3.2. Remediation of inorganic conta

3.2. Remediation of inorganic contaminants in soil and water
Inorganic contaminants, particularly metals in the environment, originate mostly from a range of anthropogenic sources, such as mining, smelting, metal finishing, fertilizers, animal manure, pesticides, leaded gasoline, battery manufacture, power plants, waste water, and sewage sludge (Adriano, 2001, Ok et al., 2011, Usman et al., 2012 and Lim et al., 2013). Unlike organic contaminants, metals are non-biodegradable and their bioavailability makes them highly toxic to living organisms (Adriano, 2001 and Zhang et al., 2013). Carbonaceous materials have been deliberately used for in situ remediation of metal contaminated soil and water ( Park et al., 2011a). Biochar has recently been applied as a novel carbonaceous material to adsorb metals in soil and water. However, contradicting explanations on the mobility of metals within biochar have been reported ( Beesley et al., 2010). Therefore, specific investigations into the mechanisms related to metal binding, transformation, and release are required.

3.2.1. Metal contaminated waters
Heavy metal removal studies using biochar together with advanced spectroscopic techniques have recently been conducted to elucidate the adsorption capacities and binding mechanisms in aqueous media (Ippolito et al., 2012). Table 4 summarizes the recent studies on biochar applications for remediating soil and water contaminated with metals. Lima et al. (2010) compared eight different biochars derived from broiler litter, alfalfa stems, switch grass, corn cobs, corn stover, guayule bagasse, guayule shrubs, and soybean straw with their activated counterparts for their ability to adsorb Cu2+, Cd2+, Ni2+, and Zn2+ from water. Activated biochars were better metal adsorbents due to their high surface area and easy access to their functional groups. Copper showed greater affinity to biochars compared to other divalent metals, which may be attributed to the formation of surface complexes between Cu2+ and active functional groups (–COOH and –OH) on the biochars (Tong et al., 2011). Furthermore, an X-ray absorption fine structure (XAFS) spectroscopic investigation predicted that Cu2+ sorption onto biochar is pH dependent (Ippolito et al., 2012). The authors concluded that Cu2+ is sorbed to the organic functional groups of biochar at pH 6 and 7, whereas of azurite (Cu3(CO3)2(OH)2) and tenorite (CuO) precipitate within the biochar at pH 8 and 9 (Ippolito et al., 2012). Atomic/ionic size of the metal is another parameter of concern while considering adsorption onto biochar. Generally, the smaller ionic radius of metals, the greater adsorption capacity due to enhanced penetration into biochar pores (Ko et al., 2004 and Ngah and Hanafiah, 2008).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3.2 การแก้ไขข้อผิดพลาดของสารปนเปื้อนอนินทรีย์ในดินและน้ำ
สารปนเปื้อนอนินทรีย์ โลหะโดยเฉพาะอย่างยิ่งในสภาพแวดล้อม มาจากหลากหลายแหล่งที่มาของมนุษย์ เป็นส่วนใหญ่เช่นการทำเหมือง การ smelting โลหะจบ ปุ๋ย มูลสัตว์ ยาฆ่าแมลง น้ำมัน leaded ผลิตแบตเตอรี่ ไฟฟ้า น้ำเสีย และกากตะกอน (Adriano, 2001 ตกลง et al., 2011, Usman et al., 2012 และ Lim et al., 2013) ต่างจากสารปนเปื้อนอินทรีย์ โลหะจะไม่สลาย และการดูดซึมทำพิษสูงเพื่อชีวิต (Adriano, 2001 และเตียว et al., 2013) วัสดุ carbonaceous ได้ตั้งใจใช้สำหรับแก้ไขข้อผิดพลาดใน situ ของโลหะปนเปื้อนดิน และน้ำ (สวนร้อยเอ็ด al., 2011a) Biochar เมื่อเร็ว ๆ นี้ได้ถูกใช้เป็นวัสดุแบบ carbonaceous นวนิยายชื้นโลหะในดินและน้ำ อย่างไรก็ตาม คำอธิบายที่ขัดแย้งในการเคลื่อนที่ของโลหะภายใน biochar ได้รับรายงาน (Beesley et al., 2010) ดังนั้น สืบสวนเฉพาะเป็นกลไกที่เกี่ยวข้องกับการเชื่อมโลหะ การแปลง และรุ่นที่ต้องการ

3.2.1 โลหะปนเปื้อนน้ำ
ล่าสุดได้ดำเนินศึกษากำจัดโลหะหนักใช้ biochar กับเทคนิคขั้นสูงด้านการ elucidate ความจุการดูดซับและผูกกลไกสื่ออควี (Ippolito et al., 2012) ตาราง 4 สรุปการศึกษาล่าสุดในโปรแกรมประยุกต์ biochar remediating ดินและน้ำที่ปนเปื้อนโลหะ ลิมา et al (2010) เปรียบเทียบแปดแตกต่าง biochars มาจากแคร่ไก่เนื้อ ลำต้น alfalfa สลับหญ้า cobs ข้าวโพด ข้าวโพด stover ชานอ้อย guayule, guayule พุ่ม และฟางกับคู่ของพวกเขาเปิดใช้งานสำหรับความสามารถในการชื้น Cu2, Cd2, Ni2 และ Zn2 จากน้ำถั่วเหลือง Biochars เปิดได้ดี adsorbents โลหะของพื้นที่สูงและเข้ากลุ่มของ functional ทองแดงแสดงให้เห็นความเกี่ยวข้องมากขึ้นกับ biochars เมื่อเทียบกับโลหะ divalent อื่น ซึ่งอาจเกิดจากการก่อตัวของคอมเพล็กซ์ผิวระหว่าง Cu2 และงาน functional กลุ่ม (-COOH และ -OH) ใน biochars (ทองร้อยเอ็ด al., 2011) นอกจากนี้ การเอ็กซ์เรย์ดูดซึมปรับโครงสร้าง (XAFS) ด้านสอบสวนทำนายว่า Cu2 ดูดบน biochar ขึ้นอยู่กับค่า pH (Ippolito et al., 2012) . ผู้เขียนสรุปว่า Cu2 เป็น sorbed ของ biochar ที่ pH 6 และ 7 กลุ่ม functional อินทรีย์ในขณะที่ของอะซูไรต์ (Cu3(CO3)2(OH)2) และ tenorite (CuO) precipitate ภายใน biochar ที่ pH 8 และ 9 (Ippolito et al., 2012) ขนาด อะตอม/ionic ของโลหะเป็นพารามิเตอร์อื่นของปัญหาโดยพิจารณาถึงการดูดซับบน biochar ทั่วไป ขนาดเล็ก ionic รัศมีโลหะ ความสามารถดูดซับมากขึ้นเนื่องจากการเจาะเพิ่มเข้าไปในรูขุมขน biochar (เกาะ et al., 2004 และ Ngah และ Hanafiah, 2008)

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

3.2 อภิมหานินทรีย์สารปนเปื้อนในดินและน้ำ
ที่ปนเปื้อนนินทรีย์โดยเฉพาะอย่างยิ่งโลหะในสภาพแวดล้อมที่เกิดขึ้นส่วนใหญ่มาจากช่วงของแหล่งที่มาของมนุษย์เช่นการทำเหมืองแร่ถลุงโลหะตกแต่งปุ๋ยปุ๋ยสัตว์สารกำจัดศัตรูพืชน้ำมันมีสารตะกั่วผลิตแบตเตอรี่โรงไฟฟ้า , น้ำเสียและน้ำเสียกากตะกอน (Adriano 2001 ตกลงเอตอัล., 2011, Usman และคณะ. 2012 และลิมและอัล. 2013) ซึ่งแตกต่างจากสารปนเปื้อนอินทรีย์โลหะที่ไม่ย่อยสลายและดูดซึมของพวกเขาทำให้พวกเขาสูงเป็นพิษต่อสิ่งมีชีวิต (Adriano 2001 และ Zhang et al,. 2013) วัสดุคาร์บอนที่มีการใช้อย่างจงใจในการฟื้นฟูแหล่งกำเนิดของดินที่ปนเปื้อนโลหะและน้ำ (พาร์ตอัล. 2011a) biochar เมื่อเร็ว ๆ นี้ได้ถูกนำมาใช้เป็นวัสดุคาร์บอนใหม่ในการดูดซับโลหะในดินและน้ำ แต่คำอธิบายที่ขัดแย้งเกี่ยวกับการเคลื่อนไหวของโลหะภายใน biochar ได้รับการรายงาน (บีสลีย์และคณะ. 2010) ดังนั้นการตรวจสอบที่เฉพาะเจาะจงลงไปในกลไกที่เกี่ยวข้องกับโลหะมีผลผูกพันการเปลี่ยนแปลงและการเปิดตัวจะต้อง3.2.1 โลหะปนเปื้อนน้ำการศึกษาการกำจัดโลหะหนักโดยใช้ biochar ร่วมกับเทคนิคขั้นสูงสเปกโทรสโกเมื่อเร็ว ๆ นี้ได้รับการดำเนินการเพื่ออธิบายความสามารถการดูดซับและกลไกที่มีผลผูกพันในน้ำสื่อ (Ippolito และคณะ. 2012) ตารางที่ 4 สรุปการศึกษาล่าสุดในการใช้งานเพื่อ biochar ที่แก้ไขดินและน้ำที่ปนเปื้อนด้วยโลหะ ลิเอตอัล (2010) เมื่อเทียบแปด biochars ที่แตกต่างกันมาจากไก่ครอกหญ้าชนิตลำต้นหญ้าสลับซังข้าวโพด, เปลือกข้าวโพดฝักอ่อน, guayule ชานอ้อยพุ่มไม้ guayule และฟางถั่วเหลืองกับคู่เปิดใช้งานของพวกเขาสำหรับความสามารถในการดูดซับ Cu2 + Cd2 + Ni2 + และ Zn2 + จากน้ำ biochars เปิดใช้งานเป็นตัวดูดซับโลหะที่ดีขึ้นเนื่องจากพื้นที่ผิวสูงและเข้าถึงได้ง่ายให้กับกลุ่มการทำงานของพวกเขา ทองแดงพบความสัมพันธ์มากขึ้นเพื่อ biochars เมื่อเทียบกับโลหะ divalent อื่น ๆ ซึ่งอาจจะนำมาประกอบกับการก่อตัวของสารประกอบเชิงซ้อนระหว่างพื้นผิว Cu2 + และการทำงานเป็นกลุ่มที่ใช้งาน (-COOH และ OH) ที่ biochars (Tong et al,. 2011) นอกจากนี้รังสีดูดซึมปรับโครงสร้าง (XAFS) ตรวจสอบสเปกโทรสโกทำนายว่า Cu2 + ดูดซับเข้าสู่ biochar เป็นกรดด่างขึ้นอยู่กับ (Ippolito et al,. 2012) ผู้เขียนสรุปว่า Cu2 + เป็น sorbed ที่จะทำงานเป็นกลุ่มอินทรีย์ของ biochar ที่ pH 6 และ 7 ในขณะที่ของเขียว (CU3 (CO3) 2 (OH) 2) และ tenorite (cuo) ตกตะกอนภายใน biochar ที่ pH 8 และ 9 (Ippolito และคณะ. 2012) อะตอมขนาดอิออน / ของโลหะที่เป็นพารามิเตอร์ของความกังวลอื่นขณะที่การพิจารณาการดูดซับเข้าสู่ biochar โดยทั่วไปมีขนาดเล็กกว่ารัศมีของไอออนของโลหะ, ความจุการดูดซับมากขึ้นเนื่องจากการเพิ่มการเจาะเข้าไปในรูขุมขน biochar (เกาะตอัล. ปี 2004 และหงาและ Hanafiah, 2008)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

3.2 . การปนเปื้อนของสารเคมีในดินและน้ำ โดยเฉพาะโลหะ
สารปนเปื้อนอนินทรีในสิ่งแวดล้อม เกิดมากจากช่วงของแหล่งข้อมูลที่เกิดจากมนุษย์ เช่น การถลุงโลหะตกแต่ง , ปุ๋ยมูล สัตว์ ยาฆ่าแมลง สารตะกั่ว น้ำมัน , แบตเตอรี่ผลิตพืชพลังงาน น้ำเสียและกากตะกอน ( Adriano , 2001 , โอเค et al . , 2011 , Usman et al . ,2012 และลิม et al . , 2013 ) ซึ่งแตกต่างจากสารปนเปื้อนอินทรีย์ โลหะที่ไม่ย่อยสลายได้และการดูดซึมของพวกเขาให้พวกเขาสูงเป็นพิษต่อสิ่งมีชีวิต ( Adriano , 2001 และ Zhang et al . , 2013 ) วัสดุที่ประกอบด้วยคาร์บอน มีเจตนาเพื่อใช้ในการฟื้นฟูดินที่ปนเปื้อนชนิดของโลหะและน้ำ ( ปาร์ค et al . , 2011a )ไบโอชาร์ได้ถูกใช้เป็นวัสดุที่ประกอบด้วยคาร์บอนใหม่ ในการดูดซับโลหะในดินและน้ำ อย่างไรก็ตาม ขัดแย้งกับการอธิบายการเคลื่อนไหวของโลหะภายในไบโอชาร์ได้รับรายงาน ( บิสลีย์ et al . , 2010 ) ดังนั้น การสอบสวนเฉพาะเป็นกลไกที่เกี่ยวข้องกับโลหะการ , เปลี่ยนแปลง , และปล่อยจะต้องดำเนินงาน

. โลหะที่ปนเปื้อนน้ำ
การศึกษาการกำจัดโลหะหนักโดยใช้ไบโอชาร์ร่วมกับเทคนิคทางสเปกโทรสโกปีขั้นสูงได้รับเมื่อเร็ว ๆนี้ มีวัตถุประสงค์เพื่อศึกษาประสิทธิภาพการดูดซับ และกลไกการ โดยใช้สื่อ ( ippolito et al . , 2012 ) ตารางที่ 4 สรุปการศึกษาล่าสุดเกี่ยวกับการใช้งานไบโอชาร์สำหรับ remediating ดินและน้ำที่ปนเปื้อนด้วยโลหะ ลิมา et al .( 2010 ) เมื่อเทียบกับแปดที่แตกต่างกัน biochars มาจากไก่ครอก ต้นหญ้า Alfalfa สลับ ซังข้าวโพด , ข้าวโพดฝัก guayule , ชานอ้อย guayule พุ่มไม้ และถั่วเหลือง ด้วยการใช้ฟางและความสามารถในการดูดซับ CU2 CD2 ni2 , , , และ zn2 จากน้ำ ใช้งานได้ดี biochars ดูดซับโลหะเนื่องจากพื้นที่ผิวของพวกเขาสูงและการเข้าถึงง่ายของการทำงานกลุ่มทองแดง พบความสัมพันธ์ biochars มากขึ้นเมื่อเทียบกับโลหะขนาดอื่น ๆ ซึ่งอาจจะเกิดจากการก่อตัวของสารประกอบเชิงซ้อนระหว่างพื้นผิวและการใช้งานหมู่ฟังก์ชัน ( CU2 –โดยใช้เทคนิคง่ายดายโอ้ ) ใน biochars ( ถง et al . , 2011 ) นอกจากนี้ โครงสร้างของการดูดกลืนรังสีเอ็กซ์ ( xafs ) คาดการณ์ว่า การสอบสวนทาง CU2 บนไบโอชาร์เป็น pH ขึ้นอยู่กับ ( ippolito et al . ,2012 ) ผู้เขียนสรุปได้ว่า จะไม่มีการอินทรีย์ CU2 หมู่ฟังก์ชันของไบโอชาร์ที่ pH 6 และ 7 ส่วนของอะซูไรต์ ( cu3 ( co3 ) 2 ( OH ) 2 ) และ ทีโนไรต์ ( 2 ( ภายใน ) และไบโอชาร์ที่ pH 8 และ 9 ( ippolito et al . , 2012 ) ขนาดอะตอมของโลหะไอออนเป็นอีกตัวแปรของปัญหาในขณะที่การพิจารณาการดูดซับบนไบโอชาร์ . ทั่วไป ขนาดเล็ก รัศมีไอออนของโลหะการดูดซับเพิ่มมากขึ้นเนื่องจากการเจาะรูในไบโอชาร์ ( เกาะ et al . , 2004 และ ngah และ hanafiah , 2008 )