甲基蓝溶液，然后向上述混合液中加入0.5mL 1mol·L^-1的H₂O₂迅速放入摇床，转速为180rpm恒温25℃，启动反应，开始计时，在预定的时间间隔内(2分钟、10分钟、0.5小时、1小时、2小时、4小时、8小时、16小时、24小时和48小时)快速向反应体系中加入2mL的乙醇终止反应，并取出10mL反应液，经0.1μm的滤膜过滤后，在665nm处测其吸光度，计算其降解量，同时设置亚甲基蓝(MB)和亚甲基蓝-H₂O₂(MB-H₂O₂)对照，比较所有体系降解情况。

如图4，亚甲基蓝在自然状态下48小时后只有微量的降解，降解率在0.03％左右。MB-H₂O₂反应条件下，在48小时后降解率为48％，这是由于H₂O₂本身所具有的氧化性而降解约50％MB。在MB-BC-H₂O₂体系中，亚甲基蓝的降解率与MB-H₂O₂相似，说明单一的生物炭难以起到对H₂O₂生成自由基起到催化作用。MB-FH-H₂O₂体系中，降解率低于MB-H₂O₂和MB-BC-H₂O₂体系，约为22％，水铁矿的存在抑制了H₂O₂对亚甲基蓝的降解作用。而MB-BF-H₂O₂体系中，反应速率最快，在反应的前1小时内完成了60％的降解，并随着时间的延长，约8个小时后亚甲基蓝降解完全。说明负载水铁矿纳米颗粒的生物炭在反应体系中起到了催化剂的作用，启动了芬顿反应，负载水铁矿纳米颗粒的生物炭催化H₂O₂产生羟基自由基使对亚甲基蓝的降解非常迅速且完全。

如图5，用电子顺磁共振(EPR)波谱仪技术检测了MB-BF-H₂O₂处理的自由基信号。在0.5小时时可以检测到羟基自由基(·OH)的信号，可以解释降解反应动力学在反应前0.5小时内MB大量降解是由于·OH的强氧化作用。随后在反应4小时后，自由基信号强度远大于反应0.5小时时的强度。反应12小时、24小时和48小时后·OH信号与反应0.5小时时的信号强度大小基本一致，这说明保持芬顿反应的持久进行。充当催化剂的负载水铁矿纳米颗粒的生物炭有特殊的孔隙结构，与H₂O₂反应持续产生Fe³⁺，Fe³⁺又转化成Fe²⁺，导致·OH可持续生成。

(三)催化降解有机物循环利用能力(实例3)

如图6，选择两个浓度(200和2000mg L^-1)的亚甲基蓝(MB)对负载水铁矿纳米颗粒的生物炭(BF)的重复使用性能进行检测，回收前一反应BF-MB-H₂O₂体系反应后的负载水铁矿纳米颗粒的生物炭，反复进行亚甲基蓝的循环降解实验。每次降解反应结束后，将BF从溶液中分离，用超纯水彻底洗涤，并在烘箱内烘干待下一次降解实验使用。在第一次实验结束后，负载水铁矿纳米颗粒的生物炭能高效降解亚甲基蓝(初始浓度为200和2000mg·L^-1MB的降解率分别达到100％和99.5％)，后续亚甲基蓝的降解率缓慢下降，第6次对两个浓度的亚甲基蓝降解率还分别高达99.2％和94.9％。第7次使用后降解率下降较多，但仍高达到92.7％和88.2％。在两个浓度下，每克负载水铁矿纳米颗粒的生物炭对亚甲基蓝的降解分别达到276.9mg和2.681g，证明负载水铁矿纳米颗粒的生物炭较强的降解和循环使用性能。

(四)同步吸附砷降解亚甲基蓝(实例4)

降解条件工艺选择：

优选氧化剂(过氧化氢)浓度，负载水铁矿纳米颗粒的生物炭用量，反应pH和水力停留时间对亚甲基蓝降解的影响。

将不同量负载水铁矿纳米颗粒的生物炭(0.6g和1.5g)与石英砂混合，分层填入在内径为1.5cm、长10cm的反应柱中。调节不同的氧化剂(过氧化氢)浓度(0.1mol L^-1和0.2molL^-1)，水力停留时间(8分钟、32分钟和96分钟)和pH(从4.0逐渐降低至3.0)，亚甲基蓝浓度统一为200mg L^-1。

由于负载水铁矿纳米颗粒的生物炭起到催化作用，其含量对降解影响不大，同时过氧化浓度对降解效率影响也不显著，氧化剂H₂O₂的浓度较低时(0.1mol L^-1)即可达到较好的降解效果(图7a)。水力停留时间和pH是控制降解效率的主要因素，水力停留时间为96分钟pH为3.0时，降解效率可高于80％(图7b)。

如图8，As(III)为5mg L^-1，亚甲基蓝(MB)为200mg L^-1，H₂O₂浓度为0.1mol L^-1，水力停留时间为32分钟pH为3.0时，使用15g的负载水铁矿纳米颗粒的生物炭材料可同步吸附砷(5mg L^-1)并降解亚甲基蓝(200mg L^-1)。

在最佳的反应条件下(水力停留时间＝32分钟，pH＝3.0，H₂O₂浓度＝0.1mol L^-1)，对砷的吸附和对亚甲基蓝的降解都能达到非常好的效果，在45小时的时间里，砷和亚甲基蓝的去除率始终高于96％，过程中材料吸附砷达到826mg kg^-1，降解亚甲基蓝达到32.6mgg^-1。

尽管为说明目的公开了本发明的实施例，但是本领域的技术人员可以理解：在不脱离本发明及所附权利要求的精神和范围内，各种替换、变化和修改都是可能的，因此，本发明的范围不局限于实施例所公开的内容。

Claims (3)

1.一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，其特征在于：具体工艺方法步骤如下：

(1)原始生物质材料前处理与混合：取如下质量份数的各组分：

棉籽壳70份，玉米芯5份，玉米秸秆10份，麦麸8份，豆粕5份，白灰2份，粉碎过20目筛，均匀混合，加水调至含水率65％，置于带气体交换小孔的长方形塑料半密闭容器内，压实，在温度97-100℃下，高压灭菌20-30分钟后，调节含水率为50-65％；

(2)菌丝接种和管理：用打孔棒均匀地在步骤(1)得到的原始生物质材料上打直径为1.3-1.5cm、深1.8～2.4cm的接种孔，将约2cm³的菌丝团簇体塞入接种孔，使接种孔与菌丝团簇密切吻合，在室温和无菌条件下完成糙皮侧耳菌丝接种，接种后控制温度为23-28℃，湿度72-80％，经过12-18天的培养，菌丝可长满容器，此时，在长方形塑料半密闭容器开口，使真菌菌丝进一步生长；

(3)多孔农业废弃物的获取：待菌丝生长4-8个月收取多孔农业废弃物，经干燥、破碎之后，再过60目筛备用；

(4)化学改性优化多孔农业废弃物孔隙结构：将80-120g干燥好的多孔农业废弃物浸泡于500mL浓度为0.8-1.2mol·L^-1的HCl溶液中，不断搅拌加热至90℃后自然冷却至室温，混合物用去离子水清洗以去除多余的HCl，烘干过60目筛；

(5)厌氧热解处理：将上述步骤(4)制得的改性生物炭置于马弗炉中在600℃，N₂保护下，厌氧条件下热解1小时，冷却至室温后取出；

(6)负载水铁矿纳米颗粒：将50g上述步骤(5)制得的生物炭加入2L浓度为0.1mol L^-1Fe(NO₃)₃溶液中，制备出生物炭和水铁矿纳米颗粒质量比为4的负载水铁矿纳米颗粒生物炭，调节pH稳定后，用水对所得沉淀进行多次洗涤去除多余离子后通过冷冻干燥。

2.根据权利要求1所述的一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，其特征在于：所述的菌丝团簇体的制备方法为：选择带孢子的糙皮侧耳菌伞，收集孢子及进行培养纯化，在无菌条件下，用试管口从菌伞褶处顶穿菌伞，使菌伞种片陷入管口以内，于24-26℃条件下恒温培养6小时后取出菌伞种片，于24～26℃恒温培养1周，待孢子萌发，切取生长迅速、无杂菌污染的菌丝团转管，待菌丝长满管后形成菌丝团簇，备用。

3.根据权利要求1所述的一种联合生物/化学手段制备的负载水铁矿纳米颗粒生物炭同步去除砷和有机污染物的方法，其特征在于：负载水铁矿纳米颗粒工艺步骤中使用1molL^-1NaOH溶液将体系的pH调整至7.20，搅拌10分钟后将体系稳定1.5-2小时，再调pH为7.20。