- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
3.1.1. Contaminated waterSorption o
3.1.1. Contaminated water
Sorption of organic contaminants from water onto biochar occurs due to its high surface area and microporosity (Yu et al., 2009, Yang et al., 2010 and Lou et al., 2011). Biochars produced at >400 °C are more effective for organic contaminant sorption because of their high surface area and micropore development (Uchimiya et al., 2010, Yang et al., 2010 and Ahmad et al., 2012a). Chen et al. (2008) predicted that the partitioning of organic contaminants into non-carbonized biochar fractions derived from pine needles was the major sorption mechanism at low pyrolysis temperatures (100–300 °C), whereas adsorption onto porous carbonized fractions was dominant at high temperatures (400–700 °C). Surface polarity and aromaticity are important characteristics of biochars, as they affect aqueous organic contaminant sorption (Chen et al., 2008). In general, at >500 °C, biochar surfaces become less polar and more aromatic due to the loss of O- and H-containing functional groups, which may further affect organic contaminant adsorption. Uchimiya et al. (2010) reported an increase in the sorption capacity of deisopropylatrazine with an increase in aromaticity of biochar derived from broiler litter at 700 °C. Similar observations were made for trichloroethylene sorption on biochars produced from soybean stover and peanut shells at 700 °C versus at 300 °C (Ahmad et al., 2012a). This was explained with the high aromaticity and low polarity of the biochars produced at 700 °C. In contrast, Sun et al. (2011) reported that the biochars produced at 400 °C with high polarities were more effective on the sorption of norflurazon and fluridone. These different findings are attributed to differences in the nature of the organic compounds. Polar compounds, such as norflurazon and fluridone, are adsorbed by H-bonding between the compounds and the O-containing moieties of the biochars (Sun et al., 2011), whereas non-polar compounds, such as trichloroethylene, access hydrophobic sites on biochar surfaces in the absence of H-bonding between water and O-containing functional groups (Ahmad et al., 2012a). Therefore, the functionality of the target organic contaminant critically affects biochar adsorption capacity. A higher adsorption capacity for 1-naphthol than naphthalene on biochars produced from orange peel at 200–350 °C was reported due to polar-specific interactions between hydroxyl groups in 1-naphthol and polar surfaces of the biochars (Chen and Chen, 2009).
Electrostatic attraction/repulsion between organic contaminants and biochar is another possible adsorption mechanism. Biochar surfaces are normally, negatively charged, which could facilitate the electrostatic attraction of positively charged cationic organic compounds. This electrostatic attraction was reported by Xu et al. (2011) and Qiu et al. (2009) related to the studies on the adsorption of cationic dyes including methyl violet and rhodanine from water. Aromatic π-systems in highly polar biochars, produced at 400 °C, are rich in electron-withdrawing functional groups (Keiluweit et al., 2010). They tend to be electron-deficient and may act as π-acceptors towards electron donors. Both electron rich and poor functional groups are present in high temperature derived biochars; hence, they are theoretically capable of interacting with both electron donors and electron accepters (Sun et al., 2012). The π–π electron donor–acceptor interaction between π-electron rich graphene surface of biochar and π-electron deficient positively charged organics is enhanced (Qiu et al., 2009, Teixidó et al., 2011 and Sun et al., 2012). However, an electrostatic repulsion between negatively charged anionic organic compounds and biochars could promote H-bonding and induce adsorption. This phenomenon was reported by Teixidó et al. (2011) who showed the sulfamethazine adsorption on hardwood derived biochar produced at 600 °C. It was postulated that anionic sulfamethazine deprotonates under alkaline conditions, which released OH− and resulted in the formation of strong H-bonding between sulfamethazine and carboxylate or phenolate groups available on biochar (Teixidó et al., 2011).
Solution chemistry, such as pH and ionic strength, may also affect the sorption of organics onto biochar. The sorption capacity of biochars derived from crop residue at 350 °C for methyl violet increased sharply from pH 7.7 to 8.7 (Xu et al., 2011). The electrostatic attraction between biochars and methyl violet increased with the rise in pH due to the dissociation of phenolic –OH group of biochars, thereby increasing the net negative charge on their surfaces (Xu et al., 2011). Similarly, the ionic strength of the solution also showed positive effects on the organic contaminant adsorption on biochars (Qiu et al., 2009 and Xu et al., 2011). In particular, an increase in anionic brilliant blue dye adsorption on biochars with an increase in ionic strength was due to neutralization of the negative charge of biochar with Na+ and compression of electrical double layer near the surface, which effectively reduced the electrostatic repulsion between the anionic dye and the biochar surface (Qiu et al., 2009). Biochar contains variable charged (or pH-dependent charge) surfaces. An increase in pH on these surfaces results in an increase in the negative charge (Xu et al., 2011). The relative effect of ionic strength on the adsorption onto these surfaces is pH dependent. In general, the effect of ionic strength on adsorption onto biochar can be positive or negative depending on pH or the point of zero charge of the biochar (Bolan et al., 1999).
3.1.2. Contaminated soils
Limited studies are available on biochar applications to remediate the soils contaminated with organic pollutants as compared to water remediation (Table 3). Jones et al. (2011) evaluated the long-term biochar effect on soil contaminated with simazine. Strong simazine sorption into the micropores of biochar suppresses biodegradation and leaching of simazine into groundwater (Jones et al., 2011). A high application rate (25 t ha−1) and small particle size (
Sorption of organic contaminants from water onto biochar occurs due to its high surface area and microporosity (Yu et al., 2009, Yang et al., 2010 and Lou et al., 2011). Biochars produced at >400 °C are more effective for organic contaminant sorption because of their high surface area and micropore development (Uchimiya et al., 2010, Yang et al., 2010 and Ahmad et al., 2012a). Chen et al. (2008) predicted that the partitioning of organic contaminants into non-carbonized biochar fractions derived from pine needles was the major sorption mechanism at low pyrolysis temperatures (100–300 °C), whereas adsorption onto porous carbonized fractions was dominant at high temperatures (400–700 °C). Surface polarity and aromaticity are important characteristics of biochars, as they affect aqueous organic contaminant sorption (Chen et al., 2008). In general, at >500 °C, biochar surfaces become less polar and more aromatic due to the loss of O- and H-containing functional groups, which may further affect organic contaminant adsorption. Uchimiya et al. (2010) reported an increase in the sorption capacity of deisopropylatrazine with an increase in aromaticity of biochar derived from broiler litter at 700 °C. Similar observations were made for trichloroethylene sorption on biochars produced from soybean stover and peanut shells at 700 °C versus at 300 °C (Ahmad et al., 2012a). This was explained with the high aromaticity and low polarity of the biochars produced at 700 °C. In contrast, Sun et al. (2011) reported that the biochars produced at 400 °C with high polarities were more effective on the sorption of norflurazon and fluridone. These different findings are attributed to differences in the nature of the organic compounds. Polar compounds, such as norflurazon and fluridone, are adsorbed by H-bonding between the compounds and the O-containing moieties of the biochars (Sun et al., 2011), whereas non-polar compounds, such as trichloroethylene, access hydrophobic sites on biochar surfaces in the absence of H-bonding between water and O-containing functional groups (Ahmad et al., 2012a). Therefore, the functionality of the target organic contaminant critically affects biochar adsorption capacity. A higher adsorption capacity for 1-naphthol than naphthalene on biochars produced from orange peel at 200–350 °C was reported due to polar-specific interactions between hydroxyl groups in 1-naphthol and polar surfaces of the biochars (Chen and Chen, 2009).
Electrostatic attraction/repulsion between organic contaminants and biochar is another possible adsorption mechanism. Biochar surfaces are normally, negatively charged, which could facilitate the electrostatic attraction of positively charged cationic organic compounds. This electrostatic attraction was reported by Xu et al. (2011) and Qiu et al. (2009) related to the studies on the adsorption of cationic dyes including methyl violet and rhodanine from water. Aromatic π-systems in highly polar biochars, produced at 400 °C, are rich in electron-withdrawing functional groups (Keiluweit et al., 2010). They tend to be electron-deficient and may act as π-acceptors towards electron donors. Both electron rich and poor functional groups are present in high temperature derived biochars; hence, they are theoretically capable of interacting with both electron donors and electron accepters (Sun et al., 2012). The π–π electron donor–acceptor interaction between π-electron rich graphene surface of biochar and π-electron deficient positively charged organics is enhanced (Qiu et al., 2009, Teixidó et al., 2011 and Sun et al., 2012). However, an electrostatic repulsion between negatively charged anionic organic compounds and biochars could promote H-bonding and induce adsorption. This phenomenon was reported by Teixidó et al. (2011) who showed the sulfamethazine adsorption on hardwood derived biochar produced at 600 °C. It was postulated that anionic sulfamethazine deprotonates under alkaline conditions, which released OH− and resulted in the formation of strong H-bonding between sulfamethazine and carboxylate or phenolate groups available on biochar (Teixidó et al., 2011).
Solution chemistry, such as pH and ionic strength, may also affect the sorption of organics onto biochar. The sorption capacity of biochars derived from crop residue at 350 °C for methyl violet increased sharply from pH 7.7 to 8.7 (Xu et al., 2011). The electrostatic attraction between biochars and methyl violet increased with the rise in pH due to the dissociation of phenolic –OH group of biochars, thereby increasing the net negative charge on their surfaces (Xu et al., 2011). Similarly, the ionic strength of the solution also showed positive effects on the organic contaminant adsorption on biochars (Qiu et al., 2009 and Xu et al., 2011). In particular, an increase in anionic brilliant blue dye adsorption on biochars with an increase in ionic strength was due to neutralization of the negative charge of biochar with Na+ and compression of electrical double layer near the surface, which effectively reduced the electrostatic repulsion between the anionic dye and the biochar surface (Qiu et al., 2009). Biochar contains variable charged (or pH-dependent charge) surfaces. An increase in pH on these surfaces results in an increase in the negative charge (Xu et al., 2011). The relative effect of ionic strength on the adsorption onto these surfaces is pH dependent. In general, the effect of ionic strength on adsorption onto biochar can be positive or negative depending on pH or the point of zero charge of the biochar (Bolan et al., 1999).
3.1.2. Contaminated soils
Limited studies are available on biochar applications to remediate the soils contaminated with organic pollutants as compared to water remediation (Table 3). Jones et al. (2011) evaluated the long-term biochar effect on soil contaminated with simazine. Strong simazine sorption into the micropores of biochar suppresses biodegradation and leaching of simazine into groundwater (Jones et al., 2011). A high application rate (25 t ha−1) and small particle size (
0/5000
3.1.1 การปนเปื้อน
ดูดของสารปนเปื้อนอินทรีย์จากน้ำบน biochar เกิดขึ้นเนื่องจากเป็นพื้นที่สูงและ microporosity (Yu et al. ปี 2009, Yang et al., 2010 และ Lou et al., 2011) Biochars ผลิตที่ > เนื่องจากความสูงพื้นผิวตั้งและ micropore พัฒนามีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับดูดสารปนเปื้อนอินทรีย์ 400 ° C (Uchimiya et al., 2010 ยาง et al., 2010 และ Ahmad et al., 2012a) . Chen et al. (2008) คาดการณ์ว่า การแบ่งพาร์ทิชันของสารปนเปื้อนอินทรีย์เป็นเศษไม่ใช่ถ่าน biochar มาสนเข็มเป็นกลไกสำคัญดูดที่อุณหภูมิชีวภาพต่ำ (100-300 ° C), ในขณะที่ดูดซับบนเศษถ่าน porous ถูกหลักที่อุณหภูมิสูง (400-700 ° C) พื้นผิวขั้วและ aromaticity เป็นลักษณะสำคัญของ biochars รวมพวกเขาดูดสารปนเปื้อนอินทรีย์อควี (Chen et al., 2008) ทั่วไป ที่ > 500 ° C ผิว biochar กลายเป็นขั้วโลกน้อย และหอมมากขึ้นเนื่องจากการสูญเสียของประกอบด้วย O และ H functional กลุ่ม ที่มีผลต่อการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์เพิ่มเติม Uchimiya et al (2010) รายงานการเพิ่มขึ้นของกำลังการดูดของ deisopropylatrazine กับการเพิ่มขึ้นใน aromaticity ของ biochar มาจากแคร่ไก่เนื้อที่ 700 องศาเซลเซียส สังเกตคล้ายมีไว้สำหรับดูดทธิใน biochars ที่ผลิตจากถั่วเหลือง stover และเปลือกถั่วลิสงที่ 700 ° C เมื่อเทียบกับที่ 300 ° C (Ahmad et al., 2012a) นี้มีอธิบาย aromaticity สูงและต่ำสุดขั้วของ biochars ผลิตที่ 700 องศาเซลเซียส ในทางตรงกันข้าม ซัน et al. (2011) รายงานว่า biochars ผลิตที่ 400 ° C มีขั้วสูงขึ้นเพิ่มประสิทธิภาพในการดูดของ norflurazon และ fluridone ผลการวิจัยเหล่านี้แตกต่างกันมาจากความแตกต่างในลักษณะของสารอินทรีย์ สารโพลาร์ norflurazon และ fluridone มี adsorbed โดย H-ยึดระหว่างสารประกอบ moieties ประกอบด้วย O ของ biochars (Sun et al., 2011), ในขณะที่สารประกอบไม่มีขั้ว เช่นทธิ เข้าถึงไซต์ hydrophobic biochar พื้นผิวในการขาดงานของ H-ยึดระหว่างน้ำและ O ประกอบด้วย functional กลุ่ม (Ahmad et al., 2012a) ดังนั้น การทำงานของสารปนเปื้อนอินทรีย์เป้าหมายเหลือมีผลต่อกำลังดูดซับ biochar สูงดูดซับรอง 1-naphthol กว่ารายงานแนฟทาลีนใน biochars ที่ผลิตจากเปลือกส้มที่ 200 – 350 ° C เนื่องจากขั้วเฉพาะการโต้ตอบระหว่างกลุ่มไฮดรอกซิลในพื้นผิว 1-naphthol และขั้วของ biochars (เฉินและเฉิน 2009)
สถานที่ท่องเที่ยวงาน repulsion ระหว่างสารปนเปื้อนอินทรีย์ biochar เป็นกลไกดูดซับได้อีก Biochar ผิวปกติ ส่งเรียกเก็บ ซึ่งสามารถช่วยดึงดูดไฟฟ้าสถิตของบวกคิด cationic สารอินทรีย์ สถานที่ท่องเที่ยวงานนี้รายงาน โดย Xu et al. (2011) และคู et al (2009) ที่เกี่ยวข้องกับการศึกษาของ cationic สีม่วง methyl และ rhodanine จากน้ำ หอมπ-ระบบ biochars ขั้วสูง ผลิตที่ 400 ° C อุดมไปด้วยอิเล็กตรอนถอน functional กลุ่ม (Keiluweit et al., 2010) พวกเขามักจะ เป็นอิเล็กตรอนไม่ และอาจทำหน้าที่เป็นπ-acceptors ต่อผู้บริจาคอิเล็กตรอน ทั้งสองอิเล็กตรอนรวย และยากจน functional กลุ่มอยู่ในอุณหภูมิสูงได้ biochars ดังนั้น พวกเขาจะตามหลักวิชาสามารถโต้ตอบกับผู้บริจาคอิเล็กตรอนและอิเล็กตรอน accepters (Sun et al., 2012) การππ-อิเล็กตรอนบริจาค – acceptor โต้ตอบระหว่างπ-อิเล็กตรอนเพิ่มผิว graphene รวย biochar และπ-อิเล็กตรอนขาดสารชำระบวกอินทรีย์ (คู et al., 2009, al. et Teixidó, 2011 และซัน et al., 2012) อย่างไรก็ตาม repulsion การงานระหว่าง biochars และคิดค่าธรรมเนียมส่งย้อมสารอินทรีย์สามารถ H-งานส่งเสริม และก่อให้เกิดการดูดซับ ปรากฏการณ์นี้ได้รับการรายงานโดย Teixidó et al. (2011) ที่พบว่าดูดซับ sulfamethazine บน biochar ไม้มาผลิตที่ 600 องศาเซลเซียส ได้ postulated deprotonates sulfamethazine ย้อมที่สภาวะด่าง ที่ออก OH− และทำให้เกิดการก่อตัวของ H-ยึดที่แข็งแรงระหว่างกลุ่ม sulfamethazine และ carboxylate หรือ phenolate บน biochar (Teixidó et al., 2011) ได้
โซลูชันเคมี ค่า pH และความแรงของ ionic อาจมีผลต่อการดูดของอินทรีย์บน biochar กำลังดูดของ biochars ได้มาจากสารตกค้างพืชที่ 350 ° C สำหรับ methyl ม่วงเพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วจากค่า pH 7.7 การ 8.7 (Xu et al., 2011) เที่ยวงานระหว่าง biochars และอมม่วง methyl เพิ่มกับเพิ่มขึ้นในค่า pH จาก dissociation กลุ่ม – OH ฟีนอ biochars จึงเพิ่มประจุลบสุทธิบนพื้นผิวของพวกเขา (Xu et al., 2011) ในทำนองเดียวกัน แรง ionic โซลูชันยังพบผลบวกดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์บน biochars (คู et al., 2009 และ Xu et al., 2011) โดยเฉพาะ การเพิ่มการดูดซับสีย้อมสีน้ำเงินสดใสย้อมบน biochars ด้วยการเพิ่มความแรงของ ionic เกิดปฏิกิริยาสะเทินของประจุลบของ biochar กับ Na และการบีบอัดของชั้นไฟฟ้าใกล้พื้นผิว ซึ่งมีประสิทธิภาพลดลง repulsion สถิตระหว่างย้อมย้อมผิว biochar (คู et al., 2009) Biochar ประกอบด้วยตัวแปรที่คิด (หรือค่าธรรมเนียมขึ้นอยู่กับค่า pH) พื้นผิว การเพิ่มค่า pH ในผิวเหล่านี้ส่งผลในการเพิ่มประจุลบ (Xu et al., 2011) ผลสัมพัทธ์ของ ionic แรงดูดซับบนพื้นผิวเหล่านี้จะขึ้นอยู่กับค่า pH ทั่วไป ผลของความแรงของ ionic ดูดซับบน biochar สามารถบวก หรือลบขึ้นอยู่กับค่า pH หรือจุดศูนย์ค่า biochar (Bolan et al., 1999) ได้
3.1.2 ได้ ปนเปื้อนดินเนื้อปูน
ศึกษาจำกัดมี biochar โปรแกรมสำรองดินเนื้อปูนปนเปื้อนสารมลพิษอินทรีย์เมื่อเทียบกับน้ำผู้เชี่ยวชาญ (ตาราง 3) Jones et al (2011) ประเมินผล biochar ระยะยาวดินปนเปื้อน simazine ดูดแรง simazine ใน micropores ของ biochar ไม่ใส่ biodegradation และการละลายของ simazine ในน้ำบาดาล (Jones et al., 2011) อัตราการใช้สูง (25 t ha−1) และขนาดอนุภาคขนาดเล็ก (< 2 มม.) biochar มีประสิทธิภาพสูงสุดสำหรับ simazine ดูดซับ ยาง et al. (2010) และ Yu et al (2009) รายงานพบคล้าย biochars ที่ผลิตจาก woodchips และฝ้ายฟาง pyrolyzed ที่ 850 ° C ส่งผลให้ลดลงกระจาย chlorpyrifos คาร์โบฟูแรน และ fipronil จากดินเนื่องจากการดูดสูง ซึ่งลดการดูดซึมจึง โดดเด่น ผู้เขียนรายงานลดการออกเสียงในการดูดซับของสารกำจัดศัตรูพืชเหล่านี้ โดยพืชที่ปลูกในดินเนื้อปูนปนเปื้อน ประสิทธิภาพดีอย่างหนึ่งน้อยกว่าที่รายงาน โดย biochar ผลิตที่ < 450 องศาเซลเซียส ดูดซับสารพิษที่ต่ำในดินเนื้อปูนอาจเกิดจากสมาคมมีศักยภาพ biochar กับอินทรีย์ละลายจากดิน ซึ่งสามารถ coat biochar อนุภาค ลดการเข้าถึงของยาฆ่าแมลงไปยังไซต์ดูด (Zhang et al., 2010) ดูดของ atrazine ลงเนื้อหา C อินทรีย์ของ biochar ผลิตจากมูลโคนมที่ 450 ° C แสดงว่า สูงกว่าละลายอินทรีย์ C เนื้อหาในดินอาจลด atrazine ดูด โดยบล็อก biochar รูขุมขน (Cao et al., 2011)
โดยรวม biochars การผลิตที่อุณหภูมิสูงแสดงประสิทธิภาพในการดูดสูงสำหรับผู้เชี่ยวชาญเกษตรอินทรีย์สารปนเปื้อนในดินและน้ำ นี้คือคงพื้นที่สูงและ microporosity biochars กลไกการดูดเพิ่มเติมรวมแหล่งท่องเที่ยวไฟฟ้าสถิตระหว่างผิวคิดค่าธรรมเนียมของ biochars และสารอินทรีย์ ionic อย่างไรก็ตาม แพร่แบ่งพาร์ติชัน และต่อมาในส่วนไม่ใช่ถ่าน และถ่านของ biochar อาจเป็นกลไกที่มีประสิทธิภาพดูด ionic ไม่มีสาร ดังนั้น biochars ควรจะผลิตภายใต้เงื่อนไขโดยชีวภาพ คุณสมบัติ biochar ควรยังสามารถระมัดระวังตรวจสอบก่อนที่โปรแกรมประยุกต์สำหรับแก้ไขข้อผิดพลาดของสารปนเปื้อนอินทรีย์เฉพาะในดินหรือน้ำ
ดูดของสารปนเปื้อนอินทรีย์จากน้ำบน biochar เกิดขึ้นเนื่องจากเป็นพื้นที่สูงและ microporosity (Yu et al. ปี 2009, Yang et al., 2010 และ Lou et al., 2011) Biochars ผลิตที่ > เนื่องจากความสูงพื้นผิวตั้งและ micropore พัฒนามีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับดูดสารปนเปื้อนอินทรีย์ 400 ° C (Uchimiya et al., 2010 ยาง et al., 2010 และ Ahmad et al., 2012a) . Chen et al. (2008) คาดการณ์ว่า การแบ่งพาร์ทิชันของสารปนเปื้อนอินทรีย์เป็นเศษไม่ใช่ถ่าน biochar มาสนเข็มเป็นกลไกสำคัญดูดที่อุณหภูมิชีวภาพต่ำ (100-300 ° C), ในขณะที่ดูดซับบนเศษถ่าน porous ถูกหลักที่อุณหภูมิสูง (400-700 ° C) พื้นผิวขั้วและ aromaticity เป็นลักษณะสำคัญของ biochars รวมพวกเขาดูดสารปนเปื้อนอินทรีย์อควี (Chen et al., 2008) ทั่วไป ที่ > 500 ° C ผิว biochar กลายเป็นขั้วโลกน้อย และหอมมากขึ้นเนื่องจากการสูญเสียของประกอบด้วย O และ H functional กลุ่ม ที่มีผลต่อการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์เพิ่มเติม Uchimiya et al (2010) รายงานการเพิ่มขึ้นของกำลังการดูดของ deisopropylatrazine กับการเพิ่มขึ้นใน aromaticity ของ biochar มาจากแคร่ไก่เนื้อที่ 700 องศาเซลเซียส สังเกตคล้ายมีไว้สำหรับดูดทธิใน biochars ที่ผลิตจากถั่วเหลือง stover และเปลือกถั่วลิสงที่ 700 ° C เมื่อเทียบกับที่ 300 ° C (Ahmad et al., 2012a) นี้มีอธิบาย aromaticity สูงและต่ำสุดขั้วของ biochars ผลิตที่ 700 องศาเซลเซียส ในทางตรงกันข้าม ซัน et al. (2011) รายงานว่า biochars ผลิตที่ 400 ° C มีขั้วสูงขึ้นเพิ่มประสิทธิภาพในการดูดของ norflurazon และ fluridone ผลการวิจัยเหล่านี้แตกต่างกันมาจากความแตกต่างในลักษณะของสารอินทรีย์ สารโพลาร์ norflurazon และ fluridone มี adsorbed โดย H-ยึดระหว่างสารประกอบ moieties ประกอบด้วย O ของ biochars (Sun et al., 2011), ในขณะที่สารประกอบไม่มีขั้ว เช่นทธิ เข้าถึงไซต์ hydrophobic biochar พื้นผิวในการขาดงานของ H-ยึดระหว่างน้ำและ O ประกอบด้วย functional กลุ่ม (Ahmad et al., 2012a) ดังนั้น การทำงานของสารปนเปื้อนอินทรีย์เป้าหมายเหลือมีผลต่อกำลังดูดซับ biochar สูงดูดซับรอง 1-naphthol กว่ารายงานแนฟทาลีนใน biochars ที่ผลิตจากเปลือกส้มที่ 200 – 350 ° C เนื่องจากขั้วเฉพาะการโต้ตอบระหว่างกลุ่มไฮดรอกซิลในพื้นผิว 1-naphthol และขั้วของ biochars (เฉินและเฉิน 2009)
สถานที่ท่องเที่ยวงาน repulsion ระหว่างสารปนเปื้อนอินทรีย์ biochar เป็นกลไกดูดซับได้อีก Biochar ผิวปกติ ส่งเรียกเก็บ ซึ่งสามารถช่วยดึงดูดไฟฟ้าสถิตของบวกคิด cationic สารอินทรีย์ สถานที่ท่องเที่ยวงานนี้รายงาน โดย Xu et al. (2011) และคู et al (2009) ที่เกี่ยวข้องกับการศึกษาของ cationic สีม่วง methyl และ rhodanine จากน้ำ หอมπ-ระบบ biochars ขั้วสูง ผลิตที่ 400 ° C อุดมไปด้วยอิเล็กตรอนถอน functional กลุ่ม (Keiluweit et al., 2010) พวกเขามักจะ เป็นอิเล็กตรอนไม่ และอาจทำหน้าที่เป็นπ-acceptors ต่อผู้บริจาคอิเล็กตรอน ทั้งสองอิเล็กตรอนรวย และยากจน functional กลุ่มอยู่ในอุณหภูมิสูงได้ biochars ดังนั้น พวกเขาจะตามหลักวิชาสามารถโต้ตอบกับผู้บริจาคอิเล็กตรอนและอิเล็กตรอน accepters (Sun et al., 2012) การππ-อิเล็กตรอนบริจาค – acceptor โต้ตอบระหว่างπ-อิเล็กตรอนเพิ่มผิว graphene รวย biochar และπ-อิเล็กตรอนขาดสารชำระบวกอินทรีย์ (คู et al., 2009, al. et Teixidó, 2011 และซัน et al., 2012) อย่างไรก็ตาม repulsion การงานระหว่าง biochars และคิดค่าธรรมเนียมส่งย้อมสารอินทรีย์สามารถ H-งานส่งเสริม และก่อให้เกิดการดูดซับ ปรากฏการณ์นี้ได้รับการรายงานโดย Teixidó et al. (2011) ที่พบว่าดูดซับ sulfamethazine บน biochar ไม้มาผลิตที่ 600 องศาเซลเซียส ได้ postulated deprotonates sulfamethazine ย้อมที่สภาวะด่าง ที่ออก OH− และทำให้เกิดการก่อตัวของ H-ยึดที่แข็งแรงระหว่างกลุ่ม sulfamethazine และ carboxylate หรือ phenolate บน biochar (Teixidó et al., 2011) ได้
โซลูชันเคมี ค่า pH และความแรงของ ionic อาจมีผลต่อการดูดของอินทรีย์บน biochar กำลังดูดของ biochars ได้มาจากสารตกค้างพืชที่ 350 ° C สำหรับ methyl ม่วงเพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วจากค่า pH 7.7 การ 8.7 (Xu et al., 2011) เที่ยวงานระหว่าง biochars และอมม่วง methyl เพิ่มกับเพิ่มขึ้นในค่า pH จาก dissociation กลุ่ม – OH ฟีนอ biochars จึงเพิ่มประจุลบสุทธิบนพื้นผิวของพวกเขา (Xu et al., 2011) ในทำนองเดียวกัน แรง ionic โซลูชันยังพบผลบวกดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์บน biochars (คู et al., 2009 และ Xu et al., 2011) โดยเฉพาะ การเพิ่มการดูดซับสีย้อมสีน้ำเงินสดใสย้อมบน biochars ด้วยการเพิ่มความแรงของ ionic เกิดปฏิกิริยาสะเทินของประจุลบของ biochar กับ Na และการบีบอัดของชั้นไฟฟ้าใกล้พื้นผิว ซึ่งมีประสิทธิภาพลดลง repulsion สถิตระหว่างย้อมย้อมผิว biochar (คู et al., 2009) Biochar ประกอบด้วยตัวแปรที่คิด (หรือค่าธรรมเนียมขึ้นอยู่กับค่า pH) พื้นผิว การเพิ่มค่า pH ในผิวเหล่านี้ส่งผลในการเพิ่มประจุลบ (Xu et al., 2011) ผลสัมพัทธ์ของ ionic แรงดูดซับบนพื้นผิวเหล่านี้จะขึ้นอยู่กับค่า pH ทั่วไป ผลของความแรงของ ionic ดูดซับบน biochar สามารถบวก หรือลบขึ้นอยู่กับค่า pH หรือจุดศูนย์ค่า biochar (Bolan et al., 1999) ได้
3.1.2 ได้ ปนเปื้อนดินเนื้อปูน
ศึกษาจำกัดมี biochar โปรแกรมสำรองดินเนื้อปูนปนเปื้อนสารมลพิษอินทรีย์เมื่อเทียบกับน้ำผู้เชี่ยวชาญ (ตาราง 3) Jones et al (2011) ประเมินผล biochar ระยะยาวดินปนเปื้อน simazine ดูดแรง simazine ใน micropores ของ biochar ไม่ใส่ biodegradation และการละลายของ simazine ในน้ำบาดาล (Jones et al., 2011) อัตราการใช้สูง (25 t ha−1) และขนาดอนุภาคขนาดเล็ก (< 2 มม.) biochar มีประสิทธิภาพสูงสุดสำหรับ simazine ดูดซับ ยาง et al. (2010) และ Yu et al (2009) รายงานพบคล้าย biochars ที่ผลิตจาก woodchips และฝ้ายฟาง pyrolyzed ที่ 850 ° C ส่งผลให้ลดลงกระจาย chlorpyrifos คาร์โบฟูแรน และ fipronil จากดินเนื่องจากการดูดสูง ซึ่งลดการดูดซึมจึง โดดเด่น ผู้เขียนรายงานลดการออกเสียงในการดูดซับของสารกำจัดศัตรูพืชเหล่านี้ โดยพืชที่ปลูกในดินเนื้อปูนปนเปื้อน ประสิทธิภาพดีอย่างหนึ่งน้อยกว่าที่รายงาน โดย biochar ผลิตที่ < 450 องศาเซลเซียส ดูดซับสารพิษที่ต่ำในดินเนื้อปูนอาจเกิดจากสมาคมมีศักยภาพ biochar กับอินทรีย์ละลายจากดิน ซึ่งสามารถ coat biochar อนุภาค ลดการเข้าถึงของยาฆ่าแมลงไปยังไซต์ดูด (Zhang et al., 2010) ดูดของ atrazine ลงเนื้อหา C อินทรีย์ของ biochar ผลิตจากมูลโคนมที่ 450 ° C แสดงว่า สูงกว่าละลายอินทรีย์ C เนื้อหาในดินอาจลด atrazine ดูด โดยบล็อก biochar รูขุมขน (Cao et al., 2011)
โดยรวม biochars การผลิตที่อุณหภูมิสูงแสดงประสิทธิภาพในการดูดสูงสำหรับผู้เชี่ยวชาญเกษตรอินทรีย์สารปนเปื้อนในดินและน้ำ นี้คือคงพื้นที่สูงและ microporosity biochars กลไกการดูดเพิ่มเติมรวมแหล่งท่องเที่ยวไฟฟ้าสถิตระหว่างผิวคิดค่าธรรมเนียมของ biochars และสารอินทรีย์ ionic อย่างไรก็ตาม แพร่แบ่งพาร์ติชัน และต่อมาในส่วนไม่ใช่ถ่าน และถ่านของ biochar อาจเป็นกลไกที่มีประสิทธิภาพดูด ionic ไม่มีสาร ดังนั้น biochars ควรจะผลิตภายใต้เงื่อนไขโดยชีวภาพ คุณสมบัติ biochar ควรยังสามารถระมัดระวังตรวจสอบก่อนที่โปรแกรมประยุกต์สำหรับแก้ไขข้อผิดพลาดของสารปนเปื้อนอินทรีย์เฉพาะในดินหรือน้ำ
การแปล กรุณารอสักครู่..
3.1.1. Contaminated water
Sorption of organic contaminants from water onto biochar occurs due to its high surface area and microporosity (Yu et al., 2009, Yang et al., 2010 and Lou et al., 2011). Biochars produced at >400 °C are more effective for organic contaminant sorption because of their high surface area and micropore development (Uchimiya et al., 2010, Yang et al., 2010 and Ahmad et al., 2012a). Chen et al. (2008) predicted that the partitioning of organic contaminants into non-carbonized biochar fractions derived from pine needles was the major sorption mechanism at low pyrolysis temperatures (100–300 °C), whereas adsorption onto porous carbonized fractions was dominant at high temperatures (400–700 °C). Surface polarity and aromaticity are important characteristics of biochars, as they affect aqueous organic contaminant sorption (Chen et al., 2008). In general, at >500 °C, biochar surfaces become less polar and more aromatic due to the loss of O- and H-containing functional groups, which may further affect organic contaminant adsorption. Uchimiya et al. (2010) reported an increase in the sorption capacity of deisopropylatrazine with an increase in aromaticity of biochar derived from broiler litter at 700 °C. Similar observations were made for trichloroethylene sorption on biochars produced from soybean stover and peanut shells at 700 °C versus at 300 °C (Ahmad et al., 2012a). This was explained with the high aromaticity and low polarity of the biochars produced at 700 °C. In contrast, Sun et al. (2011) reported that the biochars produced at 400 °C with high polarities were more effective on the sorption of norflurazon and fluridone. These different findings are attributed to differences in the nature of the organic compounds. Polar compounds, such as norflurazon and fluridone, are adsorbed by H-bonding between the compounds and the O-containing moieties of the biochars (Sun et al., 2011), whereas non-polar compounds, such as trichloroethylene, access hydrophobic sites on biochar surfaces in the absence of H-bonding between water and O-containing functional groups (Ahmad et al., 2012a). Therefore, the functionality of the target organic contaminant critically affects biochar adsorption capacity. A higher adsorption capacity for 1-naphthol than naphthalene on biochars produced from orange peel at 200–350 °C was reported due to polar-specific interactions between hydroxyl groups in 1-naphthol and polar surfaces of the biochars (Chen and Chen, 2009).
Electrostatic attraction/repulsion between organic contaminants and biochar is another possible adsorption mechanism. Biochar surfaces are normally, negatively charged, which could facilitate the electrostatic attraction of positively charged cationic organic compounds. This electrostatic attraction was reported by Xu et al. (2011) and Qiu et al. (2009) related to the studies on the adsorption of cationic dyes including methyl violet and rhodanine from water. Aromatic π-systems in highly polar biochars, produced at 400 °C, are rich in electron-withdrawing functional groups (Keiluweit et al., 2010). They tend to be electron-deficient and may act as π-acceptors towards electron donors. Both electron rich and poor functional groups are present in high temperature derived biochars; hence, they are theoretically capable of interacting with both electron donors and electron accepters (Sun et al., 2012). The π–π electron donor–acceptor interaction between π-electron rich graphene surface of biochar and π-electron deficient positively charged organics is enhanced (Qiu et al., 2009, Teixidó et al., 2011 and Sun et al., 2012). However, an electrostatic repulsion between negatively charged anionic organic compounds and biochars could promote H-bonding and induce adsorption. This phenomenon was reported by Teixidó et al. (2011) who showed the sulfamethazine adsorption on hardwood derived biochar produced at 600 °C. It was postulated that anionic sulfamethazine deprotonates under alkaline conditions, which released OH− and resulted in the formation of strong H-bonding between sulfamethazine and carboxylate or phenolate groups available on biochar (Teixidó et al., 2011).
Solution chemistry, such as pH and ionic strength, may also affect the sorption of organics onto biochar. The sorption capacity of biochars derived from crop residue at 350 °C for methyl violet increased sharply from pH 7.7 to 8.7 (Xu et al., 2011). The electrostatic attraction between biochars and methyl violet increased with the rise in pH due to the dissociation of phenolic –OH group of biochars, thereby increasing the net negative charge on their surfaces (Xu et al., 2011). Similarly, the ionic strength of the solution also showed positive effects on the organic contaminant adsorption on biochars (Qiu et al., 2009 and Xu et al., 2011). In particular, an increase in anionic brilliant blue dye adsorption on biochars with an increase in ionic strength was due to neutralization of the negative charge of biochar with Na+ and compression of electrical double layer near the surface, which effectively reduced the electrostatic repulsion between the anionic dye and the biochar surface (Qiu et al., 2009). Biochar contains variable charged (or pH-dependent charge) surfaces. An increase in pH on these surfaces results in an increase in the negative charge (Xu et al., 2011). The relative effect of ionic strength on the adsorption onto these surfaces is pH dependent. In general, the effect of ionic strength on adsorption onto biochar can be positive or negative depending on pH or the point of zero charge of the biochar (Bolan et al., 1999).
3.1.2. Contaminated soils
Limited studies are available on biochar applications to remediate the soils contaminated with organic pollutants as compared to water remediation (Table 3). Jones et al. (2011) evaluated the long-term biochar effect on soil contaminated with simazine. Strong simazine sorption into the micropores of biochar suppresses biodegradation and leaching of simazine into groundwater (Jones et al., 2011). A high application rate (25 t ha−1) and small particle size (<2 mm) of biochar were most effective for simazine adsorption. Yang et al. (2010) and Yu et al. (2009) reported the similar findings in which the biochars produced from woodchips and cotton straw pyrolyzed at 850 °C resulted in a remarkable decrease in the dissipation of chlorpyrifos, carbofuran, and fipronil from soil due to their high sorption, which consequently reduced their bioavailability. Those authors also reported a pronounced decrease in the uptake of these pesticides by the plants grown in contaminated soils. Comparatively less efficiency was reported by the biochar produced at <450 °C. Low pesticide adsorption in soils may be attributed to the potential association of biochar with dissolved organic matter from soil, which could coat biochar particles, reducing the accessibility of pesticides to the sorption sites (Zhang et al., 2010). Sorption of atrazine onto the organic C content of biochar produced from dairy manure at 450 °C shows that the higher dissolved organic C content in soil may reduce atrazine sorption by blocking the biochar pores (Cao et al., 2011).
Overall, the biochars produced at higher temperatures exhibit higher sorption efficiency for organic contaminant remediation in soil and water. This is probably due to the high surface area and microporosity of biochars. Additional sorption mechanisms include electrostatic attractions between charged surfaces of biochars and ionic organic compounds. However, the partitioning and subsequent diffusion into the non-carbonized and carbonized fractions of biochar could be an effective sorption mechanism for non-ionic compounds. Therefore, the biochars should be produced under well-defined pyrolysis conditions. The biochar properties should also be carefully examined before the applications for the remediation of specific organic contaminants in soil or water.
Sorption of organic contaminants from water onto biochar occurs due to its high surface area and microporosity (Yu et al., 2009, Yang et al., 2010 and Lou et al., 2011). Biochars produced at >400 °C are more effective for organic contaminant sorption because of their high surface area and micropore development (Uchimiya et al., 2010, Yang et al., 2010 and Ahmad et al., 2012a). Chen et al. (2008) predicted that the partitioning of organic contaminants into non-carbonized biochar fractions derived from pine needles was the major sorption mechanism at low pyrolysis temperatures (100–300 °C), whereas adsorption onto porous carbonized fractions was dominant at high temperatures (400–700 °C). Surface polarity and aromaticity are important characteristics of biochars, as they affect aqueous organic contaminant sorption (Chen et al., 2008). In general, at >500 °C, biochar surfaces become less polar and more aromatic due to the loss of O- and H-containing functional groups, which may further affect organic contaminant adsorption. Uchimiya et al. (2010) reported an increase in the sorption capacity of deisopropylatrazine with an increase in aromaticity of biochar derived from broiler litter at 700 °C. Similar observations were made for trichloroethylene sorption on biochars produced from soybean stover and peanut shells at 700 °C versus at 300 °C (Ahmad et al., 2012a). This was explained with the high aromaticity and low polarity of the biochars produced at 700 °C. In contrast, Sun et al. (2011) reported that the biochars produced at 400 °C with high polarities were more effective on the sorption of norflurazon and fluridone. These different findings are attributed to differences in the nature of the organic compounds. Polar compounds, such as norflurazon and fluridone, are adsorbed by H-bonding between the compounds and the O-containing moieties of the biochars (Sun et al., 2011), whereas non-polar compounds, such as trichloroethylene, access hydrophobic sites on biochar surfaces in the absence of H-bonding between water and O-containing functional groups (Ahmad et al., 2012a). Therefore, the functionality of the target organic contaminant critically affects biochar adsorption capacity. A higher adsorption capacity for 1-naphthol than naphthalene on biochars produced from orange peel at 200–350 °C was reported due to polar-specific interactions between hydroxyl groups in 1-naphthol and polar surfaces of the biochars (Chen and Chen, 2009).
Electrostatic attraction/repulsion between organic contaminants and biochar is another possible adsorption mechanism. Biochar surfaces are normally, negatively charged, which could facilitate the electrostatic attraction of positively charged cationic organic compounds. This electrostatic attraction was reported by Xu et al. (2011) and Qiu et al. (2009) related to the studies on the adsorption of cationic dyes including methyl violet and rhodanine from water. Aromatic π-systems in highly polar biochars, produced at 400 °C, are rich in electron-withdrawing functional groups (Keiluweit et al., 2010). They tend to be electron-deficient and may act as π-acceptors towards electron donors. Both electron rich and poor functional groups are present in high temperature derived biochars; hence, they are theoretically capable of interacting with both electron donors and electron accepters (Sun et al., 2012). The π–π electron donor–acceptor interaction between π-electron rich graphene surface of biochar and π-electron deficient positively charged organics is enhanced (Qiu et al., 2009, Teixidó et al., 2011 and Sun et al., 2012). However, an electrostatic repulsion between negatively charged anionic organic compounds and biochars could promote H-bonding and induce adsorption. This phenomenon was reported by Teixidó et al. (2011) who showed the sulfamethazine adsorption on hardwood derived biochar produced at 600 °C. It was postulated that anionic sulfamethazine deprotonates under alkaline conditions, which released OH− and resulted in the formation of strong H-bonding between sulfamethazine and carboxylate or phenolate groups available on biochar (Teixidó et al., 2011).
Solution chemistry, such as pH and ionic strength, may also affect the sorption of organics onto biochar. The sorption capacity of biochars derived from crop residue at 350 °C for methyl violet increased sharply from pH 7.7 to 8.7 (Xu et al., 2011). The electrostatic attraction between biochars and methyl violet increased with the rise in pH due to the dissociation of phenolic –OH group of biochars, thereby increasing the net negative charge on their surfaces (Xu et al., 2011). Similarly, the ionic strength of the solution also showed positive effects on the organic contaminant adsorption on biochars (Qiu et al., 2009 and Xu et al., 2011). In particular, an increase in anionic brilliant blue dye adsorption on biochars with an increase in ionic strength was due to neutralization of the negative charge of biochar with Na+ and compression of electrical double layer near the surface, which effectively reduced the electrostatic repulsion between the anionic dye and the biochar surface (Qiu et al., 2009). Biochar contains variable charged (or pH-dependent charge) surfaces. An increase in pH on these surfaces results in an increase in the negative charge (Xu et al., 2011). The relative effect of ionic strength on the adsorption onto these surfaces is pH dependent. In general, the effect of ionic strength on adsorption onto biochar can be positive or negative depending on pH or the point of zero charge of the biochar (Bolan et al., 1999).
3.1.2. Contaminated soils
Limited studies are available on biochar applications to remediate the soils contaminated with organic pollutants as compared to water remediation (Table 3). Jones et al. (2011) evaluated the long-term biochar effect on soil contaminated with simazine. Strong simazine sorption into the micropores of biochar suppresses biodegradation and leaching of simazine into groundwater (Jones et al., 2011). A high application rate (25 t ha−1) and small particle size (<2 mm) of biochar were most effective for simazine adsorption. Yang et al. (2010) and Yu et al. (2009) reported the similar findings in which the biochars produced from woodchips and cotton straw pyrolyzed at 850 °C resulted in a remarkable decrease in the dissipation of chlorpyrifos, carbofuran, and fipronil from soil due to their high sorption, which consequently reduced their bioavailability. Those authors also reported a pronounced decrease in the uptake of these pesticides by the plants grown in contaminated soils. Comparatively less efficiency was reported by the biochar produced at <450 °C. Low pesticide adsorption in soils may be attributed to the potential association of biochar with dissolved organic matter from soil, which could coat biochar particles, reducing the accessibility of pesticides to the sorption sites (Zhang et al., 2010). Sorption of atrazine onto the organic C content of biochar produced from dairy manure at 450 °C shows that the higher dissolved organic C content in soil may reduce atrazine sorption by blocking the biochar pores (Cao et al., 2011).
Overall, the biochars produced at higher temperatures exhibit higher sorption efficiency for organic contaminant remediation in soil and water. This is probably due to the high surface area and microporosity of biochars. Additional sorption mechanisms include electrostatic attractions between charged surfaces of biochars and ionic organic compounds. However, the partitioning and subsequent diffusion into the non-carbonized and carbonized fractions of biochar could be an effective sorption mechanism for non-ionic compounds. Therefore, the biochars should be produced under well-defined pyrolysis conditions. The biochar properties should also be carefully examined before the applications for the remediation of specific organic contaminants in soil or water.
การแปล กรุณารอสักครู่..
3.1.1 . เกิดการปนเปื้อนในน้ำ
สารปนเปื้อนอินทรีย์จากน้ำบนไบโอชาร์ เนื่องจากมีพื้นที่ผิวสูงและ microporosity ( ยู et al . , 2009 , ยาง et al . , 2010 และลู et al . , 2011 ) biochars > 400 ° C ที่ผลิตที่มีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์เพราะของพื้นที่ผิวสูงและการพัฒนา micropore ( uchimiya et al . , 2010 , ยาง et al . , 2010 และอาหมัด et al . ,2012a ) Chen et al . ( 2008 ) คาดการณ์ว่า การแบ่งพาร์ติชันของสารปนเปื้อนอินทรีย์ปลอดคาร์บอนไบโอชาร์เป็นเศษส่วนที่ได้มาจากเข็มสนเป็นหลัก การไพโรไลซิสของกลไกที่อุณหภูมิต่ำ ( 100 – 300 ° C ) ส่วนการดูดซับบนคาร์บอนที่มีรูพรุน ส่วนเด่นที่อุณหภูมิสูง ( 400 – 700 องศา C )ขั้วพื้นผิวและพระบรมวงศ์เธอ ลักษณะสำคัญของ biochars เช่นที่พวกเขามีผลต่อการดูดซับสารปนเปื้อนสารละลายอินทรีย์ ( Chen et al . , 2008 ) โดยทั่วไปที่ 500 ° C ไบโอชาร์พื้นผิวกลายเป็นขั้วโลกน้อยและหอมมากขึ้นเนื่องจากการสูญเสียของ O - h-containing และการทำงานกลุ่ม ซึ่งอาจจะมีผลต่อการดูดซับและสารปนเปื้อนอินทรีย์ uchimiya et al .( 2553 ) รายงานการเพิ่มขึ้นในการเพิ่มขึ้นในความสามารถของ deisopropylatrazine Aromaticity ของไบโอชาร์มาจากไก่ครอกที่อุณหภูมิ 700 องศา คล้ายสังเกตสำหรับไตรคลอโรเอทธิลีนใน biochars ดูดซับผลิตจากถั่วเหลืองและถั่วลิสง ซากหอยที่อุณหภูมิ 700 องศา C เมื่อเทียบกับ 300 ° C ( Ahmad et al . , 2012a )นี้ถูกอธิบายด้วยพระบรมวงศ์เธอสูงและต่ำของขั้ว biochars ผลิตที่อุณหภูมิ 700 องศา ในทางตรงกันข้าม , Sun et al . ( 2011 ) รายงานว่า biochars ผลิตที่ 400 องศา C มีขั้วสูง มีประสิทธิภาพในการดูดซับและ norflurazon ฟลูริโดน . ข้อมูลต่าง ๆเหล่านี้จะเกิดจากความแตกต่างในลักษณะของสารประกอบอินทรีย์ สารประกอบมีขั้ว ,เช่น norflurazon และฟลูริโดน ถูกดูดซับโดยพันธะระหว่างโมเลกุลของสารประกอบและ o-containing biochars ( Sun et al . , 2011 ) , ในขณะที่สารประกอบไม่มีขั้ว เช่น ไตรคลอโรเอทธิลีน , การเข้าถึงเว็บไซต์ ) ในไบโอชาร์พื้นผิวในการขาดงานของพันธะระหว่างน้ำและ o-containing หมู่ฟังก์ชัน ( Ahmad et al . , 2012a ) ดังนั้นการทำงานของเป้าหมายอย่างมาก ส่งผลกระทบต่อปริมาณการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ไบโอชาร์ . ความสามารถในการดูดซับสูงสำหรับ 1-naphthol กว่าแนฟธาลีนบน biochars ผลิตจากเปลือกส้มที่ 200 - 350 องศา C มีรายงานเนื่องจากการปฏิสัมพันธ์เฉพาะขั้วระหว่างกลุ่มไฮดรอกซิลใน 1-naphthol และขั้วพื้นผิวของ biochars ( เฉิน และ เฉิน , 2009 ) .
ไฟฟ้าสถิตแรงดึงดูด / เขม่นระหว่างสารปนเปื้อนอินทรีย์และไบโอชาร์เป็นกลไกการดูดซับไปได้อีก พื้นผิวไบโอชาร์เป็นปกติ ซึ่งมีประจุลบ ซึ่งจะช่วยดึงดูดไฟฟ้าสถิตประจุบวกประจุบวกของสารอินทรีย์ แรงดึงดูดทางไฟฟ้าสถิตนี้ถูกรายงานโดย Xu et al . ( 2011 ) และคู et al .( 2009 ) ที่เกี่ยวข้องกับการศึกษาการดูดซับประจุบวก ได้แก่ ม่วง และ เมทิลโรดานีนจากน้ำ หอมπ - ในระบบสูงขั้วโลก biochars ผลิตที่ 400 องศา C จะอุดมไปด้วยอิเล็กตรอนถอนหมู่ฟังก์ชัน ( keiluweit et al . , 2010 ) พวกเขามีแนวโน้มที่จะขาดอิเล็กตรอน และอาจเป็นπ - เปรียบเทียบกับผู้บริจาคอิเล็กตรอนทั้งอิเล็กตรอนคนรวยและคนจนหมู่ฟังก์ชันอยู่ในอุณหภูมิสูงได้ biochars ; ด้วยเหตุนี้พวกเขาในทางทฤษฎีสามารถโต้ตอบกับทั้งให้อิเล็กตรอนและอิเล็กตรอน accepters ( Sun et al . , 2012 ) การπ–πอิเล็กตรอน–พระนาสิกปฏิสัมพันธ์ระหว่างπ - ผู้ภักดี graphene และพื้นผิวของไบโอชาร์π - ขาดอิเล็กตรอนประจุบวกสารอินทรีย์เพิ่มขึ้น ( Qiu et al . ,2009 , teixid ó et al . , 2011 และอาทิตย์ et al . , 2012 ) อย่างไรก็ตาม การเขม่นระหว่างประจุของไฟฟ้าสถิตประจุลบและสารประกอบอินทรีย์ biochars สามารถส่งเสริมพันธะและทำให้เกิดการดูดซับ ปรากฏการณ์นี้ถูกรายงานโดย teixid ó et al . ( 2011 ) ที่พบในไม้เนื้อแข็งและการดูดซับซัลฟาเมทาซินไบโอชาร์ผลิตที่ 600 ° Cมันเป็นวิธีที่และซัลฟาเมทาซิน deprotonates ภายใต้สภาวะด่าง ซึ่งออกมาโอ้−และผลในการก่อตัวของพันธะที่แข็งแกร่งระหว่างซัลฟาเมทาซิน และคาร์บอกซิเลตหรือกลุ่มฟีโนเลตที่มีอยู่ในไบโอชาร์ ( teixid ó et al . , 2011 ) .
เฉลยเคมี เช่น pH และความแรงของไอออน นอกจากนี้ยังอาจส่งผลกระทบต่อความสามารถในการดูดซับสารอินทรีย์บนไบโอชาร์ .การดูดซับความสามารถของ biochars ได้มาจากพืชตกค้างที่ 350 องศา C ใช้สีม่วงเพิ่มขึ้นอย่างมากจาก pH 7.7 ถึง 8.7 ( Xu et al . , 2011 ) แรงดึงดูดไฟฟ้าสถิตระหว่าง biochars และเมทิลสีม่วงเพิ่มขึ้นด้วยการเพิ่มขึ้นในค่า pH เนื่องจากการแตกตัวของฟีโนลิก –โอ้ กลุ่ม biochars , จึงช่วยเพิ่มประจุลบสุทธิบนพื้นผิวของพวกเขา ( Xu et al . , 2011 ) ในทํานองเดียวกันความแรงของไอออนของสารละลาย พบผลในเชิงบวกในการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ใน biochars ( Qiu et al . , 2009 และ Xu et al . , 2011 ) โดยเฉพาะ การเพิ่มและการดูดซับสีใน biochars สีฟ้าสดใสกับการเพิ่มความแรงของไอออนเนื่องจากการวางตัวเป็นกลางของประจุลบของไบโอชาร์ด้วยนา และการบีบอัดของไฟฟ้า 2 ชั้นใกล้ผิวพื้นซึ่งมีประสิทธิภาพลดไฟฟ้าสถิตเขม่นระหว่างสีย้อมและพื้นผิวไบโอชาร์ ( Qiu et al . , 2009 ) ไบโอชาร์ประกอบด้วยตัวแปรที่เรียกเก็บ ( หรือขึ้นอยู่กับค่า pH ) พื้นผิว การเพิ่มขึ้นของค่า pH ในผิวเหล่านี้มีผลในการเพิ่มขึ้นในประจุลบ ( Xu et al . , 2011 ) เทียบผลของความแรงของไอออนในการดูดซับบนพื้นผิวเหล่านี้คือ pH ขึ้นอยู่กับ โดยทั่วไปผลของความแรงของไอออนในการดูดซับบนไบโอชาร์สามารถบวกหรือลบขึ้นอยู่กับ pH หรือจุดศูนย์ดูแลไบโอชาร์ ( โบลาน et al . , 1999 ) .
ดาวน์โหลด . ดินปนเปื้อน
การศึกษาจำกัดที่มีอยู่ในโปรแกรมไบโอชาร์เพื่อรักษาดินที่มีการปนเปื้อนของสารมลพิษอินทรีย์เมื่อเทียบกับน้ำ การฟื้นฟู ( ตารางที่ 3 ) Jones et al .( 2011 ) ประเมินผลไบโอชาร์ระยะยาวในดินที่ปนเปื้อน simazine . แข็งแรง simazine ดูดซับเข้าไปใน micropores ของไบโอชาร์ยับยั้งการย่อยสลายและการชะละลายของ simazine ในน้ำใต้ดิน ( Jones et al . , 2011 ) อัตราการใช้สูง ( 25 T ฮา− 1 ) และขนาดอนุภาคขนาดเล็ก ( < 2 มิลลิเมตร ) ไบโอชาร์เป็นมีประสิทธิภาพมากที่สุดสำหรับ simazine การดูดซับ หยาง et al . ( 2010 ) และ ยู et al .( 2009 ) รายงานผลที่คล้ายกันที่ผลิตจากไม้ชิป biochars ฝ้ายและฟางที่ถูกเผาในบรรยากาศที่ 850 องศา C มีผลในการลดลงในการโดดเด่นของ chlorpyrifos , carbofuran , ฟิโปรนิล จากดิน จากการดูดซับสูง ซึ่งทำให้ลดการดูดซึมของพวกเขาผู้เขียนผู้ที่ยังมีรายงานว่าลดการดูดซึมสารกำจัดศัตรูพืชเหล่านี้ โดยพืชที่ปลูกในดินที่ปนเปื้อน ประสิทธิภาพค่อนข้างน้อยถูกรายงานโดยการผลิตไบโอชาร์ < 450 องศา ต่ำสารดูดซับในดินอาจจะเกิดจากศักยภาพของสมาคมไบโอชาร์กับละลายสารอินทรีย์จากดินซึ่งสามารถเคลือบอนุภาคไบโอชาร์ ,ลดการใช้ยาฆ่าแมลง เพื่อดูดซับเว็บไซต์ ( Zhang et al . , 2010 ) การดูดซับของอะทราซีนบนอินทรีย์ C เนื้อหาของไบโอชาร์ผลิตจากโคนมที่ 450 องศา C น้ำพบว่า ปริมาณสารอินทรีย์ในดินอาจลดปริมาณ C อะทราซีนการดูดซับโดยบังไบโอชาร์รู ( เคา et al . , 2011 ) .
โดยรวมการ biochars ผลิตที่อุณหภูมิสูงแสดงประสิทธิภาพการดูดซับสูงฟื้นฟูสารปนเปื้อนอินทรีย์ในดินและน้ำ นี้อาจจะเนื่องจากการสูงของพื้นที่ผิว และ microporosity biochars . กลไกการดูดซับเพิ่มเติมรวมถึงแหล่งท่องเที่ยวไฟฟ้าสถิตระหว่างประจุพื้นผิวของ biochars และสารประกอบ อินทรีย์ไอออน อย่างไรก็ตามแบ่งพาร์ติชันและต่อมากระจายไปบนถ่าน ถ่านและเศษส่วนของไบโอชาร์อาจเป็นกลไกที่มีประสิทธิภาพในการดูดซับแคลเซียมสารประกอบ ดังนั้น biochars ควรจะผลิตภายใต้เงื่อนไขไพโรไลซิสซึ่งระบุไว้ชัดเจนไบโอชาร์คุณสมบัติที่ควรพิจารณาอย่างรอบคอบก่อนที่จะใช้สำหรับการสอนเฉพาะอินทรีย์สารปนเปื้อนในดินหรือน้ำ
สารปนเปื้อนอินทรีย์จากน้ำบนไบโอชาร์ เนื่องจากมีพื้นที่ผิวสูงและ microporosity ( ยู et al . , 2009 , ยาง et al . , 2010 และลู et al . , 2011 ) biochars > 400 ° C ที่ผลิตที่มีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์เพราะของพื้นที่ผิวสูงและการพัฒนา micropore ( uchimiya et al . , 2010 , ยาง et al . , 2010 และอาหมัด et al . ,2012a ) Chen et al . ( 2008 ) คาดการณ์ว่า การแบ่งพาร์ติชันของสารปนเปื้อนอินทรีย์ปลอดคาร์บอนไบโอชาร์เป็นเศษส่วนที่ได้มาจากเข็มสนเป็นหลัก การไพโรไลซิสของกลไกที่อุณหภูมิต่ำ ( 100 – 300 ° C ) ส่วนการดูดซับบนคาร์บอนที่มีรูพรุน ส่วนเด่นที่อุณหภูมิสูง ( 400 – 700 องศา C )ขั้วพื้นผิวและพระบรมวงศ์เธอ ลักษณะสำคัญของ biochars เช่นที่พวกเขามีผลต่อการดูดซับสารปนเปื้อนสารละลายอินทรีย์ ( Chen et al . , 2008 ) โดยทั่วไปที่ 500 ° C ไบโอชาร์พื้นผิวกลายเป็นขั้วโลกน้อยและหอมมากขึ้นเนื่องจากการสูญเสียของ O - h-containing และการทำงานกลุ่ม ซึ่งอาจจะมีผลต่อการดูดซับและสารปนเปื้อนอินทรีย์ uchimiya et al .( 2553 ) รายงานการเพิ่มขึ้นในการเพิ่มขึ้นในความสามารถของ deisopropylatrazine Aromaticity ของไบโอชาร์มาจากไก่ครอกที่อุณหภูมิ 700 องศา คล้ายสังเกตสำหรับไตรคลอโรเอทธิลีนใน biochars ดูดซับผลิตจากถั่วเหลืองและถั่วลิสง ซากหอยที่อุณหภูมิ 700 องศา C เมื่อเทียบกับ 300 ° C ( Ahmad et al . , 2012a )นี้ถูกอธิบายด้วยพระบรมวงศ์เธอสูงและต่ำของขั้ว biochars ผลิตที่อุณหภูมิ 700 องศา ในทางตรงกันข้าม , Sun et al . ( 2011 ) รายงานว่า biochars ผลิตที่ 400 องศา C มีขั้วสูง มีประสิทธิภาพในการดูดซับและ norflurazon ฟลูริโดน . ข้อมูลต่าง ๆเหล่านี้จะเกิดจากความแตกต่างในลักษณะของสารประกอบอินทรีย์ สารประกอบมีขั้ว ,เช่น norflurazon และฟลูริโดน ถูกดูดซับโดยพันธะระหว่างโมเลกุลของสารประกอบและ o-containing biochars ( Sun et al . , 2011 ) , ในขณะที่สารประกอบไม่มีขั้ว เช่น ไตรคลอโรเอทธิลีน , การเข้าถึงเว็บไซต์ ) ในไบโอชาร์พื้นผิวในการขาดงานของพันธะระหว่างน้ำและ o-containing หมู่ฟังก์ชัน ( Ahmad et al . , 2012a ) ดังนั้นการทำงานของเป้าหมายอย่างมาก ส่งผลกระทบต่อปริมาณการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ไบโอชาร์ . ความสามารถในการดูดซับสูงสำหรับ 1-naphthol กว่าแนฟธาลีนบน biochars ผลิตจากเปลือกส้มที่ 200 - 350 องศา C มีรายงานเนื่องจากการปฏิสัมพันธ์เฉพาะขั้วระหว่างกลุ่มไฮดรอกซิลใน 1-naphthol และขั้วพื้นผิวของ biochars ( เฉิน และ เฉิน , 2009 ) .
ไฟฟ้าสถิตแรงดึงดูด / เขม่นระหว่างสารปนเปื้อนอินทรีย์และไบโอชาร์เป็นกลไกการดูดซับไปได้อีก พื้นผิวไบโอชาร์เป็นปกติ ซึ่งมีประจุลบ ซึ่งจะช่วยดึงดูดไฟฟ้าสถิตประจุบวกประจุบวกของสารอินทรีย์ แรงดึงดูดทางไฟฟ้าสถิตนี้ถูกรายงานโดย Xu et al . ( 2011 ) และคู et al .( 2009 ) ที่เกี่ยวข้องกับการศึกษาการดูดซับประจุบวก ได้แก่ ม่วง และ เมทิลโรดานีนจากน้ำ หอมπ - ในระบบสูงขั้วโลก biochars ผลิตที่ 400 องศา C จะอุดมไปด้วยอิเล็กตรอนถอนหมู่ฟังก์ชัน ( keiluweit et al . , 2010 ) พวกเขามีแนวโน้มที่จะขาดอิเล็กตรอน และอาจเป็นπ - เปรียบเทียบกับผู้บริจาคอิเล็กตรอนทั้งอิเล็กตรอนคนรวยและคนจนหมู่ฟังก์ชันอยู่ในอุณหภูมิสูงได้ biochars ; ด้วยเหตุนี้พวกเขาในทางทฤษฎีสามารถโต้ตอบกับทั้งให้อิเล็กตรอนและอิเล็กตรอน accepters ( Sun et al . , 2012 ) การπ–πอิเล็กตรอน–พระนาสิกปฏิสัมพันธ์ระหว่างπ - ผู้ภักดี graphene และพื้นผิวของไบโอชาร์π - ขาดอิเล็กตรอนประจุบวกสารอินทรีย์เพิ่มขึ้น ( Qiu et al . ,2009 , teixid ó et al . , 2011 และอาทิตย์ et al . , 2012 ) อย่างไรก็ตาม การเขม่นระหว่างประจุของไฟฟ้าสถิตประจุลบและสารประกอบอินทรีย์ biochars สามารถส่งเสริมพันธะและทำให้เกิดการดูดซับ ปรากฏการณ์นี้ถูกรายงานโดย teixid ó et al . ( 2011 ) ที่พบในไม้เนื้อแข็งและการดูดซับซัลฟาเมทาซินไบโอชาร์ผลิตที่ 600 ° Cมันเป็นวิธีที่และซัลฟาเมทาซิน deprotonates ภายใต้สภาวะด่าง ซึ่งออกมาโอ้−และผลในการก่อตัวของพันธะที่แข็งแกร่งระหว่างซัลฟาเมทาซิน และคาร์บอกซิเลตหรือกลุ่มฟีโนเลตที่มีอยู่ในไบโอชาร์ ( teixid ó et al . , 2011 ) .
เฉลยเคมี เช่น pH และความแรงของไอออน นอกจากนี้ยังอาจส่งผลกระทบต่อความสามารถในการดูดซับสารอินทรีย์บนไบโอชาร์ .การดูดซับความสามารถของ biochars ได้มาจากพืชตกค้างที่ 350 องศา C ใช้สีม่วงเพิ่มขึ้นอย่างมากจาก pH 7.7 ถึง 8.7 ( Xu et al . , 2011 ) แรงดึงดูดไฟฟ้าสถิตระหว่าง biochars และเมทิลสีม่วงเพิ่มขึ้นด้วยการเพิ่มขึ้นในค่า pH เนื่องจากการแตกตัวของฟีโนลิก –โอ้ กลุ่ม biochars , จึงช่วยเพิ่มประจุลบสุทธิบนพื้นผิวของพวกเขา ( Xu et al . , 2011 ) ในทํานองเดียวกันความแรงของไอออนของสารละลาย พบผลในเชิงบวกในการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ใน biochars ( Qiu et al . , 2009 และ Xu et al . , 2011 ) โดยเฉพาะ การเพิ่มและการดูดซับสีใน biochars สีฟ้าสดใสกับการเพิ่มความแรงของไอออนเนื่องจากการวางตัวเป็นกลางของประจุลบของไบโอชาร์ด้วยนา และการบีบอัดของไฟฟ้า 2 ชั้นใกล้ผิวพื้นซึ่งมีประสิทธิภาพลดไฟฟ้าสถิตเขม่นระหว่างสีย้อมและพื้นผิวไบโอชาร์ ( Qiu et al . , 2009 ) ไบโอชาร์ประกอบด้วยตัวแปรที่เรียกเก็บ ( หรือขึ้นอยู่กับค่า pH ) พื้นผิว การเพิ่มขึ้นของค่า pH ในผิวเหล่านี้มีผลในการเพิ่มขึ้นในประจุลบ ( Xu et al . , 2011 ) เทียบผลของความแรงของไอออนในการดูดซับบนพื้นผิวเหล่านี้คือ pH ขึ้นอยู่กับ โดยทั่วไปผลของความแรงของไอออนในการดูดซับบนไบโอชาร์สามารถบวกหรือลบขึ้นอยู่กับ pH หรือจุดศูนย์ดูแลไบโอชาร์ ( โบลาน et al . , 1999 ) .
ดาวน์โหลด . ดินปนเปื้อน
การศึกษาจำกัดที่มีอยู่ในโปรแกรมไบโอชาร์เพื่อรักษาดินที่มีการปนเปื้อนของสารมลพิษอินทรีย์เมื่อเทียบกับน้ำ การฟื้นฟู ( ตารางที่ 3 ) Jones et al .( 2011 ) ประเมินผลไบโอชาร์ระยะยาวในดินที่ปนเปื้อน simazine . แข็งแรง simazine ดูดซับเข้าไปใน micropores ของไบโอชาร์ยับยั้งการย่อยสลายและการชะละลายของ simazine ในน้ำใต้ดิน ( Jones et al . , 2011 ) อัตราการใช้สูง ( 25 T ฮา− 1 ) และขนาดอนุภาคขนาดเล็ก ( < 2 มิลลิเมตร ) ไบโอชาร์เป็นมีประสิทธิภาพมากที่สุดสำหรับ simazine การดูดซับ หยาง et al . ( 2010 ) และ ยู et al .( 2009 ) รายงานผลที่คล้ายกันที่ผลิตจากไม้ชิป biochars ฝ้ายและฟางที่ถูกเผาในบรรยากาศที่ 850 องศา C มีผลในการลดลงในการโดดเด่นของ chlorpyrifos , carbofuran , ฟิโปรนิล จากดิน จากการดูดซับสูง ซึ่งทำให้ลดการดูดซึมของพวกเขาผู้เขียนผู้ที่ยังมีรายงานว่าลดการดูดซึมสารกำจัดศัตรูพืชเหล่านี้ โดยพืชที่ปลูกในดินที่ปนเปื้อน ประสิทธิภาพค่อนข้างน้อยถูกรายงานโดยการผลิตไบโอชาร์ < 450 องศา ต่ำสารดูดซับในดินอาจจะเกิดจากศักยภาพของสมาคมไบโอชาร์กับละลายสารอินทรีย์จากดินซึ่งสามารถเคลือบอนุภาคไบโอชาร์ ,ลดการใช้ยาฆ่าแมลง เพื่อดูดซับเว็บไซต์ ( Zhang et al . , 2010 ) การดูดซับของอะทราซีนบนอินทรีย์ C เนื้อหาของไบโอชาร์ผลิตจากโคนมที่ 450 องศา C น้ำพบว่า ปริมาณสารอินทรีย์ในดินอาจลดปริมาณ C อะทราซีนการดูดซับโดยบังไบโอชาร์รู ( เคา et al . , 2011 ) .
โดยรวมการ biochars ผลิตที่อุณหภูมิสูงแสดงประสิทธิภาพการดูดซับสูงฟื้นฟูสารปนเปื้อนอินทรีย์ในดินและน้ำ นี้อาจจะเนื่องจากการสูงของพื้นที่ผิว และ microporosity biochars . กลไกการดูดซับเพิ่มเติมรวมถึงแหล่งท่องเที่ยวไฟฟ้าสถิตระหว่างประจุพื้นผิวของ biochars และสารประกอบ อินทรีย์ไอออน อย่างไรก็ตามแบ่งพาร์ติชันและต่อมากระจายไปบนถ่าน ถ่านและเศษส่วนของไบโอชาร์อาจเป็นกลไกที่มีประสิทธิภาพในการดูดซับแคลเซียมสารประกอบ ดังนั้น biochars ควรจะผลิตภายใต้เงื่อนไขไพโรไลซิสซึ่งระบุไว้ชัดเจนไบโอชาร์คุณสมบัติที่ควรพิจารณาอย่างรอบคอบก่อนที่จะใช้สำหรับการสอนเฉพาะอินทรีย์สารปนเปื้อนในดินหรือน้ำ
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- กำลัง
- Please choose one of the following items
- แอบชอบเธอจะผิดไหม
- Or fit your business into banking
- สกรูหัวจม
- Hope you good work boyfriend
- รวมกันกับข้อมูลถนนไว้ด้วยกัน เ
- public mind
- ค่าประกันสังคม
- ฉันอยากมีเพื่อนพูดคุยเพิ่อแลกเปลี่ยนภาษา
- I see a lot of women who want to become
- This morning, Legal Department received
- Am now in the camp receiving treatment h
- 加工ライン業務における各製品・各工程の作業難易度及び訓練期間を以下のように定める
- จะลงยังไงนี้แหละปัญหา
- hello beautiful...or should i say uuugly
- ฉันเพิ่งได้รับข่าวดีเมื่อเช้านี้
- เขาเกาทั่งร่างกาย
- follow one of the business letter styles
- Dear Khun Yu Eric,Let me check with Khun
- การใช้งานอุปกรณ์สื่อสารของกลุ่มผูซื้อแพร
- เลิกแอดกูเหอะ
- smart
- 你这边怎么样了。
