近年来，随着工农业的快速发展以及人口剧增、社会活动的加大，污水农灌、农药化肥的施用 (例如波尔多液等^[1])、不合理的重金属开采与冶炼、固体废弃物 (工业污泥和生活垃圾) 和生活污水等行为以及大气污染物的沉降等因素导致大量重金属进入土壤和水体环境，在生态系统中不断富集，严重危害到公众健康和生态系统安全.铜是一种常见的重金属元素，也是大多数生物所必需的微量营养元素，但过量的铜会严重损害人或动植物的生长发育^[2].与有机污染物不同，铜进入环境中很难被微生物或化学方法去除^[3]，因而易在环境中积累^[4]，已有报道发现农田土壤中铜离子含量富集加剧^[5].吸附法被认为是去处环境重金属较好的方法^[6]，如今，利用原料广泛、成本低、具有较高环境稳定性的生物炭吸附污染物受到了广大学者的青睐^[7].

生物炭 (biochar) 是指生物质在缺氧或无氧条件下经中高温热裂解得到的一类富含碳素的、稳定的、高度芳香化的固体产物^[7].目前，利用生物炭吸附重金属方面的研究较多是通过秸秆、污泥、畜禽粪便、稻壳等原料制备，而不同原料制备的生物炭表面结构、理化性质等差异显著，其对污染物的吸附性能存在较大差别^{[8, 9]}.周丹丹等^[10]利用废弃物花生壳和松木屑制备生物炭，研究了两种生物炭对Cu²⁺的吸附特性，发现花生壳生物炭 (500℃) 达到最大吸附量为6.34 mg ·g^-1，松木屑生物炭 (200℃) 达到最大吸附量为1.22 mg ·g^-1，且平衡时间均为24 h.谢超然等^[6]用核桃青皮在500℃制备生物炭，在0.33 h小时内吸附量高达153.846 mg ·g^-1，可见不同原料制备生物炭引起的差异.当下，苹果是中国的第一大水果品种，陕西是主产区之一，就2008年而言，因修剪果树或品种更换产生约200万t的苹果枝废弃物^[11]，于全国而言，此类废弃物每年有增长趋势；锯末作为工农业废弃物，产量也很庞大^[12].如何资源化利用这些农林废弃物研发高效吸附剂处理重金属污染的水体或土壤是一个具有重要实践指导作用的科学问题.

因此，本试验以苹果枝和锯末为原料，采用热裂解法制备生物炭，开展生物炭对铜的批量吸附试验，同时利用扫描电镜，BET比表面积和孔径分析，FTIR红外对样品结构进行表征分析，探究其对水溶液中铜的吸附特性和机制，以等温吸附模型和吸附动力学模型对试验数据进行拟合，反映吸附特性，阐明其吸附机制，以期为木材废弃物的资源化利用、重金属污染防治、发展生态循环经济提供理论依据.

1 材料与方法 1.1 生物炭材料与制备

本文选取的原料包括：苹果枝 (Malus pumila Mill.，品种以秦冠为主) 采自陕西省杨凌示范区周边果树林；锯末采自陕西省林木加工厂，其中锯末主要由桐木 (法国梧桐，Platanus orientalis Linn.) 加工产生.

参考文献[13]的炭化工艺，本试验将两种原料用蒸馏水冲洗若干次后烘干，粉碎备用，先将两种原料填满于带盖的铁盒中，加盖密闭，在氮气保护的厌氧环境下，设置温度到450℃，放入南京博蕴通GF11Q-B箱式气氛炉中热解2 h，冷却至室温.待试验前，用抽滤法将生物炭用去离子水清洗至中性，烘干，然后将生物炭材料破碎过2 mm筛备用. 表 1和表 2列举出两种生物炭的主要化学组成成分和颗粒组成.为叙述方便，苹果枝生物炭称PB，锯末生物炭称JB.

1.2 生物炭表征

采用日本电子JSM-6510LV型SEM观察生物炭的形貌结构，额定扫描电压为20 kV.

生物炭样品比表面积、孔体积、孔径测定方法采用国家标准方法GB/T 19587-2004，“气体吸附BET法”测定，吸附气体采用氮气，仪器为北京金埃谱公司V-Sorb 2800P型比表面积及孔径分析仪.

官能团定性表征：将样品烘干3 d，研磨过1 mm筛，用KBr压片法在美国Bruker公司的Vertex70红外光谱仪上进行测定，波数范围为4 000~400 cm^-1，分辨率2 cm^-1，扫描次数为16.

1.3 吸附试验

准确称取0.100 0 g生物炭于250 mL锥形瓶，分别加入50 mL一定质量浓度的Cu²⁺溶液，所有Cu²⁺溶液均含0.01 mol ·L^-1的NaNO₃作为背景电解质.将锥形瓶用塑料膜封口放入25℃±1℃的气浴恒温振荡器中，以150 r ·min^-1的转速振荡一定时间，然后过0.45 μm滤膜，取上清液稀释后用于分析吸附质的浓度.每个处理设3个平行和空白处理 (生物炭H₂O)，应用统计学方法取均值进行分析.采用原子吸收分光光度法 (波长324.7 nm，火焰类型为乙炔-空气，日本日立M-2000型原子吸收分光光度计) 测定滤液中Cu²⁺的浓度，并根据吸附试验前后Cu²⁺浓度的差值计算吸附量：

(1)

式中，Q_e为吸附平衡的吸附量 (mg ·g^-1)；c₀为初始溶液浓度 (mg ·L^-1)；c_e为吸附平衡时溶液浓度 (mg ·L^-1)；V为溶液体积 (L)；m为生物炭用量 (g).

(1) 等温吸附试验

Cu²⁺溶液的初始质量浓度分别设为4、10、20、30、40、60、80、120、160 mg ·L^-1，吸附时间为4 h.

(2) 吸附动力学试验

Cu²⁺溶液的初始质量浓度为100 mg ·L^-1，吸附时间设置为5、10、20、30、40、60、120、180、300、600、1 440 min.

化学试剂Cu (NO₃)₂ ·3H₂O和NaNO₃均为分析纯 (北京化工厂)，试验用水均为二次去离子水.

1.4 模型分析 1.4.1 等温吸附模型

吸附剂的吸附量随着被吸附物浓度的增大而增大，最后达到吸附平衡.为了更好地研究吸附剂的吸附行为，常见的等温吸附模型如下.

(1) Langmuir吸附方程

经常被用来模拟溶液中污染物的吸附行为，其建立在理想的条件下，即吸附物被吸附在吸附剂的均匀表面上并且是单分子层吸附，最后达到稳定值，即最大吸附量^[14~16].

(2)

式中，Q_e为吸附平衡的吸附量 (mg ·g^-1)；Q_m为最大吸附量 (mg ·g^-1)；c_e为吸附平衡时溶液浓度 (mg ·L^-1)；a代表Langmuir吸附平衡常数.

(2) Freundlich吸附方程

假设吸附表面不均匀，吸附热不均匀分配，能模拟表面为高度不均匀吸附剂的吸附行为，其吸附中心的吸附热成指数下降^[14~17].

(3)

式中，K_F和n是Freundlich常数，分别代表吸附剂的吸附能力和吸附强度.

(3) Temkim吸附方程

吸附剂的吸附能随着吸附剂吸附中心的完成度而呈直线下降^[15~18].

(4)

式中，A为平衡结合常数 (mg ·L^-1)，B是Temkim方程系数，与吸附热有关.

(4) Dubinin-Radushkevich (D-R) 吸附方程

能估算出平均吸附能，并根据其大小来确定吸附过程是物理吸附还是化学吸附为主^{[19, 20]}.

(5)

(6)

(7)

式中，β是D-R方程系数 (mol² ·J^-2)，Q₀是最大单位吸附量 (mmol ·g^-1)，ε是Polanyi吸附势，R为理想气体常数8.314 J ·(mol ·K)^-1，T为绝对温度，E是吸附自由能 (J ·mol^-1).

1.4.2 吸附动力学模型

吸附剂的吸附量随着被吸附物浓度的增大而增大，最后达到吸附平衡.为了明确吸附过程的反应级数和吸附机制，采用的吸附动力学模型如下.

(1) 准一级动力学方程

基于假定吸附受扩散步骤的控制，吸附速率正比于平衡吸附量与t时刻吸附量的差值.用于描述主要通过边界扩散完成的单层吸附^{[21, 22]}.

(8)

式中，Q_t为t时的吸附量 (mg ·g^-1)；Q_e为吸附平衡的吸附量 (mg ·g^-1)；k₁为准一级吸附速率常数 (min^-1).

(2) 准二级动力学方程

基于假定吸附速率受化学吸附机制的控制，这种化学吸附涉及到吸附剂与吸附质之间的电子共用或电子转移.整个吸附过程包括外部液膜扩散、表面吸附以及颗粒内扩散在内的复合吸附反应，表达了污染水体中重金属的多重吸附机制的复合效应.因此，准二级吸附动力学模型能够更加全面综合反应发生在液-固之间的吸附动力学机制^{[14, 22, 23]}.

(9)

利用准二级动力学参数可以计算初始吸附速率h：

式中，k₂为准二级吸附速率常数 (g ·mg^-1 ·min^-1).

(3) Elovich model

是对由反应速率和扩散因子综合调控的非均相扩散过程的描述，包括一系列反应机制的过程^{[24, 25]}.

(10)

式中，a、b为Elovich方程常数，分别表示初始吸附速率 (g ·mg^-1 ·min^-1) 及解吸常数 (g ·mg^-1).

(4) 颗粒内扩散模型

在吸附质从溶液主体传递到固相的过程中，颗粒内扩散是主要过程，对于许多吸附，颗粒内扩散过程经常是吸附的速率控制步骤，通常可以利用颗粒内扩散方程来判断其是否为吸附速率控制步骤^{[26, 27]}.

(11)

式中，k_i为颗粒内扩散速率常数 (mg ·g^-1 ·min^-0.5)，C为常数，表示吸附剂的边界层数，对生物炭来说，C会随生物炭表面异质性和亲水性基团的增加而降低，C值越大说明边界层对吸附的影响越大.

1.5 数据处理

本试验数据采用Excel和SPSS 18.0统计分析，等温吸附和吸附动力学曲线用Origin Pro 8.5拟合并作图.

2 结果与分析 2.1 两种生物炭对Cu²⁺的等温吸附过程

两种生物炭对Cu²⁺等温吸附线如图 1所示.从中可以看出，无论是PB还是JB，均随着Cu²⁺浓度的增加，吸附量也随之增加；在低初始Cu²⁺浓度为4~60 mg ·L^-1范围时，达到吸附平衡的浓度范围在1~40 mg ·L^-1之间，Cu²⁺吸附量呈直线快速增加趋势，由0.5 mg ·g^-1增加到9.1mg ·g^-1；当初始Cu²⁺浓度范围为80~160 mg ·L^-1时，平衡液中Cu²⁺浓度从60 mg ·L^-1增长到130 mg ·L^-1，而吸附量仅从10.2 mg ·g^-1缓慢增加到13.9 mg ·g^-1，最后吸附趋于稳定，达到吸附平衡.这可解释为当溶液的初始浓度较低时，吸附剂能够提供充足的吸附位点和活性基团，而随着溶液初始浓度的不断增加，吸附位点逐渐饱和，活性基团相对减少，则吸附剂达到饱和吸附.对比PB和JB的吸附过程，在低初始浓度时，PB和JB的吸附量均快速增长，但达到吸附拐点时，PB吸附量稍高于JB，且吸附曲线更加陡峭，说明在到达相同平衡浓度时，吸附速率较快；在高初始浓度时，PB吸附量基本趋于稳定，呈现出吸附饱和状态，而JB经过缓慢增长变化后趋于稳定，达到饱和.从最终的吸附量比较，JB处理为13.92 mg ·g^-1，略微大于PB处理的13.21 mg ·g^-1.

利用4种等温吸附模型进行数据拟合，拟合曲线及相关参数由图 1和表 3所示.对于两种类型生物炭而言，Langmuir和Freundlich方程的拟合优度R²均大于0.9，明显优于Temkin和D-R模型. Langmuir方程的R²更大，且由Langmuir模型计算的最大吸附量与试验所得数据相差不大，进一步说明PB和JB对Cu²⁺的吸附更符合Langmuir模型，这意味着吸附过程近似单分子层吸附^[28].谢超然等^[6]在研究生物炭吸附Cu²⁺时也得到了相似结论.通过Langmuir方程可进一步计算出吸附反应的平衡常数R_L，即R_L=1/(1+a×c₀).若R_L值在0~1范围内，说明该吸附过程为有益吸附^{[6, 27]}.由表 3中参数a，和4~160 mg ·L^-1范围的c₀值计算得出，PB处理的R_L为0.11~0.83，而JB处理的R_L为0.17~0.89范围内，表明Cu²⁺在PB和JB上的吸附均为有益吸附.

在Langmuir模型中，理论最大吸附量Q_m表现为JB处理 (17.44 mg ·g^-1) 大于PB (15.85 mg ·g^-1)；对比PB和JB的等温吸附线，也有一致的现象，JB处理的吸附平衡系数a小于PB处理. Freundlich吸附模型中参数n>1时，表示吸附为有益吸附，PB和JB的n均大于1，分配系数K_F与吸附剂的吸附能力有关，其值越大，说明生物炭对Cu²⁺的吸附能力越强^[27]，可以看出，PB处理的K_F值为2.16，表明其对Cu²⁺吸附能力强于JB处理 (1.54). Temkin和D-R模型对PB和JB拟合性较小，D-R模型中，平均吸附能E在8~16 kJ ·mol^-1时代表化学吸附，低于8 kJ ·mol^-1时为物理吸附^{[19, 27]}.由表 3看出，无论PB (0.18) 还是JB处理 (0.12) 的E均小于8，说明吸附行为主要是物理吸附，吸附剂与吸附质之间的分子间作用力在吸附过程中起到非常重要的作用，因此结合力弱，吸附热小，并且吸附是可逆的. Q₀为最大单位吸附量，这与Langmuir方程中Q_m有相似含义，其值大小变化一致，均为JB的大于PB.

2.2 两种生物炭对Cu²⁺的吸附动力学过程

两种类型生物炭吸附Cu²⁺的动力学过程如图 2所示. PB对Cu²⁺的吸附较快，吸附5 min时，吸附量已达到饱和吸附量的67%，随着吸附时间的增长，吸附量持续增加，60 min后增幅降低，180 min时达到饱和吸附量的90%以上，并且趋于吸附平衡. JB对Cu²⁺的吸附较为缓慢，吸附5 min时，吸附量仅为饱和吸附量的26%，在300 min之内，随着吸附时间变长吸附量逐步增大，直到600 min时，达到吸附平衡.由于吸附开始时吸附剂表面的吸附位点较多，不存在离子间的竞争作用，但毕竟吸附剂的吸附位点是有限的，随着吸附位点逐渐达到饱和时，吸附率取决于重金属离子从吸附剂外部进入内部点位的速度.所以，PB和JB吸附Cu²⁺时，都是在吸附刚开始时吸附效率显著增加，而后缓慢增加趋于吸附平衡，这与周丹丹等^[10]研究结果一致，均出现“先快后慢”现象.

利用4种吸附动力学方程拟合的模型参数由表 4列出.从中可知，准一级动力学方程计算出的平衡浓度与试验值相差较大，其R²也相对较小，说明该模型不适合用于PB或JB对Cu²⁺的吸附.而准二级动力学能够很好地拟合两种生物炭对Cu²⁺的吸附，其R²也均大于0.99，且拟合的平衡吸附量 (14.81 mg ·g^-1和15.16 mg ·g^-1) 与试验值 (14.79 mg ·g^-1和15.28 mg ·g^-1) 更接近，表明PB和JB对Cu²⁺的吸附符合准二级动力学反应.相比于准一级方程只适合描述吸附初始阶段的动力学模型，准二级吸附动力学方程能够很好地描述吸附全过程，包括外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散等，更加真实地反映生物炭对Cu²⁺的吸附动力学机制.因此可以认为两种木材生物炭对Cu²⁺的吸附为物理-化学复合过程.这与花生壳和松木屑生物炭对Cu²⁺的吸附结果相似^[10].

根据准二级动力学方程拟合参数，计算吸附速率h，得到PB的h为0.162 mg ·g^-1 ·min^-1，JB的h为0.021 mg ·g^-1 ·min^-1，表明PB吸附速率更快，这与上文分配系数K_F分析结果一致，PB吸附力优于JB，但JB的饱和吸附量却大于PB. Elovich模型对两种生物炭的拟合优度R²较高，说明两种生物炭在整个吸附过程中具有均匀分布的表面吸附能^[22]；且PB的a和b值均大于JB，说明PB吸附速率快，解吸速率相对JB也快，这与准二级动力学方程h有相同变化趋势.对于颗粒内扩散模型，拟合直线没有过原点，则说明颗粒扩散不是唯一限速因素，还有其他过程 (表面吸附和液膜扩散等) 共同控制吸附反应速率^[22]. PB处理的C值大于JB处理，说明PB的边界层对Cu²⁺的吸附影响大于JB.从图 2中可以看出，曲线初始阶段呈现倾斜上升的趋势，然后逐渐趋于水平状态，这主要是因为当重金属离子扩散到吸附剂内部时，扩散阻力逐渐增大，导致扩散速度降低，最终导致吸附平衡状态.

2.3 两种生物炭对Cu²⁺的吸附过程的IR表征

两种生物炭吸附Cu²⁺前后FTIR谱图如图 3所示.从中可以很明显地看出，PB和JB有4个相同的出峰位置，500~900、1 300、1 600和3 400 cm^-1附近.查看解谱数据^{[6, 29, 30]}，发现生物炭具有—OH (3 418 cm^-1)、芳香酸类—COOH (1 697 cm^-1)、酰胺类伸缩振动—C O基 (1 650 cm^-1)、NH₄⁺基 (1 396 cm^-1)、芳香类化合物吡啶和吲哚等 (500~900 cm^-1) 基团，说明PB和JB表面具有丰富的官能团. 3 400 cm^-1附近处的峰一般认为是酚式羟基，—OH伸缩振动产生的吸收峰.定性来看，PB和JB出峰位置大致一样，峰曲线相似，说明官能团类型基本一致. 3 418 cm^-1附近处的透射峰，JB低于PB，说明JB在此处的酚羟基官能团含量 (浓度) 大于PB.其余位置峰高相似，说明官能团含量 (浓度) 差不大.

3 讨论 3.1 两种生物炭对Cu²⁺的吸附机制

生物炭对重金属吸附的作用机制研究对生物炭的推广应用具有重要意义.生物炭之所以能够吸附重金属离子，最主要是因为：其一，生物炭具有较大的比表面积，提供吸附点位，且其表面带有负电荷，重金属离子以静电吸附方式发生物理吸附；其二，生物炭表面丰富的官能团结构，促使重金属离子以离子/配体交换、金属离子与生物炭上的矿物质或官能团作用生成沉淀或络合物等化学吸附^[31].从试验结果中可以看出，PB和JB对Cu²⁺的吸附既有物理吸附也有化学吸附；物理吸附主要是比表面积和孔径影响，而化学吸附可以通过红外光谱检验材料表面吸附重金属前后官能团的变化情况，从而为判断其吸附重金属的机制提供信息.

对比PB和JB吸附前后的FTIR谱图 (图 3) 变化可以看出，在吸附重金属Cu²⁺后官能团特征峰发生明显变化，其中，位于3 418 cm^-1处的—OH基在生物炭吸附重金属时能够提供氢键作用，无论是PB还是JB在吸附Cu²⁺后—OH基峰减弱，说明—OH基被Cu²⁺占据，分子内—OH中的分子氢键作用力减弱，可见离子/配体交换存在于生物炭吸附Cu²⁺过程中^{[6, 32]}.同时，NH₄⁺可解离出H⁺与重金属离子之间发生离子交换^{[6, 33]}.其次，500~900 cm^-1之间的吡啶、吲哚等芳香化和杂环化合物的振动峰也有较明显的变化，说明芳香类和杂环化合物提供的π电子与重金属Cu²⁺形成稳定结构^{[33, 34]}，可以判定阳离子—π键作用存在于两种木材生物炭吸附Cu²⁺过程中.谢超然等^[6]和陈再明等^[35]也证实生物炭吸附重金属离子的机制主要是离子交换和阳离子—π键作用.李力等^[34]认为离子交换的本质是生物炭表面带负电荷基团与溶液中带正电荷的重金属离子之间的静电作用，吸附能较低，具有明显的可逆性，此外他还认为阳离子—π键作用的本质比较复杂，但其中也有一定的静电作用.在此，笔者主要从吸附力角度描述，认为静电吸附主要是由库仑力引起的，偏向物理吸附作用，这也就解释了表 3中，PB和JB的吸附能E较低，物理吸附为主的原因.而从吸附过程描述，离子之间以静电作用结合，所以离子交换过程本质上都存在静电作用；因为羟基在吸附剂上是以共价键存在，并不是离子，所以羟基交换一般认为是配体交换过程.综上所述，吸附机制主要包括静电吸附，配体 (酚羟基)/离子 (H⁺) 交换和阳离子—π键作用.

3.2 两种生物炭对Cu²⁺的吸附效果的差异

分析试验结果可得：锯末生物炭 (17.44 mg ·g^-1) 比苹果枝生物炭 (15.85 mg ·g^-1) 的理论最大吸附量大，笔者主要对比两种生物炭的理化性质，以期发现导致差异的影响因素. 表 5为两种生物炭表面特性对比.

从上述讨论分析可知，生物炭对铜的吸附机制主要表现为物理方面的比表面积及孔径影响吸附点位，化学方面的官能团影响配体/离子交换等和阳离子—π键作用.结合表 1和图 3分析，可以看出，JB和PB在pH、EC、CEC、TC指标方面差异不显著，说明这些指标不是影响差异的主要因素.而TN、硝态氮和铵态氮这3个指标差异显著 (P < 0.05)，且其与生物炭的NH₄⁺基、芳香类化合物吡啶 (C₅H₅N) 和吲哚 (C₈H₇N) 等含量相关，这可能暗示着，由于两种生物炭木质纤维素含量之间的差异，导致与N相关的含量有显著差异.可以明显看出，JB的TN和铵态氮含量大于PB，基于上述机制分析，NH₄⁺可解离出H⁺与Cu²⁺之间发生离子交换，芳香类和杂环化合物提供的π电子与Cu²⁺形成稳定结构；加之，图 3显示，JB的酚羟基官能团 (3 418 cm^-1) 含量大于PB，而酚羟基的配体交换和阳离子—π键作用是最主要的化学吸附机制，因此，可以推断出JB比PB的理论最大吸附量大，主要的化学因素是JB酚羟基官能团含量、TN和铵态氮含量较高，这主要是材料自身木质纤维素含量决定.此外，JB的EC和CEC值均大于PB，说明JB离子交换性更强，吸附量优于PB，相互佐证.

从物理角度分析，JB的BET比表面积 (2.462 m² ·g^-1) 和孔体积 (0.245 cm³ ·g^-1) 大于PB的BET比表面积 (1.674 m² ·g^-1) 和孔体积 (0.124 cm³ ·g^-1)，提供了更多的吸附点位，导致JB吸附量优于PB. Saito等^[36]通过试验证实生物炭粒径越小，比表面积越大；且JB的平均孔径 (43.9 nm) 小于PB (52.9 nm)，相互印证.从生物炭的SEM图像分析 (图 4)，JB表面富含颗粒，有更加微小的孔隙结构，增大了比表面积，在同分辨率图像中不清晰可见；而PB表面光滑匀质，孔隙较大，在同分辨率图像中能够清晰地看出蜂窝状的多孔结构. PB吸附速率快于JB，也与苹果枝较大的孔径分布有关，因为较大的中孔孔径，减少了颗粒内扩散的阻力.

Jiang等^[37]的研究表明，生物炭粉碎颗粒的大小对生物炭吸附性能影响较大.因此，本文通过英国马尔文公司MS-200激光粒度仪测定了生物炭的颗粒组成如表 2所示.从中可以看出，生物炭颗粒大小基本一致，不影响其对Cu²⁺的吸附效果.

综上所述，两种木材生物炭对Cu²⁺的吸附效果差异，主要是由于JB比PB的BET比表面积更大，孔径更微小；以及更高的TN和铵态氮含量，含量更多的酚羟基官能团.这些主要是由两种木材生物炭的木质纤维素含量决定的.

3.3 不同原料制备的生物炭对Cu²⁺的吸附能力差异

统计生物炭对Cu²⁺的吸附相关报道，整理出表 6.通过对比发现，除了核桃青皮、牛粪、互米花草和水葫芦等原料制备的生物炭外，本研究的JB和PB两种木材生物炭的吸附量较大.结合平衡时间和制备温度来看，JB和PB对Cu²⁺的吸附有一定优势，即短时间内吸附量即可达到较高数值.结合国家土壤环境质量标准 (GB 15618-1995) 和地表水环境质量标准 (GB 3838-2002) 中对铜的达标要求，本研究中的JB和PB能满足其要求，可以应用推广，且更加适合城市种植梧桐树区域和西北苹果树种植区域.

4 结论

(1) 锯末生物炭 (17.44 mg ·g^-1) 的理论最大吸附量优于苹果枝生物炭 (15.85 mg ·g^-1)，苹果枝生物炭 (3h) 吸附平衡时间快于锯末生物炭 (6 h)，这些差异主要由BET比表面积和孔径分布，以及酚羟基官能团、铵态氮和TN含量等因素影响，主要决定因素是两种不同来源生物炭的木质纤维素含量导致.与其他生物质原料制备的生物炭对Cu²⁺的吸附性能研究相比，两种木材生物炭的吸附性能较良好.

(2) Langmuir模型能够很好地描述两种生物炭对Cu²⁺的等温吸附过程，这说明吸附过程主要是近似单分子层的吸附，且R_L值在0~1内，为有益吸附；两种生物炭对Cu²⁺的吸附动力学符合准二级动力学模型，说明其吸附是物理-化学复合过程，颗粒内扩散与表面吸附和液膜扩散等共同控制吸附反应速率.

(3) 两种生物炭对Cu²⁺的吸附机制包括静电吸附、配体 (酚羟基)/离子 (H⁺) 交换和阳离子—π键作用，物理静电吸附为主.