生物炭是生物质经过热解或不完全燃烧所形成的固体产物,它不仅解决了城市与农业废弃物再利用的问题,同时依靠其形成的特殊结构,可通过吸附、分配等作用固定或去除环境有机污染物。但是,传统生物炭吸附容量有限,而且其对水中污染物吸附的构-效关系和作用机制仍不清晰。因此,本研究探索了两种易于从水溶液中分离的稻壳生物炭复合材料（BC-MP——生物炭-菌丝复合球和MBC——铁改性生物炭）,通过结构表征和吸附性能对比,筛选出吸附容量最佳的铁改性生物炭开展其对水中磺胺二甲基嘧啶（SMT）的吸附构-效关系研究和作用机制研究。探索了BC-MP和MBC的结构特征和吸附性能。阐明了BC-MP中生物炭（BC）和菌丝（MP）的耦合机制为表面吸附、静电作用和胞外聚合物与生物炭之间的氢键作用。与纯菌丝球相比,BC-MP结构致密程度增加,提高了稳定性;比表面积增大,增加了吸附活性位点。MBC中铁的存在形态为磁铁矿。经磁铁矿修饰后,复合材料的比表面积减小,极性、孔体积有所增加,材料表面有Fe-O键的生成。MBC吸附SMT的表观平衡时间（120 h）低于BC-MP（144 h）,MBC对SMT的表观吸附量（0.083 mmol/L）是BC-MP（0.013 mmol/L）的6.15倍。MBC的高孔容和复杂的结构、组分变化使其更具有应用潜力。揭示了不同形成条件（r——铁/碳质量比;T——热解温度）的磁铁矿改性生物炭（MBCr-T,当r=0时,为BCT）的结构演变特征。对于原始BC,热解温度的升高（350℃～700℃）促进了有机碳相由无定形碳向芳香碳转变,表面极性降低,比表面积和孔体积增大,表面缺陷程度增加。对于MBC,当r为0.1～0.5时,铁颗粒呈分散性,但当r进一步增加时,铁颗粒团聚堵塞生物炭基体的孔隙。不考虑热解温度的情况下,MBC的极性、孔体积与BC相比均有所增加。MBC中Fe-O结构的出现不仅导致了生物炭表面Fe-OC的络合作用或铁氧化物的生成,而且也导致生物炭中无机和有机结构交替生成,并加速了铁氧化物或芳香层上的水合化或羟基化。在中低温（350℃和500℃）下,适当的铁负载有助于碳结构的缩合;而在高温（700℃）下,磁铁矿的包覆促进生物炭表面更多缺陷结构的形成。解析了MBC与SMT之间的吸附构-效关系。对于原始BC,BC500由于其湍流态的碳层结构有利于有机物的吸附,表观吸附量为0.028 mmol/g;而对于MBC,MBC0.5-700由于其结构缺陷程度最高而对有机物具有更高的吸附能力,表观吸附量为0.083 mmol/g。两室动力学模型能更好拟合SMT在MBCr-T上的吸附,并且可以区分复合材料中不同组分的贡献,对于BC,快速吸附容易发生在无定形碳组分中,慢速吸附容易发生在缩合碳组分中;对于MBC,磁铁矿颗粒增加了生物炭中的快速吸附组分,从而提高SMT的快吸附动力学速率。MBC对SMT的吸附包括了SMT在水溶液中的存在形态主导的“形态吸附模型”部分和表面形成的π键辅助氢键主导的“偏离形态吸附模型”部分。与原始BC相比,磁铁矿涂层不仅为生物炭引入了更多水合氧化物来作为氢键位点,而且提高了π键极性。BC表面的持久性自由基（PFRs）或MBC表面上的活性铁氧化物对SMT产生部分降解作用,但没有引起对SMT吸附量的高估。Dubinin-Ashtakhov模型能较好地表述MBC对SMT的吸附等温线。铁氧化物和碳基质的表面水合化作用,会导致MBC的吸附亲和力高于BC,而MBC的异质性增加,也会导致其对SMT的吸附能力的增强,其中,MBC0.5-700的饱和吸附量预测值最高,为0.3207 mmol/g。阐明了MBC对SMT的吸附作用机制。BC和MBC位点能量分布曲线在中温条件（500℃）下呈单峰分布,而在低温（350℃）或高温（700℃）条件下呈双峰分布,而且,BC和MBC在高能量区存在显著的峰值差异,MBC0.5-700具有最高的峰位能量、最高的平均位点能量和异质性,进一步验证了MBC0.5-700的最佳吸附效能。铁改性生物炭的吸附容量与平均位点能量和孔体积呈正相关关系,而且平均位点能量随吸附剂含氧量的升高而增加,π-π相互作用和孔隙填充是铁改性生物炭吸附SMT的重要机制。四种磺胺类抗生素的不同分子性质导致其在MBC0.5-700上的能量分布在高能量区和低能量区均存在明显差异。四种磺胺类抗生素的平均位点能量与分子尺寸和溶解度呈负相关,表明孔隙填充、π-π相互作用和H键是导致不同SAs吸附差异的主要机制。