3.2.2. Metal contaminated Biochar c

3.2.2. Metal contaminated
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 การปนเปื้อนสารโลหะ Biochar สามารถมีผลแตกต่างกันในความคล่องตัวของโลหะในดินเนื้อปูนเปรียบเทียบกับน้ำ Al. ร้อยเอ็ด Beesley (2010) ใช้ไม้มา biochar หลายองค์ประกอบ (เช่น Cu ซีดี และ Zn) ปนเปื้อนดิน เป็นเรื่องน่าสนใจ Cu และเป็นจะปฏิบัติ ในขณะที่ซีดีและ Zn ตรึงในดินเนื้อปูนที่แก้ไขกับ biochar เมื่อเทียบกับดินที่แก้ไขไม่ 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) อีก oxyanion, Sb ยังแสดงความคล่องตัวสูงในดินที่รับไก่เนื้อมาแคร่ biochar (Uchimiya et al., 2012) สามารถทำให้ repulsion สถิตระหว่าง Sb ย้อมและพื้นผิวส่งชำระ biochar desorption ของ Sb. ในทางกลับกัน ดึงดูดไฟฟ้าสถิตระหว่าง Cu คิดค่าธรรมเนียมบวกและคิดค่าธรรมเนียมส่ง biochar เป็นกลวิธีเป็นการตรึงโป Cu ในดินชุมชนมาเดโรซาน (Uchimiya et al., 2011c) ยวด mobility Cu พบได้สูงรับอิทธิพล biochar อินทรีย์ C เนื้อหา ทั่วไป biochars ที่ผลิตที่ 600 ° C) จะขาดสารโดยทั่วไปในการละลายอินทรีย์ C ซึ่งอาจส่งผลต่อที่พบในดิน Cu เป็นรายงานโดย Uchimiya et al. (2011 c)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 แสดงศักยภาพเพื่อลด Cr ที่ปนเปื้อนดินเนื้อปูนมีปฏิกิริยาสูงกับกลุ่ม functional มาก และสามารถบริจาคอิเล็กตรอน (Choppala et al., 2012) การเพิ่มขึ้นของอุปทานโปรตอนสำหรับ Cr(VI) ลดอาจเกิดจากสถานะหลาย O-ประกอบด้วยกรด (carbonyl, lactonic, carboxylic ไฮดรอกซิล และวาง) และพื้นฐาน (chromene จุด และ pyrone) functional กลุ่ม (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) เนื่องจากการละลายต่ำของ Cr(III) มากกว่า Cr(VI) ลดนี้ในที่สุดผลลัพธ์ใน immobilizing Cr จึงลดลงการเคลื่อนไหวและการขนส่ง (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) 2:

3.2.2 ที่ปนเปื้อนโลหะ
Biochar สามารถมีผลที่แตกต่างกันเกี่ยวกับการเคลื่อนไหวของโลหะในดินเมื่อเทียบกับในน้ำ บีส et al, (2010) ใช้ biochar ไม้เนื้อแข็งที่ได้มาจากองค์ประกอบหลาย (ในฐานะที่เป็นทองแดงแคดเมียมและสังกะสี) ดินที่ปนเปื้อน ที่น่าสนใจในฐานะที่เป็นลูกบาศ์กและมีการระดมขณะ Cd และสังกะสีจะถูกตรึงในดินที่มีการแก้ไขเพิ่มเติม biochar เมื่อเทียบกับดินยกเลิกการแก้ไขเพิ่มเติม ชะล้างทองแดงมีความเกี่ยวข้องกับเนื้อหา C ละลายอินทรีย์สูงที่ pH ที่เพิ่มขึ้นเกิดจากการใช้ biochar ขณะที่ในฐานะที่ได้รับการชะล้างประกอบกับการเพิ่มขึ้นของค่า pH ของดินเพื่อ 7.56 ในทำนองเดียวกันพาร์ et al, (2011a) รายงานการเคลื่อนไหวลูกบาศ์กในดินเพิ่มขึ้นเนื่องจากการละลายอินทรีย์ด้วยนอกเหนือจาก biochar ปุ๋ยที่ได้จากไก่ ในทางตรงกันข้ามพีเอชสูงที่เกิดจากผลการ biochar คุณสมบัติในการละลายที่ลดลงของแคดเมียมและสังกะสี เพิ่มความคล่องตัวของเช่นเดียวกับ biochar ในดินยังถูกรายงานโดย Hartley et al, (2009) และได้รับการบันทึกการเพิ่มขึ้นของค่า pH ของดินเช่นเดียวกับการแข่งขันกับ P ละลายใน biochar biochar ยังสามารถลดเป็น (V) จะเป็น (III) จึงเพิ่มความคล่องตัวในฐานะที่เป็น (พาร์ et al., 2011b และ Zhang et al., 2013) oxyanion อีก Sb ยังแสดงให้เห็นถึงความคล่องตัวที่สูงขึ้นในดินรับการรักษาด้วยไก่เนื้อ biochar ครอกที่ได้มาจาก (Uchimiya et al., 2012) แรงผลักไฟฟ้าสถิตระหว่าง Sb ประจุลบและประจุลบพื้นผิว biochar อาจมีผลในการดูดซับของ Sb ตรงกันข้ามที่น่าสนใจระหว่างไฟฟ้าสถิตประจุบวก Cu และประจุลบ biochar เป็นกลไกแลกเปลี่ยนของ Cu ตรึงในดินซาน Joaquin (Uchimiya et al., 2011c) โดยเฉพาะอย่างยิ่งการเคลื่อนไหวลูกบาศ์ก / ไม่สามารถเคลื่อนได้รับอิทธิพลอย่างสูงจากเนื้อหา C อินทรีย์ biochar โดยทั่วไป biochars ผลิตที่ 600 ° C) ขาดทั่วไปใน C ละลายอินทรีย์ซึ่งอาจมีผลต่อการไม่สามารถเคลื่อนทองแดงในดินขณะที่รายงานจาก Uchimiya et al, (2011c). ผลของอุณหภูมิไพโรไลซิในการเก็บข้อมูลของไก่เนื้อตะกั่วโดย biochars ครอกที่ได้มาจากการผลิตที่ 350 และ 650 องศาเซลเซียสถูกประเมินเร็ว ๆ นี้โดย Uchimiya et al, (2012) ผู้เขียนรายงานว่า biochar ผลิตที่อุณหภูมิไพโรไลซิต่ำเป็นอย่างดีสำหรับตรึง Pb การเปิดตัวที่เพิ่มขึ้นของที่มีอยู่ P, K และ Ca จาก biochars ผลิตที่อุณหภูมิต่ำมีความเกี่ยวข้องกับการรักษาเสถียรภาพสูง Pb เฉา et al, (2011) แสดงให้เห็นโดยการวิเคราะห์ XRD biochar ที่มาจากมูลโคนมที่มีจำนวนเงินที่สูงของฟอสฟอรัสตรึงตะกั่วในการถ่ายภาพช่วงดินโดยการสร้าง hydroxypyromorphite ที่ไม่ละลายน้ำ (PB5 (PO4) 3 (OH)) บทบาทของ O-มีกลุ่มทำงานบนพื้นผิวโลหะ biochar ต่อการผูกพันตามคำทำนายของ Uchimiya et al, (2011b) ที่รายงานว่า biochar มาเรือผลิตฝ้ายที่ 350 ° C มีเนื้อหา O สูงส่งผลให้การดูดซึมสูงของทองแดงนิกเกิลแคดเมียมและตะกั่ว. ค่า pH ของดินมีการพิจารณาที่จะมีอิทธิพลอย่างมากในการเคลื่อนไหวของโลหะ โดยทั่วไป biochar เป็นด่างจึงกระตุ้นให้เกิดการมีผลบังคับใช้ปูนในดินและทำให้เกิดการตรึงของโลหะและการชุมนุมของ oxyanions (Almaroai et al., 2013) ตามที่กล่าวไว้ก่อนหน้านี้การเพิ่มขึ้นของ biochar ที่เกิดขึ้นในค่า pH ของดินนอกจากนี้ยังมีผลต่อการดูดซับสามารถของโลหะ ยกตัวอย่างเช่นอาห์หมัดอัลเอต (2013) รายงานว่าในดินที่มีการแก้ไขเพิ่มเติม biochar เพิ่มขึ้นในค่า pH ของดินได้รับการสนับสนุนการดูดซับของตะกั่วลงบน kaolinite ทำให้ค่าใช้จ่ายใน kaolinite เชิงลบมากขึ้น ที่ pH> 5 Pb รูปแบบคอมเพล็กซ์ผิว bidentate ทรงกลมภายในที่แข็งแกร่งกับ kaolinite (Grafe et al., 2007). Biochar แสดงให้เห็นถึงศักยภาพในการลดการปนเปื้อนดิน Cr ขณะที่พวกเขาเป็นอย่างมากปฏิกิริยากับกลุ่มการทำงานจำนวนมากและมีความสามารถที่จะบริจาคอิเล็กตรอน (Choppala et al., 2012) การเพิ่มขึ้นของอุปทานโปรตอนสำหรับ Cr (VI) ลดลงอาจจะประกอบกับการปรากฏตัวของหลาย O-ที่มีฤทธิ์เป็นกรด (คาร์บอนิล lactonic, คาร์บอกซิ, มักซ์พลังค์และฟีนอล) และระดับล่าง (chromene, คีโตนและ pyrone) การทำงานเป็นกลุ่ม (โกลด์เบิร์ก ปี 1985 และ Boehm, 1994) ผล Cr (III) ทั้ง adsorbs หรือมีส่วนร่วมในเชิงซ้อนพื้นผิวที่มีการแก้ไขเพิ่มเติมอินทรีย์ (Hsu et al., 2009a) อย่างไรก็ตาม biochars ค่า pH สูงอาจป้องกันไม่ให้แยกออกจากกันและการเกิดออกซิเดชันของกลุ่มฟีนอลและไฮดรอกซึ่งอาจ จำกัด อุปทานของโปรตอนในการลด Cr (VI) (Choppala et al., 2012) นอกจากนี้จุลินทรีย์ดินยังสามารถทำให้เกิดการลดลงของโครเมียม (VI) เพื่อ Cr (III) โดยใช้ C เป็นแหล่งพลังงานจาก biochar นี้ (Zimmerman, 2010) เพราะความสามารถในการละลายที่ต่ำกว่าของโครเมียม (III) กว่า Cr (VI) การลดลงนี้ส่งผลให้ในที่สุดก็ตรึง Cr จึงลดน้อยลงการเคลื่อนย้ายและการขนส่ง (Choppala et al., 2012). ผลของการ biochar ในการฟื้นฟูดินและน้ำร่วม -contaminated กับสารปนเปื้อนอินทรีย์และอนินทรีได้รับความสนใจน้อย เฉา et al, (2011) รายงานการตรึงพร้อมกันของตะกั่วและอาทราซีนโดย biochar นมปุ๋ยในดิน ผู้เขียนแสดงให้เห็นว่าผู้ที่ถูกตรึง Pb เป็นผลมาจากปริมาณน้ำฝนที่จะ hydroxypyromorphite ที่ไม่ละลายน้ำเนื่องจากเนื้อหา P ใน biochar ในขณะที่อาทราซีนถูกดูดซับบนพื้นผิว biochar ปรากฏการณ์การดูดซับของเพื่อนร่วมที่มีอยู่ปนเปื้อนอินทรีย์และอนินทรีในสารละลายที่มีความซับซ้อนมากขึ้น ยกตัวอย่างเช่น biochar มาจากก้านถั่วเหลืองทำงานได้ดีสำหรับฟีแนนทรีและปรอท (II) การดูดซับในระบบองค์ประกอบเดียว แต่ตรงการดูดซับการแข่งขันปราบปรามในระบบเลขฐานสององค์ประกอบ (ฮ่องกง et al., 2011) การลดลงของพื้นที่ผิวที่มีประสิทธิภาพของ biochar เนื่องจากการอุดตันรูขุมขนโดยที่ไม่ละลายน้ำปรอท (II) ผลการสารในการลดลงของการดูดซับฟีแนนทรี (ที่ฮ่องกง et al., 2011) ในทางตรงกันข้าม Chen et al, (2007) ที่ลดการอุดตันรูขุมขนกลไกสำหรับการดูดซับการแข่งขันโดยตรงระหว่างทองแดงและสารอินทรีย์ (เหม็น Dichlorobenzene และ dichlorophenol) ในระบบน้ำ พวกเขาคาดการณ์ว่าภายในเชิงซ้อนทรงกลมที่แข็งแกร่งระหว่างโลหะและพื้นผิว biochar ผลในการยับยั้งการดูดซับสารอินทรีย์รอบ moieties โลหะ complexed. เป็นมูลค่า noting การดูดซับสารปนเปื้อนของสารอินทรีย์โดย biochars ที่เป็นที่ชื่นชอบมากขึ้นกว่าที่นินทรีย์สารปนเปื้อน ฮ่องกง et al, (2011) รายงานประสิทธิภาพในการกำจัด 99.5% ของฟีแนนทรีโดยก้านถั่วเหลืองตาม biochar เมื่อเทียบกับ 86.4% การกำจัดของปรอท (II) จากสารละลาย ความสามารถในการดูดซับนี้มากขึ้นของ biochar สารปนเปื้อนอินทรีย์คือส่วนที่เป็นพื้นที่ผิวสูงและ microporosity (ตารางที่ 3) ตรงกันข้ามแลกเปลี่ยนไอออนที่ดึงดูดความสนใจไฟฟ้าสถิตและฝนจะแลกเปลี่ยนกลไกในการฟื้นฟูของสารปนเปื้อนนินทรีย์โดย biochar (รูปที่. 3) ตั้งแต่การดูดซับสารปนเปื้อนอินทรีย์ขึ้นอยู่กับพื้นที่ผิวและขนาดรูขุมขน, biochar ในการแสดงทั่วไปความสามารถในการดูดซับมากขึ้นสำหรับอินทรีย์กว่าสารปนเปื้อนนินทรีย์. คุณสมบัติทางเคมีกายภาพของ biochars ได้รับผลกระทบจากอุณหภูมิไพโรไลซิมีอิทธิพลอย่างมากที่มีประสิทธิภาพการดูดซับของพวกเขาสำหรับการปนเปื้อนทั้งอินทรีย์และอนินทรี . ชีวมวลเผาที่อุณหภูมิสูงจะมีประสิทธิภาพมากขึ้นสำหรับการปนเปื้อนอินทรีย์เนื่องจากการที่พื้นที่ผิวสูงและการพัฒนาโครงสร้างรูขุมขนในขณะที่อุณหภูมิต่ำเผาชีวมวลที่มีประสิทธิภาพสำหรับการปนเปื้อนอนินทรีเนื่องจากการมีมากขึ้น O-มีกลุ่มการทำงานและการเปิดตัวมากขึ้นของไพเพอร์ . ประเภทที่เฉพาะเจาะจงของสารปนเปื้อนนอกจากนี้ยังส่งผลกระทบต่อการดูดซับคุณสมบัติของ biochar ขั้วโลกและไม่มีขั้วอิออนและสารปนเปื้อนอินทรีย์ที่ไม่ใช่ไอออนิกมีความพอใจที่แตกต่างกันสำหรับ biochars เมื่อเทียบกับประจุบวกประจุลบและโลหะ ดังนั้น biochars ทั้งหมดไม่ได้มีประสิทธิภาพเท่าเทียมกันสำหรับ sorbing สารปนเปื้อนและการดูแลจะต้องดำเนินการก่อนที่จะใช้ biochar เพื่อ remediate ดินที่ปนเปื้อนหรือน้ำขนาดใหญ่ งานวิจัยเกี่ยวกับ biochar เป็นแบบร่วมสมัยและยังคงต้องการการตรวจสอบในเชิงลึกเพื่อตรวจสอบผลกระทบในระยะยาวของ biochar นำไปใช้กับพื้นที่ที่ปนเปื้อน