3.2.2. Metal contaminated soilsBioc

3.2.2. Metal contaminated soils
Biochar can have a different effect on the mobility of metals in soils compared to that in water. Beesley et al. (2010) applied hardwood-derived biochar to multi-element (As, Cu, Cd, and Zn) contaminated soil. Interestingly, Cu and As are mobilized, whereas Cd and Zn are immobilized in soils amended with biochar as compared to un-amended soil. Copper leaching is associated with high dissolved organic C contents at the increased pH induced by applying biochar, whereas As leaching was attributed to increasing the soil pH to 7.56. Similarly, Park et al. (2011a) reported Cu mobility in soil due to increased dissolved organic C with the addition of chicken manure-derived biochar. In contrast, the high pH induced by biochar results in reduced solubility of Cd and Zn. Increased mobility of As with biochar in soil was also reported by Hartley et al. (2009), and has been attributed to the rise in soil pH as well as As competition with soluble P in biochar. Biochar can also reduce As(V) to As(III), thereby enhancing As mobility (Park et al., 2011b and Zhang et al., 2013). Another oxyanion, Sb, also shows higher mobility in soil treated with broiler litter-derived biochar (Uchimiya et al., 2012). The electrostatic repulsion between anionic Sb and negatively charged biochar surfaces could have resulted in desorption of Sb. Conversely, the electrostatic attraction between positively charged Cu and negatively charged biochar is the prevailing mechanism of Cu immobilization in San Joaquin soil (Uchimiya et al., 2011c). Notably, Cu mobility/immobility is highly influenced by biochar organic C content. Generally, the biochars produced at 600 °C) are generally deficient in dissolved organic C, which could affect Cu immobility in soil, as reported by Uchimiya et al. (2011c).

The effect of pyrolysis temperature on the retention of Pb by broiler litter-derived biochars produced at 350 and 650 °C was recently evaluated by Uchimiya et al. (2012). Those authors reported that biochar produced at a low pyrolysis temperature is favorable for immobilizing Pb. The increased release of available P, K, and Ca from biochars produced at a low temperature is associated with high Pb stabilization. Cao et al. (2011) demonstrated by XRD analysis that biochar derived from dairy manure containing a high amount of available P immobilized Pb in shooting range soil by forming insoluble hydroxypyromorphite (Pb5(PO4)3(OH)). The role of O-containing functional groups on biochar surfaces towards metal binding was predicted by Uchimiya et al. (2011b), who reported that cottonseed hull-derived biochar produced at 350 °C contains high O content resulting in high uptake of Cu, Ni, Cd, and Pb.

Soil pH is considered to greatly influence the mobility of metals. Generally biochar is alkaline, thereby inducing liming effect in soil and causes immobilization of metals and mobilization of oxyanions (Almaroai et al., 2013). As discussed earlier, biochar-induced increases in soil pH can also influence the sorption of metals. For instance, Ahmad et al. (2013) reported that in soil amended with biochar, rise in soil pH favored the sorption of Pb onto kaolinite making charge on kaolinite more negative. At pH > 5, Pb forms strong inner sphere bidentate surface complexes with kaolinite (Gräfe et al., 2007).

Biochar shows the potential to mitigate Cr contaminated soils as they are highly reactive with many functional groups and are able to donate electrons (Choppala et al., 2012). The increase in proton supply for Cr(VI) reduction may be attributed to the presence of several O-containing acidic (carbonyl, lactonic, carboxylic, hydroxyl, and phenol) and basic (chromene, ketone, and pyrone) functional groups (Goldberg, 1985 and Boehm, 1994). The resulting Cr(III) either adsorbs or participates in surface complexation with organic amendments (Hsu et al., 2009a). However, high pH biochars may prevent dissociation and oxidation of phenolic and hydroxyl groups, which may limit the supply of protons for reducing Cr(VI) (Choppala et al., 2012). Moreover, soil microbes can also cause the reduction of Cr(VI) to Cr(III) using C as an energy source from the biochar (Zimmerman, 2010). Because of the lower solubility of Cr(III) than Cr(VI), this reduction eventually results in immobilizing the Cr, thereby diminishing mobility and transport (Choppala et al., 2012).

The effect of biochar on remediation of soil and water co-contaminated with organic and inorganic contaminants has received little attention. Cao et al. (2011) reported the simultaneous immobilization of Pb and atrazine by dairy-manure biochar in soil. Those authors demonstrated that Pb was immobilized as a result of precipitation to insoluble hydroxypyromorphite due to the P content in the biochar, whereas atrazine was adsorbed onto biochar surfaces. The sorption phenomenon of co-existing organic and inorganic contaminants in aqueous solution is more complex. For example, biochar derived from soybean stalks works well for the phenanthrene and Hg(II) adsorption in a single component system, however direct competitive sorption is suppressing in a binary component system (Kong et al., 2011). The decrease in the effective surface area of biochar due to pore blockage by insoluble Hg(II) compounds results in a decrease in phenanthrene adsorption (Kong et al., 2011). In contrast, Chen et al. (2007) discounted the pore blockage mechanism for direct competitive adsorption between Cu and organic compounds (naphthalene, dichlorobenzene, and dichlorophenol) in an aqueous system. They speculated that the strong inner-sphere complexation between metal and biochar surfaces results in inhibiting organic compound adsorption around the metal-complexed moieties.

It is worth noting that sorption of organic contaminants by biochars is more favored than that of inorganic contaminants. Kong et al. (2011) reported 99.5% removal efficiency of phenanthrene by soybean stalk based biochar compared to 86.4% removal of Hg(II) from aqueous solution. This greater sorption capacity of biochar for organic contaminants is attributable to their high surface area and microporosity (Table 3). Contrarily, ion-exchange, electrostatic attraction and precipitation are prevailing mechanisms for the remediation of inorganic contaminants by biochar (Fig. 3). Since, the sorption of organic contaminants depends mainly on surface area and pore size, biochar in general shows greater sorption capacity for organic than inorganic contaminants.

The physicochemical properties of biochars as affected by pyrolysis temperature greatly influence their sorption efficiencies for both organic and inorganic contaminants. Biomass pyrolyzed at a high temperature is more effective for organic contaminants due to the high surface area and developed pore structures, whereas low temperature pyrolyzed biomass is efficient for inorganic contaminants due to the presence of more O-containing functional groups and the greater release of cations. The specific type of contaminant also impacts sorption properties of the biochar. Polar and non-polar, ionic and non-ionic organic contaminants have different affinities for biochars compared to those of cationic and anionic metals. Therefore, all biochars are not equally effective for sorbing contaminants, and care should be taken before applying biochar to remediate contaminated soil or water on a large scale. Research on biochar is contemporary, and still needs in-depth investigations to determine the long-term effects of biochar applied to contaminated areas.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3.2.2. โลหะปนเปื้อนดินเนื้อปูน
Biochar สามารถมีผลแตกต่างกันในความคล่องตัวของโลหะในดินเนื้อปูนเปรียบเทียบกับน้ำได้ Beesley et al. (2010) ใช้ไม้มา biochar หลายองค์ประกอบ (เป็น Cu ซีดี และ Zn) ปนเปื้อนดิน เป็นเรื่องน่าสนใจ Cu และเป็นที่ปฏิบัติ ในขณะที่ซีดีและ Zn จะตรึงในดินเนื้อปูนที่แก้ไขกับ biochar เมื่อเทียบกับดินที่ยังไม่ได้แก้ไข ทองแดงละลายจะเกี่ยวข้องกับสูงละลายอินทรีย์ C เนื้อหา pH เพิ่มขึ้นเกิดจากการใช้ biochar ในขณะละลายได้บันทึกการเพิ่ม pH ดิน 7.56 ในทำนองเดียวกัน สวน et al. (2011a) รายงานเคลื่อนไหว Cu ในดินเนื่องจากการเพิ่ม C อินทรีย์ละลายแห่ง biochar มามูลไก่ ในทางตรงกันข้าม pH สูงเกิดจาก biochar ผลละลายลดของเคลื่อนซีดีและ Zn เพิ่มขึ้นเท่ากับ biochar ในดินยังถูกรายงานโดย Hartley et al. (2009), และได้ถูกบันทึกขึ้น ในค่า pH ในดิน และ เป็นการแข่งขันกับ P ละลายใน biochar Biochar ยังสามารถลด As(V) กับ As(III) เพิ่มจึงเป็นการเคลื่อนไหว (สวนร้อยเอ็ด al., 2011b และ al. et จาง 2013) อื่น oxyanion, Sb ยังแสดงความคล่องตัวสูงในดินที่รับไก่เนื้อมาแคร่ biochar (Uchimiya et al., 2012) สามารถทำให้ repulsion สถิตระหว่าง Sb ย้อมและพื้นผิวส่งชำระ biochar desorption ของ Sb. ในทางกลับกัน ดึงดูดไฟฟ้าสถิตระหว่าง Cu คิดค่าธรรมเนียมบวกและคิดค่าธรรมเนียมส่ง biochar เป็นกลไกเป็นของตรึงโป Cu ในดินชุมชนมาเดโรซาน (Uchimiya et al. ซี 2011) ยวด เคลื่อน Cu พบได้สูงรับอิทธิพล biochar อินทรีย์ C เนื้อหา ทั่วไป biochars ที่ผลิตที่ < 500 ° C สูงมีส่วนยุบอินทรีย์ C เนื้อหา ซึ่งสามารถอำนวยความสะดวกในการก่อตัวของคอมเพล็กซ์ Cu ละลายกับส่วนยุบ C อินทรีย์ ตามที่รายงาน โดย al. et Beesley (2010) และ al. et พาร์ค (2011a) นอกจากนี้ C ละลายอินทรีย์สามารถบล็อกรูขุมขนของ biochars ที่ป้องกันการดูด Cu (Bolan et al., 2010 Cao et al., 2011) อย่างไรก็ตาม biochars การผลิตที่อุณหภูมิสูง (> 600 ° C) จะขาดสารโดยทั่วไปในการละลายอินทรีย์ C ซึ่งอาจมีผลต่อที่พบในดิน Cu เป็นรายงานโดย Uchimiya et al. (ซี 2011) .

ผลของอุณหภูมิการไพโรไลซิรักษา Pb โดยไก่เนื้อมาแคร่ biochars ผลิตที่ 350 และ 650 ° C ถูกประเมินโดย Uchimiya et al. (2012) เพิ่งได้ ผู้เขียนรายงาน biochar ที่ผลิตที่อุณหภูมิต่ำชีวภาพเป็นอย่างดีสำหรับ immobilizing Pb ปล่อยเพิ่มของ P, K และ Ca จาก biochars ผลิตที่อุณหภูมิต่ำจะเกี่ยวข้องกับ Pb เสถียรภาพสูง Cao et al. (2011) โดยการวิเคราะห์ XRD biochar ที่มาจากมูลโคนมที่ประกอบด้วยจำนวน P ว่างสูงหา Pb ในยิงช่วงดินโดยขึ้นรูปขึ้น hydroxypyromorphite (Pb5(PO4)3(OH)) บทบาทของ O ที่ประกอบด้วย functional กลุ่มบนพื้นผิว biochar ต่อเชื่อมโลหะถูกทำนายโดย Uchimiya et al. (2011b), ซึ่งรายงานว่า ดัดมาฮัลล์ biochar ผลิตที่ 350 ° C ประกอบด้วยเนื้อหา O สูงที่เกิดขึ้นในการดูดซับสูงของ Cu, Ni ซีดี และ Pb

ค่า pH ดินถือเป็นอย่างมากมีผลต่อการเคลื่อนไหวของโลหะ โดยทั่วไป biochar เป็นด่าง จึง inducing ปูนลักษณะพิเศษในการตรึงโปโลหะดินและสาเหตุและการเคลื่อนไหวของ oxyanions (Almaroai et al., 2013) ตามที่อธิบายไว้ก่อนหน้านี้ biochar เกิดขึ้นในดินค่า pH สามารถอิทธิพลยังดูดของโลหะ เช่น al. et Ahmad (2013) รายงานว่า ในดินที่แก้ไขกับ biochar เพิ่มขึ้นค่า pH ดินปลอดดูดของ Pb บน kaolinite ที่ทำให้ค่าธรรมเนียมบน kaolinite ลบมากขึ้น ที่ค่า pH > 5, Pb แบบคอมเพล็กซ์ผิว bidentate ทรงกลมภายในแข็งแกร่ง ด้วย kaolinite (Gräfe et al., 2007)

Biochar แสดงศักยภาพเพื่อลด Cr ที่ปนเปื้อนดินเนื้อปูนมีปฏิกิริยาสูงกับกลุ่ม functional มาก และสามารถบริจาคอิเล็กตรอน (Choppala et al., 2012) การเพิ่มขึ้นของอุปทานโปรตอนสำหรับ Cr(VI) ลดอาจเกิดจากสถานะหลาย O-ประกอบด้วยกรด (carbonyl, lactonic, carboxylic ไฮดรอกซิล และวาง) และพื้นฐาน (chromene คีโตน pyrone) functional กลุ่ม และ (Goldberg, 1985 และ Boehm, 1994) Cr(III) ผล adsorbs หรือเข้าร่วมใน complexation ผิวกับแก้ไขอินทรีย์ (ซู et al., 2009a) อย่างไรก็ตาม biochars pH สูงอาจป้องกัน dissociation และออกซิเดชันของไฮดรอกซิลและฟีนอกลุ่ม การจำกัดอุปทานของโปรตอนเพื่อลด Cr(VI) (Choppala et al., 2012) นอก จุลินทรีย์ดินทำให้เกิดการลดลงของ Cr(VI) กับ Cr(III) ใช้ C เป็นพลังงานจาก biochar (Zimmerman, 2010) เนื่องจาก Cr(III) ละลายต่ำกว่า Cr(VI) ในที่สุดผลที่ลดลงนี้ใน immobilizing Cr จึงลดลงการเคลื่อนไหวและการขนส่ง (Choppala et al., 2012) .

ผลของ biochar เพื่อดินและน้ำที่ปนเปื้อนกับสารปนเปื้อนอินทรีย์ และอนินทรีย์ร่วมได้รับความสนใจน้อย Cao et al. (2011) รายงานการตรึงโปพร้อม Pb และ atrazine โดย biochar นมมูลดิน ผู้เขียนเหล่านั้นแสดงว่า Pb ถูกตรึงจากฝนกับ hydroxypyromorphite ละลายได้เนื่องจากเนื้อหาใน biochar, P ขณะ atrazine ถูก adsorbed ลงบนพื้นผิว biochar ปรากฏการณ์ดูดของสารปนเปื้อนอินทรีย์ และอนินทรีย์ที่มีอยู่ร่วมในละลายมีความซับซ้อนมากขึ้น ตัวอย่าง biochar มา stalks ถั่วเหลืองทำงานดีสำหรับฟีแนนทรีนและดูดซับ Hg(II) ในระบบคอมโพเนนต์เดียว อย่างไรก็ตามตรงดูดแข่งขันเป็นเมื่อในระบบคอมโพเนนต์แบบไบนารี (กง et al., 2011) ลดลงในพื้นที่มีประสิทธิภาพของ biochar เนื่องจากการอุดตันรูขุมขนด้วย Hg(II) ละลายสารประกอบผลลดลงฟีแนนทรีนดูดซับ (กง et al., 2011) ในทางตรงกันข้าม Chen et al. (2007) ส่วนลดกลไกการอุดตันรูขุมขนสำหรับดูดซับการแข่งขันโดยตรงระหว่าง Cu และสารอินทรีย์ (แนฟทาลีน dichlorobenzene และ dichlorophenol) ในระบบอควี พวกเขาคาดว่า complexation ภายในทรงกลมแข็งแรงระหว่างพื้นผิวโลหะและ biochar ผล inhibiting ซับอินทรีย์สถาน moieties โลหะ complexed

กล่าวว่าดูดสารปนเปื้อนอินทรีย์โดย biochars จะชื่นชอบมากขึ้นกว่าของสารปนเปื้อนอนินทรีย์ Al. ร้อยเอ็ดอินเตอร์เนชั่นแนล (2011) รายงานประสิทธิภาพกำจัด 99.5% ของฟีแนนทรีน โดย biochar สายใช้ถั่วเหลืองเปรียบเทียบกับเอา 86.4% Hg(II) ละลาย นี้กำลังดูดมากกว่าของ biochar สำหรับสารปนเปื้อนอินทรีย์คือรวมของพื้นที่สูงและ microporosity (ตาราง 3) หรือ การแลก เปลี่ยนไอออน สถานที่ท่องเที่ยวงาน และฝนจะเป็นกลไกสำหรับแก้ไขข้อผิดพลาดของสารปนเปื้อนอนินทรีย์โดย biochar (Fig. 3) ตั้งแต่ ดูดของสารปนเปื้อนอินทรีย์ส่วนใหญ่ขึ้นอยู่กับพื้นที่และขนาดของรูขุมขน biochar แสดงดูดความสามารถมากขึ้นในอินทรีย์กว่าสารปนเปื้อนอนินทรีย์

physicochemical คุณสมบัติของ biochars ได้รับผลกระทบ โดยอุณหภูมิชีวภาพมากประสิทธิภาพการดูดสำหรับสารปนเปื้อนทั้งอินทรีย์ และอนินทรีย์ที่มีอิทธิพลต่อการ ชีวมวล pyrolyzed ที่อุณหภูมิสูงจะมีประสิทธิภาพมากสำหรับสารปนเปื้อนอินทรีย์เนื่องจากมีพื้นที่ผิวสูง และพัฒนาโครงสร้างรูขุมขน ในขณะที่อุณหภูมิต่ำ pyrolyzed ชีวมวลที่มีประสิทธิภาพสำหรับสารปนเปื้อนอนินทรีย์ของเพิ่มเติม O ประกอบด้วย functional กลุ่มและนำออกใช้เป็นของหายากมาก ชนิดของสารปนเปื้อนเฉพาะผลกระทบต่อคุณสมบัติดูดของ biochar สารปนเปื้อนอินทรีย์ขั้ว และไม่มีขั้ว ionic และ ionic ไม่มี affinities แตกต่างกันสำหรับ biochars เปรียบเทียบ cationic และย้อม ดังนั้น biochars ทั้งหมดไม่มีประสิทธิภาพอย่างเท่าเทียมกันสำหรับสารปนเปื้อน sorbing และดูแลควรดำเนินการก่อนที่จะใช้ biochar เพื่อสำรองน้ำขนาดใหญ่หรือดินที่ปนเปื้อน วิจัย biochar ร่วมสมัย และยังคง ต้องการสืบสวนในเชิงลึกเพื่อตรวจสอบผลกระทบระยะยาวของ biochar กับพื้นที่ปนเปื้อน

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

3.2.2. Metal contaminated soils
Biochar can have a different effect on the mobility of metals in soils compared to that in water. Beesley et al. (2010) applied hardwood-derived biochar to multi-element (As, Cu, Cd, and Zn) contaminated soil. Interestingly, Cu and As are mobilized, whereas Cd and Zn are immobilized in soils amended with biochar as compared to un-amended soil. Copper leaching is associated with high dissolved organic C contents at the increased pH induced by applying biochar, whereas As leaching was attributed to increasing the soil pH to 7.56. Similarly, Park et al. (2011a) reported Cu mobility in soil due to increased dissolved organic C with the addition of chicken manure-derived biochar. In contrast, the high pH induced by biochar results in reduced solubility of Cd and Zn. Increased mobility of As with biochar in soil was also reported by Hartley et al. (2009), and has been attributed to the rise in soil pH as well as As competition with soluble P in biochar. Biochar can also reduce As(V) to As(III), thereby enhancing As mobility (Park et al., 2011b and Zhang et al., 2013). Another oxyanion, Sb, also shows higher mobility in soil treated with broiler litter-derived biochar (Uchimiya et al., 2012). The electrostatic repulsion between anionic Sb and negatively charged biochar surfaces could have resulted in desorption of Sb. Conversely, the electrostatic attraction between positively charged Cu and negatively charged biochar is the prevailing mechanism of Cu immobilization in San Joaquin soil (Uchimiya et al., 2011c). Notably, Cu mobility/immobility is highly influenced by biochar organic C content. Generally, the biochars produced at <500 °C have high dissolved organic C content, which could facilitate the formation of soluble Cu complexes with dissolved organic C, as reported by Beesley et al. (2010) and Park et al. (2011a). Additionally, dissolved organic C can block the pores of biochars preventing Cu sorption (Bolan et al., 2010; Cao et al., 2011). However, the biochars produced at high temperatures (>600 °C) are generally deficient in dissolved organic C, which could affect Cu immobility in soil, as reported by Uchimiya et al. (2011c).

The effect of pyrolysis temperature on the retention of Pb by broiler litter-derived biochars produced at 350 and 650 °C was recently evaluated by Uchimiya et al. (2012). Those authors reported that biochar produced at a low pyrolysis temperature is favorable for immobilizing Pb. The increased release of available P, K, and Ca from biochars produced at a low temperature is associated with high Pb stabilization. Cao et al. (2011) demonstrated by XRD analysis that biochar derived from dairy manure containing a high amount of available P immobilized Pb in shooting range soil by forming insoluble hydroxypyromorphite (Pb5(PO4)3(OH)). The role of O-containing functional groups on biochar surfaces towards metal binding was predicted by Uchimiya et al. (2011b), who reported that cottonseed hull-derived biochar produced at 350 °C contains high O content resulting in high uptake of Cu, Ni, Cd, and Pb.

Soil pH is considered to greatly influence the mobility of metals. Generally biochar is alkaline, thereby inducing liming effect in soil and causes immobilization of metals and mobilization of oxyanions (Almaroai et al., 2013). As discussed earlier, biochar-induced increases in soil pH can also influence the sorption of metals. For instance, Ahmad et al. (2013) reported that in soil amended with biochar, rise in soil pH favored the sorption of Pb onto kaolinite making charge on kaolinite more negative. At pH > 5, Pb forms strong inner sphere bidentate surface complexes with kaolinite (Gräfe et al., 2007).

Biochar shows the potential to mitigate Cr contaminated soils as they are highly reactive with many functional groups and are able to donate electrons (Choppala et al., 2012). The increase in proton supply for Cr(VI) reduction may be attributed to the presence of several O-containing acidic (carbonyl, lactonic, carboxylic, hydroxyl, and phenol) and basic (chromene, ketone, and pyrone) functional groups (Goldberg, 1985 and Boehm, 1994). The resulting Cr(III) either adsorbs or participates in surface complexation with organic amendments (Hsu et al., 2009a). However, high pH biochars may prevent dissociation and oxidation of phenolic and hydroxyl groups, which may limit the supply of protons for reducing Cr(VI) (Choppala et al., 2012). Moreover, soil microbes can also cause the reduction of Cr(VI) to Cr(III) using C as an energy source from the biochar (Zimmerman, 2010). Because of the lower solubility of Cr(III) than Cr(VI), this reduction eventually results in immobilizing the Cr, thereby diminishing mobility and transport (Choppala et al., 2012).

The effect of biochar on remediation of soil and water co-contaminated with organic and inorganic contaminants has received little attention. Cao et al. (2011) reported the simultaneous immobilization of Pb and atrazine by dairy-manure biochar in soil. Those authors demonstrated that Pb was immobilized as a result of precipitation to insoluble hydroxypyromorphite due to the P content in the biochar, whereas atrazine was adsorbed onto biochar surfaces. The sorption phenomenon of co-existing organic and inorganic contaminants in aqueous solution is more complex. For example, biochar derived from soybean stalks works well for the phenanthrene and Hg(II) adsorption in a single component system, however direct competitive sorption is suppressing in a binary component system (Kong et al., 2011). The decrease in the effective surface area of biochar due to pore blockage by insoluble Hg(II) compounds results in a decrease in phenanthrene adsorption (Kong et al., 2011). In contrast, Chen et al. (2007) discounted the pore blockage mechanism for direct competitive adsorption between Cu and organic compounds (naphthalene, dichlorobenzene, and dichlorophenol) in an aqueous system. They speculated that the strong inner-sphere complexation between metal and biochar surfaces results in inhibiting organic compound adsorption around the metal-complexed moieties.

It is worth noting that sorption of organic contaminants by biochars is more favored than that of inorganic contaminants. Kong et al. (2011) reported 99.5% removal efficiency of phenanthrene by soybean stalk based biochar compared to 86.4% removal of Hg(II) from aqueous solution. This greater sorption capacity of biochar for organic contaminants is attributable to their high surface area and microporosity (Table 3). Contrarily, ion-exchange, electrostatic attraction and precipitation are prevailing mechanisms for the remediation of inorganic contaminants by biochar (Fig. 3). Since, the sorption of organic contaminants depends mainly on surface area and pore size, biochar in general shows greater sorption capacity for organic than inorganic contaminants.

The physicochemical properties of biochars as affected by pyrolysis temperature greatly influence their sorption efficiencies for both organic and inorganic contaminants. Biomass pyrolyzed at a high temperature is more effective for organic contaminants due to the high surface area and developed pore structures, whereas low temperature pyrolyzed biomass is efficient for inorganic contaminants due to the presence of more O-containing functional groups and the greater release of cations. The specific type of contaminant also impacts sorption properties of the biochar. Polar and non-polar, ionic and non-ionic organic contaminants have different affinities for biochars compared to those of cationic and anionic metals. Therefore, all biochars are not equally effective for sorbing contaminants, and care should be taken before applying biochar to remediate contaminated soil or water on a large scale. Research on biochar is contemporary, and still needs in-depth investigations to determine the long-term effects of biochar applied to contaminated areas.

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

3.2.2 . โลหะที่ปนเปื้อนดิน
ไบโอชาร์สามารถมีผลที่แตกต่างกันต่อการเคลื่อนไหวของโลหะในดินกับในน้ำ บิสลีย์ et al . ( 2010 ) ใช้ไม้เนื้อแข็งที่ได้ไบโอชาร์กับองค์ประกอบหลาย ( เช่นทองแดง , CD , และสังกะสี ) ดินปนเปื้อน ที่น่าสนใจคือ ทองแดง และ เป็น กอง ส่วนซีดีและสังกะสีจะถูกตรึงในดินที่ผสมกับไบโอชาร์เมื่อเทียบกับยูเอ็นแก้ไขดินทองแดงแร่เกี่ยวข้องกับสูงละลายอินทรีย์ C เนื้อหาที่ทำให้ pH ของการประยุกต์ใช้ไบโอชาร์ ในขณะที่เป็นแร่ประกอบเพื่อเพิ่ม pH ดินไตร . เหมือนกับ ปาร์ค et al . รายงาน ) ( 2011a ) ทองแดงในดินเพิ่มขึ้นจากละลายอินทรีย์ ซี ด้วยการนำมูลไก่ที่ได้ไบโอชาร์ . ในทางตรงกันข้ามที่ pH สูงและไบโอชาร์ผลลัพธ์ในการลดการละลายของแคดเมียมและสังกะสี เพิ่มความคล่องตัวในเป็นกับไบโอชาร์ในดินก็รายงานโดยลีย์ et al . ( 2009 ) , และได้รับจากการเพิ่มขึ้นในดินรวมทั้งการแข่งขันกับปริมาณฟอสฟอรัสในไบโอชาร์ . ไบโอชาร์ยังสามารถลดเป็น ( V ) เป็น ( III ) จึงเพิ่มเป็น Mobility ( ปาร์ค et al . , และ 2011b Zhang et al . , 2013 )อีก oxyanion , SB , ยังแสดงให้เห็นการเคลื่อนไหวสูงกว่าในดินที่ได้รับไก่ออกลูกได้มาไบโอชาร์ ( uchimiya et al . , 2012 ) การขับไล่ไฟฟ้าสถิตประจุลบ ประจุลบระหว่าง SB และไบโอชาร์พื้นผิวอาจมีผลในการปลดปล่อย ) ในทางกลับกันซึ่งมีประจุบวกและลบไฟฟ้าสถิตแรงดึงดูดระหว่างประจุลบไบโอชาร์เป็นกลไกของจุฬาฯ ที่มีการตรึงใน San Joaquin ดิน ( uchimiya et al . , 2011c ) ยวด , CU Mobility / ไม่สามารถเคลื่อนได้รับอิทธิพลอย่างสูงจากไบโอชาร์ชั้นเอก ) โดยทั่วไป biochars ผลิตใน < 500 ° C C ละลายอินทรีย์สูงเนื้อหาซึ่งจะอำนวยความสะดวกการก่อตัวของสารประกอบเชิงซ้อนทองแดงละลายละลายอินทรีย์กับ C , รายงานโดยบิสลีย์ et al . ( 2010 ) และ ปาร์ค et al . ( 2011a ) นอกจากนี้ ละลายอินทรีย์ C สามารถป้องกันรูขุมขนของ biochars ป้องกันการดูดซับทองแดง ( โบลาน et al . , 2010 ; เคา et al . , 2011 ) อย่างไรก็ตาม biochars ผลิตที่อุณหภูมิสูง ( > 600 ° C ) โดยทั่วไปจะขาดละลายอินทรีย์ Cซึ่งอาจส่งผลกระทบกับการตรึงในดิน พบว่า uchimiya et al . ( 2011c ) .

ผลของอุณหภูมิในการเก็บรักษาผลิตตะกั่วโดยไก่ครอกที่ผลิตได้มา biochars 350 650 ° C เพิ่งประเมินโดย uchimiya et al . ( 2012 ) ผู้เขียนผู้ที่รายงานว่าไบโอชาร์ผลิตที่อุณหภูมิต่ำเป็นอย่างดีสำหรับตรึงค่าตะกั่วเพิ่มการปล่อยฟอสฟอรัส โพแทสเซียม และแคลเซียม จาก biochars ผลิตที่อุณหภูมิต่ำจะเกี่ยวข้องกับเสถียรภาพตะกั่วสูง เคา et al . ( 2011 ) แสดงโดย XRD วิเคราะห์ว่าไบโอชาร์มาจากนมปุ๋ยคอกที่มีปริมาณสูงของฟอสฟอรัสที่ถูกตรึงในดิน pb ยิงโดยสร้าง hydroxypyromorphite ไม่ละลาย ( เจน ( po4 ) 3 ( โอ้ )บทบาทของ o-containing หมู่ฟังก์ชันบนพื้นผิวโลหะไบโอชาร์ต่อผูกได้คาดการณ์ไว้ โดย uchimiya et al . ( 2011b ) ที่รายงานว่า ฝ้ายได้ผลิตเรือที่ 350 องศา C มีไบโอชาร์สูง o เนื้อหาที่เป็นผลในการใช้สูงของ Cu , Ni , CD , และ PB .

ดินถือว่ามากมีอิทธิพลต่อการเคลื่อนไหวของโลหะ โดยทั่วไปไบโอชาร์เป็นด่างจึงก่อให้เกิดผลปูนในดินและสาเหตุการตรึงโลหะและการระดม oxyanions ( almaroai et al . , 2013 ) ตามที่กล่าวไว้ก่อนหน้านี้ , ไบโอชาร์ สามารถเพิ่มดินยังมีผลต่อการดูดซับของโลหะ ตัวอย่าง อาหมัด et al . ( 2013 ) รายงานว่าในดินที่ผสมกับไบโอชาร์ ,เพิ่มขึ้นในการดูดซับตะกั่วของดินที่ชื่นชอบคือการลงค่า function ลบเพิ่มเติม ที่ pH > 5 , PB แบบฟอร์มเข้มแข็งภายในพื้นผิวทรงกลมไบเดนเตตเชิงซ้อนที่มี function ( GR และ Fe et al . , 2007 ) .

ไบโอชาร์แสดงศักยภาพเพื่อลดการปนเปื้อนดินและมีปฏิกิริยาตอบโต้กับหมู่ฟังก์ชันหลายและสามารถบริจาคอิเล็กตรอน ( choppala et al . , 2012 )เพิ่มขึ้นในการจัดหาสำหรับโครเมียม ( VI ) โปรตอนลดลงอาจจะเกิดจากการแสดงตนของหลาย o-containing กรด ( สำหรับ lactonic หมู่ไฮดรอกซิล , , , , และฟีนอล ) และพื้นฐาน ( โครมีนคีโตน , และ pyrone ) หมู่ฟังก์ชัน ( โกลด์เบิร์ก , 1985 และโบม , 1994 ) ให้โครเมียม ( III ) ให้ adsorbs หรือมีส่วนร่วมในการแก้ไขผิวด้วยอินทรีย์ ( Hsu et al . , 2009a ) อย่างไรก็ตามbiochars pH สูงอาจป้องกันการออกซิเดชันของฟีนอลและและกลุ่มไฮดรอกซิล ซึ่งอาจ จำกัด การลดอุปทานของโปรตอน Cr ( VI ) ( choppala et al . , 2012 ) นอกจากนี้ จุลินทรีย์ดินที่สามารถทำให้เกิดการลดลงของ Cr ( VI ) โครเมียม ( III ) ใช้ C เป็นแหล่งพลังงานจากไบโอชาร์ ( Zimmerman , 2010 ) เพราะการลดการละลายของโครเมียม ( III ) , Cr ( VI ) มากกว่าในที่สุดผลในการลดลงนี้ตรึงโครเมียมจึงลดน้อยลงการเคลื่อนย้ายและขนส่ง ( choppala et al . , 2012 ) .

ผลของไบโอชาร์ในการฟื้นฟูดินและน้ำที่มีการปนเปื้อนของสารอินทรีย์และสารอนินทรีย์ปนเปื้อน Co ได้รับความสนใจน้อย เคา et al . ( 2011 ) รายงานพร้อมกันการตรึงตะกั่วและอาทราซีน โดยนมปุ๋ยคอกไบโอชาร์ในดินผู้เขียนพบว่าตะกั่วถูกตรึงนั้นเป็นผลของการตกตะกอนในน้ำ hydroxypyromorphite เนื่องจากการปริมาณฟอสฟอรัสในไบโอชาร์ ในขณะที่อะทราซีนถูกดูดซับบนพื้นผิวไบโอชาร์ . ปรากฏการณ์ของการดูดซับสารอินทรีย์และอนินทรีย์ปนเปื้อน Co ที่มีอยู่ในสารละลายมีความซับซ้อนมากขึ้น ตัวอย่างเช่นไบโอชาร์มาจากถั่วเหลืองก้านทำงานได้ดีสำหรับฟีแนนทรีนและปรอท ( II ) การดูดซับในระบบองค์ประกอบเดียว แต่การแข่งขันโดยตรงคือการปราบปรามในระบบชิ้นส่วนไบนารี ( ฮ่องกง et al . , 2011 ) ส่วนในพื้นที่ผิวที่มีประสิทธิภาพของไบโอชาร์เนื่องจากการอุดตันรูขุมขนโดย Hg ( 2 ) สารประกอบที่ไม่ละลายน้ำ ผลในการลดลงของฟีแนนทรีนดูดซับ ( ฮ่องกง et al . , 2011 )ในทางตรงกันข้าม , Chen et al . ( 2007 ) ลดรูขุมขนอุดตันกลไกสำหรับการแข่งขันโดยตรงระหว่างทองแดงและสารอินทรีย์ ( แนพธาลีน , ไดคลอโรเบนซีน และ dichlorophenol ) ในระบบน้ำ . พวกเขาสันนิษฐานว่าแข็งแรงภายในสารประกอบเชิงซ้อนระหว่างโลหะทรงกลมและผลในการยับยั้งการดูดซับสารประกอบอินทรีย์ไบโอชาร์พื้นผิวรอบโลหะที่ซับซ้อนดังกล่าว .

เป็นมูลค่า noting ที่การดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ โดย biochars มากขึ้นกว่าที่ชื่นชอบของสารปนเปื้อนอนินทรีย์ ฮ่องกง et al . ( 2011 ) รายงาน 99.5% ในการกำจัดฟีแนนทรีนโดยลำต้นถั่วเหลืองตามไบโอชาร์เมื่อเทียบกับ X% การกำจัดปรอท ( II ) จากสารละลาย .การดูดซับนี้มากกว่าความจุของไบโอชาร์สำหรับสารปนเปื้อนอินทรีย์เป็นส่วนของพื้นที่ผิวสูงและ microporosity ( ตารางที่ 3 ) อุปสงค์ การแลกเปลี่ยนไอออน , แรงดึงดูดไฟฟ้าสถิตและการตกตะกอนจะเกิดกลไกในการฟื้นฟูการปนเปื้อนสารอนินทรีย์โดยไบโอชาร์ ( รูปที่ 3 ) เนื่องจากความสามารถในการดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ขึ้นอยู่กับพื้นที่ผิวและขนาดรูขุมขนไบโอชาร์โดยทั่วไปแสดงให้เห็นมากขึ้น การดูดซับสารปนเปื้อนอนินทรีอินทรีย์ความจุมากกว่า

คุณสมบัติทางกายภาพและทางเคมีของ biochars เป็นผลจากอุณหภูมิมีผลอย่างมากกับประสิทธิภาพการผลิตของทั้งอินทรีย์ และอนินทรีย์ สารปนเปื้อนชีวมวลที่ถูกเผาในบรรยากาศที่อุณหภูมิสูงจะมีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับปนเปื้อนอินทรีย์ เนื่องจากมีพื้นที่ผิวสูงและการพัฒนาโครงสร้างรูพรุน ส่วนที่ถูกเผาในบรรยากาศที่อุณหภูมิต่ำสามารถมีประสิทธิภาพสำหรับสารปนเปื้อนอนินทรี จากการเพิ่ม o-containing หมู่ฟังก์ชันและมากขึ้นปล่อยไอออน .ประเภทที่เฉพาะเจาะจงของสิ่งปนเปื้อนนอกจากนี้ยังมีผลกระทบต่อสมบัติการดูดซับของไบโอชาร์ . มีขั้วและไม่มีขั้ว และแคลเซียมไอออนมีสารปนเปื้อนอินทรีย์ , affinities แตกต่างกัน biochars เปรียบเทียบกับของประจุบวกและประจุลบของโลหะ ดังนั้น ทั้งหมด biochars ไม่ได้มีประสิทธิภาพเท่าเทียมกันสำหรับ sorbing ) ,และ ควรดูแลก่อนที่จะใช้ไบโอชาร์เพื่อ remediate เปื้อนดินหรือน้ำในขนาดใหญ่ งานวิจัยเกี่ยวกับไบโอชาร์เป็นแบบร่วมสมัย และยังคงต้องสอบสวนในเชิงลึกเพื่อศึกษาผลกระทบในระยะยาวของไบโอชาร์ใช้กับบริเวณที่ปนเปื้อน .