3.1.2. Contaminated soilsLimited st

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 (

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

3.1.2 การปนเปื้อนดินเนื้อปูน
ศึกษาจำกัดมี biochar โปรแกรมสำรองดินเนื้อปูนปนเปื้อนสารมลพิษอินทรีย์เมื่อเทียบกับน้ำผู้เชี่ยวชาญ (ตาราง 3) โจนส์ 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

3.2 ผู้เชี่ยวชาญของสารปนเปื้อนอนินทรีย์ในดินและน้ำ
สารปนเปื้อนอนินทรีย์ โลหะโดยเฉพาะอย่างยิ่งในสภาพแวดล้อม มาจากหลากหลายแหล่งที่มาของมนุษย์ เหมืองแร่ smelting สิ้นโลหะ ปุ๋ย ส่วนใหญ่ มูลสัตว์ ยาฆ่าแมลง น้ำมัน leaded ผลิตแบตเตอรี่ ไฟฟ้า น้ำเสีย และกากตะกอน (Adriano, 2001 ตกลง 2011, et al., 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 สอบสวนเฉพาะเป็นกลไกที่เกี่ยวข้องกับการเชื่อมโลหะ การแปลง และรุ่นที่ต้องการ

3.2.1 โลหะปนเปื้อนน้ำ
เพิ่งได้ดำเนินศึกษากำจัดโลหะหนักใช้ biochar กับเทคนิคขั้นสูงด้านการ elucidate ความจุการดูดซับและผูกกลไกสื่ออควี (Ippolito et al., 2012) ตาราง 4 สรุปการศึกษาล่าสุดในโปรแกรมประยุกต์ biochar remediating ดินและน้ำที่ปนเปื้อนโลหะ 8 biochars แตกต่างกันมาจากแคร่ไก่เนื้อ ลำต้น alfalfa หญ้าสลับ cobs ข้าวโพด ข้าวโพด stover ชานอ้อย guayule, guayule พุ่ม และถั่วเหลืองฟางกับคู่ของพวกเขาเปิดใช้งานสำหรับความสามารถในการชื้น Cu2, Cd2, Ni2 เปรียบเทียบลิมา et al. (2010) และ Zn2 จากน้ำ 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) ด้านสอบสวนคาดการณ์ว่า 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:

3.1.2. 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.

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) 3:

3.1.2 . 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 . . .

. . การปนเปื้อนของสารเคมีในดินและน้ำ โดยเฉพาะโลหะ
สารปนเปื้อนอนินทรีในสิ่งแวดล้อม เกิดมากจากช่วงของแหล่งข้อมูลที่เกิดจากมนุษย์ เช่น การถลุงโลหะตกแต่ง , ปุ๋ยปุ๋ยมูล 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 ) ดังนั้นการตรวจสอบเฉพาะในกลไกที่เกี่ยวข้องกับโลหะการ , เปลี่ยนแปลง , และปล่อยจะต้องดำเนินงาน

. โลหะโลหะหนักปนเปื้อนน้ำ
การกำจัดการศึกษาโดยใช้ไบโอชาร์ร่วมกับเทคนิคทางสเปกโทรสโกปีขั้นสูงได้รับเมื่อเร็ว 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 ดูดซับโลหะเนื่องจากพื้นที่ผิวของพวกเขาสูงและการเข้าถึงง่ายของการทำงานกลุ่ม ทองแดง พบความสัมพันธ์ biochars มากขึ้นเมื่อเทียบกับโลหะขนาดอื่น ๆ ซึ่งอาจจะเกิดจากการก่อตัวของสารประกอบเชิงซ้อนระหว่างพื้นผิวและการใช้งานหมู่ฟังก์ชัน ( CU2 –โดยใช้เทคนิคง่ายดายโอ้ ) ใน biochars ( ถง et al . , 2011 ) นอกจากนี้มีการดูดกลืนรังสีเอ็กซ์โครงสร้าง ( 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 รัศมีไอออนของโลหะ , การดูดซับเพิ่มมากขึ้นเนื่องจากการรุกเข้าไปในไบโอชาร์รู ( เกาะ et al . , 2004 และ ngah และ hanafiah , 2008 )