The CES treatment caused not only a

The CES treatment caused not only a slightly different distribution
among the soil fractions, but also a mitigation of the environmental
risk of Zn pushing it to the “low level” classification
(Table 1 e Supplementary data). Increasing the application rate of
CES the decrease in the acid soluble (F1) and oxidisable (F3) fractions
were also increased, while an increase in the reducible (F2)
and residual (F4) fractions was observed. When compared to untreated
soil, CES_T3 reduced by nearly 50% F1 and F3 fractions,
while F2 was doubled and the F4 fraction increased by 10%. The pH
that was achieved (7.4) with CES_T3 has probably driven the formation
of Al, Fe and/or Mn oxides, which precipitate at neutral pH
conditions (Fan et al., 2011). In addition, since the surface charge of
Mn oxides is negative at pH 7.4, they provided extra sites for
sorption of Zn cations (Alloway, 1995). F4 fraction could also account
for some Zn co-precipitated as Fe and Mn oxides (Alloway,
1995), which may become attached to crystallised secondary
minerals (Hass and Fine, 2010; Ma et al., 2006). Comparison of ES
and CES treatments showed that: i) ES was effective at reducing the
environmental risk (Table 1 e Supplementary data); ii) at the lower
application rate (T1), Zn bound to the oxidisable fraction is favoured
with CES (P < 0.05), probably as a result of the organic matter
conveyed by the amendment; iii) at the higher rate (T3) ES was
more effective than CES to allocate Zn in F4 (P < 0.05), probably due
to the higher soil pH attained with ES, which may favour oxides
formation. Finally, the environmental risk of Zn was not reduced
with CWES treatment (Table 1 e Supplementary data). The higher amount of organic matter conveyed by CWES provoked a relocation of Zn to F2 and F3. The same behaviour has been found in other
studies (Fleming et al., 2013). However, further investigation should
be performed to conclude about the mechanism involved or the
lack of selectivity of the BCR method (Vodyanitskii, 2006).

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การรักษาที่เกิดจากงาน CES ไม่เพียง
แต่การจัดจำหน่ายแตกต่างกันเล็กน้อยในหมู่เศษดินแต่ยังมีการบรรเทาผลกระทบของสิ่งแวดล้อมความเสี่ยงของสังกะสีผลักดันมันไปที่ "ระดับต่ำ" การจัดหมวดหมู่ (ตารางที่ 1 จข้อมูลเพิ่มเติม) การเพิ่มขึ้นของอัตราการประยุกต์ใช้งาน CES ลดลงในกรดที่ละลายน้ำได้ (F1) และ oxidisable (F3) เศษส่วนเพิ่มขึ้นด้วยขณะที่การเพิ่มขึ้นของออกซิเจน(F2) และที่เหลือ (F4) เศษส่วนเป็นที่สังเกต เมื่อเทียบกับการได้รับการรักษาดิน CES_T3 ลดลงเกือบ 50% F1 และเศษส่วน F3, ในขณะที่ F2 เป็นสองเท่าและส่วน F4 เพิ่มขึ้น 10% ค่าพีเอชที่ประสบความสำเร็จ (7.4) ที่มีการขับเคลื่อน CES_T3 อาจก่อตัวของอัลเฟและ / หรือออกไซด์แมงกานีสซึ่งตกตะกอนที่ pH เป็นกลางเงื่อนไข(Fan et al., 2011) นอกจากนี้ค่าใช้จ่ายตั้งแต่พื้นผิวของออกไซด์ Mn เป็นลบที่ pH 7.4 ที่พวกเขามีให้บริการเว็บไซต์พิเศษสำหรับการดูดซับของไพเพอร์Zn (Alloway, 1995) ส่วน F4 ยังสามารถบัญชีสำหรับบางZn ร่วมตกตะกอนเป็นเฟและออกไซด์ Mn (Alloway, 1995) ซึ่งอาจจะกลายเป็นที่แนบมากับก้อนรองแร่ธาตุ(Hass และวิจิตร, 2010. Ma et al, 2006) เปรียบเทียบ ES และการรักษา CES แสดงให้เห็นว่า i) ES มีประสิทธิภาพในการลดความเสี่ยงด้านสิ่งแวดล้อม(ตารางที่ 1 จข้อมูลเพิ่มเติม); ii) ที่ต่ำกว่าอัตราการประยุกต์ใช้(T1) Zn ผูกไว้กับส่วน oxidisable เป็นที่ชื่นชอบกับงานCES (P <0.05) อาจจะเป็นผลมาจากสารอินทรีย์ลำเลียงโดยการแก้ไขนั้น iii) ในอัตราที่สูงกว่า (T3) ES เป็นมีประสิทธิภาพมากขึ้นกว่างานCES ที่จะจัดสรรสังกะสีใน F4 (P <0.05) อาจเป็นเพราะกับค่าpH ของดินที่สูงขึ้นบรรลุกับ ES ซึ่งอาจเข้าข้างออกไซด์ก่อ ในที่สุดความเสี่ยงด้านสิ่งแวดล้อมของธาตุสังกะสีก็ไม่ได้ลดลงด้วยการรักษา CWES (ตารางที่ 1 จข้อมูลเพิ่มเติม) จำนวนเงินที่สูงขึ้นของสารอินทรีย์ลำเลียงโดย CWES กระตุ้นการย้ายถิ่นฐานของธาตุสังกะสีเพื่อ F2 และ F3 พฤติกรรมเดียวกันได้รับการอื่น ๆ ที่พบในการศึกษา(เฟลมมิ่ง et al., 2013) อย่างไรก็ตามการสืบสวนต่อไปควรจะดำเนินการที่จะสรุปเกี่ยวกับกลไกที่เกี่ยวข้องหรือขาดการเลือกของวิธีการBCR (Vodyanitskii 2006)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

งาน CES รักษาทำให้ไม่เพียง แต่แตกต่างกันเล็กน้อยกระจาย
ระหว่างดินเศษส่วน แต่ยังบรรเทาผลกระทบของสิ่งแวดล้อม
ความเสี่ยงของสังกะสีที่ผลักดันให้ " ระดับต่ำ " การจำแนก
( ตารางที่ 1 และเพิ่มเติมข้อมูล ) เพิ่มอัตราการลดลงของ
CES ในกรดที่ละลายน้ำได้ ( F1 ) และ oxidisable ( F3 ) เศษส่วน
ยังเพิ่มขึ้น ขณะที่การเพิ่มขึ้นของลด ( F2 )
และตกค้าง ( F4 ) เศษส่วน คือสังเกต เมื่อเทียบกับดินดิบ
, ces_t3 ลดลงเกือบ 50 % F1 และ F3 เศษส่วน
ในขณะที่ F2 เป็นสองเท่าและ F4 เศษส่วนเพิ่มขึ้น 10% pH
ที่ประสบความสำเร็จ ( 7.4 ) กับ ces_t3 คงขับเคลื่อนการพัฒนา
Al , Fe และ / หรือแมงกานีสออกไซด์ซึ่งอยู่ที่สภาวะพีเอช
เป็นกลาง ( พัดลม et al . , 2011 ) นอกจากนี้ เนื่องจากพื้นผิวแล
แมงกานีสออกไซด์เป็นลบที่พีเอช 7.4 , พวกเขามีเว็บไซต์พิเศษสำหรับการดูดซับไอออนสังกะสี
( อัลโลเวย์ , 1995 ) F4 เศษส่วนสามารถบัญชี
บางสังกะสี Co ตกตะกอนเป็นเหล็กและแมงกานีสออกไซด์ ( อัลโลเวย์ ,
, 1995 ) ซึ่งอาจเกี่ยวพันกับผลึกแร่ทุติยภูมิ
( แฮส และดี , 2010 ; ma et al . , 2006 ) การเปรียบเทียบและการรักษาพบว่า ES
สำหรับฉัน ) และมีประสิทธิภาพในการลด
ความเสี่ยงด้านสิ่งแวดล้อม ( ตารางที่ 1 และเพิ่มเติมข้อมูล ) ; 2 ) ที่อัตราการลดลง
( T1 ) Zn ผูกพันกับเศษส่วน oxidisable เป็นที่ชื่นชอบ
กับ CES ( P < 0.05 ) อาจเป็นผลจากสารอินทรีย์
ถ่ายทอดโดยการแก้ไข ; 3 ) ในอัตราที่สูงขึ้น ( T3 ) และคือ
มีประสิทธิภาพมากกว่างาน CES ที่จะจัดสรรสังกะสี ใน F4 ( p < 0.05 ) เนื่องจาก
จะสูงกว่าดินที่ได้รับกับ ES ,ซึ่งอาจโปรดปรานออกไซด์
ก่อตัว ในที่สุด , ความเสี่ยงด้านสิ่งแวดล้อมของสังกะสี คือไม่ลด
รักษา cwes ( ตารางที่ 1 และเพิ่มเติมข้อมูล ) สูงกว่าปริมาณสารอินทรีย์ถ่ายทอดโดย cwes กระตุ้นการย้ายของสังกะสีกับ F2 และ F3 . พฤติกรรมเดียวกัน ได้พบในการศึกษาอื่น ๆ
( เฟลมมิ่ง et al . , 2013 ) อย่างไรก็ตาม การสอบสวนเพิ่มเติมควร
ได้สรุปเกี่ยวกับกลไกที่เกี่ยวข้องหรือ
ขาดการเลือกสรรของ BCR วิธี ( vodyanitskii , 2006 )