Not only sorption but the desorptio

Not only sorption but the desorption or the release behavior of organic compounds is also strongly affected by the presence of charcoal or biochars in soil and sediments (Bucheli and Gustafsson, 2003, Jonker et al., 2005, Van Noort et al., 2003 and Yu et al., 2006). Desorption is important because the bioaccessibility, bioavailability, efficacy, and toxicological impact are directly linked to the desorption behavior, as the compound needs to be released back into solution to be effective or have any impact on target or nontarget organisms. Studies comparing sorption and desorption isotherms for diuron herbicide and of pyrimethanil fungicide in soils amended with different biochars have reported relatively flat desorption isotherms (Yu et al., 2006 and Yu et al., 2010) indicating an apparent sorption–desorption hysteresis (Fig. 6). Specific adsorption, entrapment into micropores and partitioning into condensed structures of soil organic matter are often the causes for sequestration of chemicals (e.g., Huang et al., 2003 and Weber et al., 1992). However, our understanding on the various microscale processes controlling sorption–desorption of organic compounds to biochar particles in soils and sediments is limited.
Not all biochars are expected to have similar sorption–desorption behaviors. However, in most published sorption studies, biochars were produced from either one fixed biomass or only a small range of temperatures. A study by James et al. (2005), however, employed a range of different pyrolysis temperatures for three species of softwood to test sorption of phenanthrene. They concluded that in addition to surface area, heterogeneous surface properties contribute to sorptive ability of biochars. Spokas et al. (2009), working with a biochar produced from sawdust at 500 °C, noted that, on a mass basis, their biochar was an even less effective organic sorbent for two herbicides than other forms of SOC. Due to limited published work so far, the sorption heterogeneity of biochars and their potential implications remain largely unexplored.

3.2. Retention and release of nutrients and heavy metals
It is well known that activated carbon-based products are strong adsorbents of micronutrients and toxic metals (Budinova et al., 1994 and Huang, 1978). However, there is limited research on adsorption of metals on biochars. Some recent studies indicate that biochars have significant potential for metal adsorption that varies with the properties of both biochars and metals. Mohan et al. (2007) studied the adsorption of As, Cd, and Pb on chars produced by fast pyrolysis at 400 and 450 °C from oak bark, pine bark, oak wood, pine wood, and a commercial activated charcoal. The observed maximum adsorption of As was noted in 3–4 pH range and that of Pb and Cd in 4–5 pH range. Among the chars, oak bark char adsorbed maximum Pb, Cd, and As which was attributed partly to the higher SSA and pore volume of the char. The authors considered caion exchange as the main mechanism for the metal adsorption. Adsorption of Cd, Cu, Ni, and Pb was investigated by Uchimiya et al. (2010b) from a mixture containing these metals by chars produced by pyrolysis of broiler litter manure at 350 and 700 °C and their steam-activated analogues. All the chars adsorbed metals in the sequence Ni < Cd < Cu < Pb. Significant decrease in solution pH was observed with heavy metal immobilization that was partly contributed to the exchange of protons by divalent cations. However, the total metal adsorption was 3–4 order of magnitude greater than the amount of proton released and other mechanisms: (i) complexation of metals by surface groups (e.g., –O–, = O, and –CHO) that do not release protons, (ii) exchange with alkali and alkaline cations, and (iii) precipitation of metal hydroxides (Uchimiya et al., 2010b).

Namgay et al. (2010) investigated the biochar sorption of As, Cd, Cu, Pb, and Zn and plant availability and uptake of these trace elements from a sandy soil amended with wood biochar produced at 550 °C (Fig. 7). The sorption sequence of the metal(loid)s on the biochar for initial loadings up to 200 μM was Pb > Cu > Cd > Zn > As, which is similar with the sorption behavior of these elements on soil organic matter and activated carbon. The decrease in equilibrium solution pH with increasing sorption of metallic cations was suggested due to the exchange of metallic cations with protons; arsenate sorption increased the solution pH that possibly was caused by arsenate exchange with OH− from biochar surfaces. Biochar application to soil decreased the concentration of As, Cd, and Cu in maize shoots from soil which were spiked with 50 mg/kg of these elements; this was attributed to the sorption of the metal(loid)s by biochar. The effects of biochar on Pb and Zn availability to plants were inconsistent. The results from the research cited above highlight the need for a thorough understanding of the effects of biochar on the bioavailability of metal(loid)s in agricultural or contaminated soils. The characteristics of biochar and their interaction in soils need to be understood to determine possible interactions with metal contaminants.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ดูดไม่เพียง แต่การ desorption หรือพฤติกรรมย่อยของสารอินทรีย์จะยังขอมีผลต่อสถานะของถ่านหรือ biochars ในดินและตะกอน (Bucheli และ Gustafsson, 2003 มะละกาและ al. ปี 2005, Van Noort et al., 2003 และ Yu et al., 2006) Desorption เป็นสิ่งสำคัญเนื่องจาก bioaccessibility ชีวปริมาณออกฤทธิ์ ประสิทธิภาพ และ toxicological ผลกระทบโดยตรงเชื่อมโยงกับพฤติกรรม desorption เป็นสารประกอบจำเป็นต้องปล่อยกลับเข้าไปในโซลูชันที่มีประสิทธิภาพ หรือมีผลกระทบต่อเป้าหมายหรือสิ่งมีชีวิต nontarget การศึกษาเปรียบเทียบการดูดและการ desorption isotherms สำหรับ diuron สารกำจัดวัชพืช และเชื้อรา pyrimethanil ในดินเนื้อปูนที่แก้ไขกับ biochars แตกต่างกันมีรายงานค่อนข้างแบน desorption isotherms (Yu et al., 2006 และ Yu et al., 2010) แสดงการสัมผัสชัดดูด – desorption (Fig. 6) ดูดซับเฉพาะ entrapment เป็น micropores และพาร์ทิชันเป็นแบบบีบโครงสร้างของดินอินทรีย์ได้บ่อยสาเหตุ sequestration สารเคมี (เช่น หวงและ al., 2003 และแบ่งแยก et al., 1992) อย่างไรก็ตาม เราเข้าใจกระบวน microscale ต่าง ๆ ที่ควบคุมการดูด – desorption ของสารอินทรีย์การ biochar อนุภาคในดินเนื้อปูนและตะกอนเป็นจำกัด.
Biochars ทั้งหมดคาดว่าจะมีพฤติกรรมดูด – desorption คล้าย อย่างไรก็ตาม ในที่สุดเผยแพร่ศึกษาดูด biochars ผลิตจากชีวมวลคงหนึ่งหรือเฉพาะช่วงแคบ ๆ ของอุณหภูมิ การศึกษาโดย James et al. (2005), ไร จ้างช่วงของอุณหภูมิชีวภาพแตกต่างกันสำหรับพันธุ์ไม้เพื่อทดสอบการดูดของฟีแนนทรีนสาม พวกเขาสรุปว่า นอกพื้นที่ คุณสมบัติพื้นผิวแตกต่างกันนำไปสู่ความสามารถ sorptive ของ biochars Spokas et al. (2009), ทำงานกับ biochar ผลิตจากขี้เลื่อยที่ 500 ° C กล่าวว่า ในมวล biochar ของถูกแม้แต่น้อยมีประสิทธิภาพดูดซับสำหรับสารเคมีกำจัดวัชพืชสองมากกว่ารูปแบบอื่น ๆ ของ SOC. เนื่องจากการจำกัด การเผยแพร่งานฉะนี้ อินทรีย์ heterogeneity ดูด biochars และผลกระทบของพวกเขาอาจยังคงอยู่ส่วนใหญ่ unexplored.

3.2 เก็บรักษาและนำสารอาหารและโลหะหนัก
เป็นที่รู้จักผลิตภัณฑ์ที่ใช้คาร์บอน adsorbents แรงองค์ประกอบตามโรคและโลหะเป็นพิษ (Budinova et al., 1994 และหวง 1978) อย่างไรก็ตาม มีอยู่จำกัดวิจัยของโลหะบน biochars บางการศึกษาล่าสุดบ่งชี้ว่า biochars มีศักยภาพสำคัญสำหรับดูดซับโลหะที่แตกต่างกันไปคุณสมบัติของ biochars และโลหะ โมฮาน et al. (2007) ศึกษาการดูดซับเป็น ซีดี และ Pb ในข้อมูลอักขระผลิต โดยไพโรไลซิเร็วที่ 400 และ 450 ° C จากเปลือกไม้โอ้ค เปลือกสน ไม้โอ๊ค ไม้สน และการค้าถ่าน การสังเกตการดูดซับสูงสุดตามที่ระบุไว้ในช่วง pH 3-4 และ Pb และซีดีในช่วง pH 4-5 ระหว่างข้อมูลอักขระ อักขระเปลือกไม้โอ้ค adsorbed Pb สูงสุด ซีดี และเป็นที่ถูกบันทึกบางส่วนระดับเสียงสูงของ SSA และรูขุมขนของการอัพเกรดห้องฟรี ผู้เขียนถือว่าแลกเปลี่ยน caion เป็นกลไกหลักในการดูดซับโลหะ ดูดซับของ Cd, Cu, Ni, Pb และถูกตรวจสอบโดย Uchimiya et al (2010b) จากส่วนผสม ที่ประกอบด้วยโลหะเหล่านี้ โดยข้อมูลอักขระผลิต โดยชีวภาพมูลไก่เนื้อแคร่ที่ 350 และ 700 ° C และ analogues ของพวกเขาเรียกใช้ไอน้ำ ข้อมูลอักขระทั้งหมด adsorbed โลหะในลำดับ Ni < Cd < Cu < Pb นัยสำคัญลดลงค่า pH โซลูชันได้สังเกต ด้วยตรึงโปโลหะหนักที่ถูกส่วนบางส่วนเพื่อการแลกเปลี่ยนโปรตอน โดย divalent เป็นของหายาก อย่างไรก็ตาม ดูดซับโลหะรวมได้ 3 – 4 ลำดับของความส่องสว่างมากกว่าจำนวนโปรตอนออกและกลไกอื่น ๆ: (i) complexation ของโลหะกลุ่มผิว (เช่น, – O –, = O และ – โจ) ที่ไม่ปล่อยโปรตอน, (ii) แลกกับแอลคาไล และอัลคาไลน์เป็นของหายาก และ (iii) ฝนของ hydroxides โลหะ (Uchimiya et al., 2010b)

Namgay et al ดูด biochar ของตรวจสอบ (2010) เป็น Cd, Cu, Pb และ Zn และโรงงานพร้อมใช้งานและขององค์ประกอบเหล่านี้ติดตามจากดินทรายแก้ไข ด้วย biochar ไม้ผลิตที่ 550 ° C (Fig. 7) Pb เป็นลำดับดูดของ s โลหะ (loid) บน biochar สำหรับ loadings แรกถึง 200 μM > Cu > ซี > Zn > เป็น ซึ่งจะคล้ายกับพฤติกรรมการดูดขององค์ประกอบเหล่านี้ในดินอินทรีย์และคาร์บอน ลดลงของค่า pH แก้ปัญหาสมดุลโดยเพิ่มการดูดของโลหะเป็นของหายากแนะนำเนื่องจากการแลกเปลี่ยนเป็นของหายากโลหะกับโปรตอน ดูด arsenate เพิ่ม pH โซลูชันที่อาจมีสาเหตุจาก arsenate แลกกับ OH− จากผิว biochar แอพลิเคชัน Biochar ในดินลดลงความเข้มข้นของเป็น ซีดี และ Cu ในข้าวโพดหน่อจากดินซึ่งมี spiked ด้วย 50 mg/kg ขององค์ประกอบเหล่านี้ นี้ได้เกิดจากการดูดของ s โลหะ (loid) โดย biochar ผลของ biochar ค่ะ Pb และ Zn กับพืชไม่สอดคล้องกัน อ้างผลจากงานวิจัยข้างต้นเน้นต้องการความเข้าใจในเนื้อของผลของ biochar การดูดซึมของโลหะ (loid) s ในดินเนื้อปูนเกษตร หรือปนเปื้อน ลักษณะของการโต้ตอบในดินเนื้อปูนและ biochar ต้องเข้าใจการกำหนดสามารถโต้ตอบกับสารปนเปื้อนโลหะ

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

การดูดซับไม่เพียง แต่การคายหรือพฤติกรรมการเปิดตัวของสารอินทรีย์นอกจากนี้ยังได้รับผลกระทบอย่างมากจากการปรากฏตัวของถ่านหรือ biochars ในดินและตะกอน (Bucheli และกุสตาฟ, 2003, Jonker ตอัล. ปี 2005 แวน Noort และคณะ. 2003 และ Yu et al,. 2006) คายมีความสำคัญเนื่องจาก bioaccessibility, ดูดซึมประสิทธิภาพและผลกระทบทางพิษวิทยาที่มีการเชื่อมโยงโดยตรงกับพฤติกรรมการคายที่เป็นสารประกอบที่จำเป็นต้องได้รับการปล่อยตัวออกมากลับเข้ามาในการแก้ปัญหาได้อย่างมีประสิทธิภาพหรือมีผลกระทบต่อเป้าหมายหรือสิ่งมีชีวิตที่ไม่ใช่เป้าหมายใด ๆ การศึกษาเปรียบเทียบการดูดซับและคายไอโซเทอมการ diuron สารกำจัดวัชพืชและสารกำจัดเชื้อราในดิน pyrimethanil แก้ไขเพิ่มเติมด้วย biochars ที่แตกต่างกันได้รายงาน isotherms คายค่อนข้างแบน (Yu et al,. 2006 และยูเอตอัล. 2010) แสดงให้เห็นชัดเจนการดูดซับ-คาย hysteresis (รูปที่ 6) การดูดซับที่เฉพาะเจาะจงลงไปในกับดัก micropores และแบ่งเป็นโครงสร้างข้นของอินทรียวัตถุในดินมักจะเป็นสาเหตุของการอายัดของสารเคมี (เช่น Huang et al,. 2003 และเวเบอร์, et al., 1992) แต่ความเข้าใจของเราเกี่ยวกับกระบวนการ microscale ต่างๆในการควบคุมการดูดซับ-ดูดซับของสารอินทรีย์อนุภาค biochar ในดินและตะกอนจะถูก จำกัด
ไม่ biochars ทั้งหมดที่คาดว่าจะมีพฤติกรรมการดูดซับ-คายที่คล้ายกัน อย่างไรก็ตามในการตีพิมพ์มากที่สุดในการศึกษาการดูดซับ, biochars ถูกผลิตจากทั้งชีวมวลคงที่หนึ่งหรือเพียงช่วงเล็กของอุณหภูมิ การศึกษาโดยเจมส์เอตอัล (2005) แต่การจ้างงานในช่วงของอุณหภูมิไพโรไลซิแตกต่างกันสำหรับสามชนิดของไม้เนื้ออ่อนที่จะดูดซับการทดสอบของ phenanthrene พวกเขาสรุปว่านอกเหนือไปจากพื้นที่ผิวคุณสมบัติของพื้นผิวแตกต่างกันนำไปสู่ความสามารถในการ sorptive biochars Spokas ตอัล (2009) การทำงานร่วมกับ biochar ผลิตจากขี้เลื่อยที่ 500 ° C ตั้งข้อสังเกตว่าบนพื้นฐานมวล biochar ของพวกเขาคือตัวดูดซับสารอินทรีย์ได้มีประสิทธิภาพน้อยสองสารเคมีกำจัดวัชพืชกว่ารูปแบบอื่น ๆ ของ SOC เนื่องจากการ จำกัด การตีพิมพ์งานเพื่อให้ห่างไกลความหลากหลายของการดูดซับ biochars และผลกระทบที่มีศักยภาพของพวกเขายังคงอยู่ยังมิได้สำรวจส่วนใหญ่3.2 การเก็บรักษาและการเปิดตัวของสารอาหารและโลหะหนักที่เป็นที่ทราบกันดีว่าผลิตภัณฑ์คาร์บอนเปิดใช้งานเป็นตัวดูดซับที่แข็งแกร่งของแร่ธาตุอาหารและโลหะที่เป็นพิษ (Budinova ตอัล. ปี 1994 และ Huang, 1978) แต่มีงานวิจัยที่ จำกัด ในการดูดซับของโลหะที่ biochars บางการศึกษาล่าสุดระบุว่า biochars มีศักยภาพที่สำคัญสำหรับการดูดซับโลหะที่แตกต่างกันที่มีคุณสมบัติของทั้งสอง biochars และโลหะ โมฮันเอตอัล (2007) การศึกษาการดูดซับของเป็นแคดเมียมและตะกั่วในตัวอักษรที่ผลิตโดยไพโรไลซิรวดเร็วที่ 400 และ 450 ° C จากเปลือกไม้โอ๊คเปลือกสนไม้โอ๊คไม้สนและถ่านกัมมันในเชิงพาณิชย์ การดูดซับสูงสุดของการปฏิบัติในฐานะที่ได้รับการบันทึกไว้ในช่วง pH 3-4 และของตะกั่วและแคดเมียมในช่วง 4-5 พีเอช ในบรรดาตัวอักษร, เปลือกไม้โอ๊คถ่านดูดซับสูงสุดตะกั่วแคดเมียมและเป็นที่ถูกนำมาประกอบส่วนหนึ่งเพื่อ SSA สูงขึ้นและปริมาณของรูขุมขนถ่าน ผู้เขียนคิดว่าการแลกเปลี่ยน caion เป็นกลไกหลักในการดูดซับโลหะ การดูดซับแคดเมียมทองแดงนิกเกิลและตะกั่วได้รับการตรวจสอบโดย Uchimiya ตอัล (2010b) จากส่วนผสมที่มีโลหะเหล่านี้โดยตัวอักษรที่ผลิตโดยไพโรไลซิของไก่เนื้อปุ๋ยครอกที่ 350 และ 700 ° C และแอนะล็อกไอน้ำใช้งานของพวกเขา ตัวอักษรทั้งหมดดูดซับโลหะในลำดับ Ni <Cd <Cu <ตะกั่ว ลดลงอย่างมีนัยสำคัญในการแก้ปัญหาค่าความเป็นกรดเป็นข้อสังเกตที่มีการตรึงโลหะหนักที่ได้รับการสนับสนุนส่วนหนึ่งเพื่อการแลกเปลี่ยนโปรตอนโดยไพเพอร์ divalent แต่การดูดซับโลหะรวมเป็น 3-4 ลำดับความสำคัญมากกว่าจำนวนโปรตอนเปิดตัวและกลไกอื่น ๆ (i) เชิงซ้อนของโลหะโดยกลุ่มพื้นผิว (เช่น-O-= O และ-CHO) ที่ทำไม่ได้ ปล่อยโปรตอน (ii) การแลกเปลี่ยนกับไพเพอร์อัลคาไลและด่างและ (iii) การตกตะกอนของโลหะไฮดรอกไซ (Uchimiya ตอัล. 2010b) Namgay ตอัล (2010) การตรวจสอบการดูดซับของ biochar เป็นแคดเมียมทองแดงตะกั่วและสังกะสีและความพร้อมของโรงงานและดูดซึมของธาตุเหล่านี้จากดินปนทรายที่มีการแก้ไขเพิ่มเติม biochar ไม้ผลิตที่ 550 ° C (รูปที่ 7) ลำดับการดูดซับของโลหะ (Loid) s ใน biochar สำหรับแรงเริ่มต้นถึง 200 ไมครอนเป็น Pb> Cu> Cd> Zn> ขณะที่ซึ่งเป็นที่คล้ายกันที่มีพฤติกรรมการดูดซับขององค์ประกอบเหล่านี้ในอินทรียวัตถุในดินและถ่านกัมมัน ลดลงอยู่ในภาวะสมดุลการแก้ปัญหาที่มีค่าความเป็นกรดที่เพิ่มขึ้นของการดูดซับโลหะไพเพอร์ได้รับการแนะนำจากการแลกเปลี่ยนของไพเพอร์ที่มีโลหะโปรตอน; การดูดซับสารหนูที่เพิ่มขึ้นค่า pH การแก้ปัญหาที่อาจจะมีสาเหตุมาจากการแลกเปลี่ยนสารหนูด้วย OH-จากพื้นผิว biochar โปรแกรม biochar ดินลดลงความเข้มข้นของเป็นแคดเมียมและทองแดงในใบข้าวโพดจากดินที่มีการเสียบกับ 50 mg / kg ขององค์ประกอบเหล่านี้ นี้ถูกนำมาประกอบในการดูดซับของโลหะ (Loid) โดย biochar ผลกระทบของ biochar กับความพร้อมตะกั่วและสังกะสีต่อพืชได้ไม่สอดคล้องกัน ผลจากการวิจัยดังกล่าวข้างต้นไฮไลท์จำเป็นที่จะต้องเข้าใจอย่างละเอียดของผลกระทบของการดูดซึม biochar ที่ทำจากโลหะ (Loid) ในดินที่ปนเปื้อนทางการเกษตรหรือ ลักษณะของ biochar และการมีปฏิสัมพันธ์ของพวกเขาในดินจะต้องมีความเข้าใจในการตรวจสอบการสื่อสารเป็นไปได้กับการปนเปื้อนโลหะ

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ไม่เพียง แต่การคายการดูดซับหรือพฤติกรรมการปลดปล่อยสารประกอบอินทรีย์ยังมีผลต่อโดยการแสดงตนของถ่านหรือ biochars ในดินและดินตะกอน ( bucheli และ gustafsson , 2003 , Jonker et al . , 2005 , ฟาน นูร์ต et al . , 2003 และยู et al . , 2006 ) คายเป็นสำคัญ เพราะการ bioaccessibility , , ประสิทธิภาพและผลกระทบทางพิษวิทยามีการเชื่อมโยงโดยตรงกับพฤติกรรมการปลดปล่อย เป็นสารประกอบที่ต้องถูกปล่อยกลับลงในสารละลายเพื่อให้มีประสิทธิภาพ หรือมีผลกระทบต่อเป้าหมายหรือ nontarget สิ่งมีชีวิตการศึกษาเปรียบเทียบการดูดซับและปลดปล่อยสารกำจัดวัชพืชและสมดุลย์ให้ยาจก pyrimethanil สารเคมีในดินที่ผสมกับ biochars แตกต่างกันมีรายงานค่อนข้างแบนคืนสมดุลย์ ( ยู et al . , 2006 และยู et al . , 2010 ) ซึ่งเป็นปรากฏการดูดซับและปลดปล่อย Hysteresis ( ภาพที่ 6 ) การดูดซับเฉพาะกับดักในการเข้าและ micropores ย่อโครงสร้างของดินอินทรีย์มักสาเหตุของการสะสมของสารเคมี ( เช่น หวง et al . , 2003 และเวเบอร์ et al . , 1992 ) อย่างไรก็ตาม ความเข้าใจในกระบวนการต่าง ๆในการควบคุมการปลดปล่อยระดับจุลภาคและสารประกอบอินทรีย์ไบโอชาร์ในอนุภาคดินและตะกอน
จำกัดbiochars ไม่ได้ทั้งหมด คาดว่า มีการดูดซับและปลดปล่อยพฤติกรรม อย่างไรก็ตาม ในส่วนการเผยแพร่การศึกษา biochars ถูกผลิตจากชีวมวล หรือเพียงหนึ่งคงที่ช่วงเล็ก ๆของอุณหภูมิ การศึกษาโดยเจมส์ et al . ( 2548 ) อย่างไรก็ตาม ในช่วงของอุณหภูมิการเผาที่แตกต่างกันสามชนิดของไม้เนื้ออ่อนเพื่อทดสอบการดูดซับของฟีแนนทรีนพวกเขาพบว่า นอกจากพื้นที่ผิว คุณสมบัติพื้นผิวที่แตกต่างกันส่งผลให้ความสามารถใน sorptive ของ biochars . spokas et al . ( 2009 ) , การทำงานกับไบโอชาร์ผลิตจากขี้เลื่อยที่ 500 ° C , กล่าวว่า , ในมวลพื้นฐาน ไบโอชาร์ของพวกเขาเป็นแม้แต่น้อยที่มีประสิทธิภาพดูดซับสารอินทรีย์สองกว่ารูปแบบอื่น ๆของ ส . เนื่องจากการจำกัดเผยแพร่ผลงานเพื่อให้ห่างไกลการดูดซับและความหลากหลายของ biochars ผลกระทบที่มีศักยภาพของพวกเขายังคงไป unexplored

2 . การเก็บรักษาและการปลดปล่อยธาตุอาหารและโลหะหนัก
มันเป็นที่รู้จักกันดีว่าถ่านกัมมันต์โดยใช้ผลิตภัณฑ์แข็งแรง ดูดซับของ micronutrients และโลหะที่เป็นพิษ ( budinova et al . , 1994 และ Huang , 1978 ) อย่างไรก็ตาม มีงานวิจัยที่จำกัดในการดูดซับโลหะใน biochars .บางการศึกษาล่าสุดระบุว่า biochars มีศักยภาพที่สำคัญสำหรับการดูดซับโลหะที่แตกต่างกันไป ด้วยคุณสมบัติทั้ง biochars และโลหะ Mohan et al . ( 2007 ) ศึกษาการดูดซับเป็น ซีดี และตะกั่วในตัวอักษรที่ผลิตโดยเร็ว ไพโรที่ 400 และ 450 องศา C จากโอ๊กเปลือก , เปลือกสน , ไม้โอ๊ค ไม้ สน และการพาณิชย์ ผงถ่านอัตราการดูดซับสูงสุดของตามที่ได้ระบุไว้ในช่วง pH 3 และ 4 ) ของตะกั่วและซีดีในช่วง pH 4 – 5 ของชาร์ ถ่านเปลือกไม้โอ๊คดูดซับตะกั่วสูงสุด , CD , และซึ่งเกิดจากฝนสูงกว่า SSA และปริมาตรของรูพรุนของถ่านชาร์ ผู้เขียนพิจารณา caion ตราเป็นกลไกหลักในการดูดซับโลหะ การดูดซับแคดเมียม , ทองแดงนิกเกิลและตะกั่วถูกตรวจสอบโดย uchimiya et al .( 2010b ) จากส่วนผสมที่มีโลหะเหล่านี้ โดยข้อมูลที่ผลิตโดยไพโรไลซิสขยะมูลไก่ที่ 350 และ 700 องศา C และไอน้ำของพวกเขากระตุ้น analogues ตัวอักษรทั้งหมดที่ดูดซับโลหะในลำดับชั้น < < < แผ่นทองแดงและตะกั่ว ลดลงอย่างมากในสารละลาย pH และการตรึงโลหะหนักที่อาจมีส่วนร่วมในการแลกเปลี่ยนโปรตอนโดยกันเชอ . อย่างไรก็ตามการดูดซับโลหะทั้งหมด 3 – 4 ลำดับความสำคัญมากกว่าจํานวนโปรตอนเปิดตัวและกลไกอื่น ๆ : ( I ) สารประกอบเชิงซ้อนของโลหะ โดยกลุ่มพื้นผิว ( เช่น – O – = O และ ( โช ) ที่ไม่ปล่อยโปรตอน ( 2 ) แลกเปลี่ยนกับด่างและด่าง 3 ชนิดและ การตกตะกอนของโลหะไฮดรอกไซด์ ) ( uchimiya et al . , 2010b )

namgay et al .( 2010 ) ทำการศึกษาการดูดซับของไบโอชาร์เป็น ซีดี ทองแดง ตะกั่ว และสังกะสี และโรงงาน จัดหา และการดูดซึมของแร่ธาตุเหล่านี้จากดินทรายผสมกับไบโอชาร์ไม้ที่ผลิตที่ 550 องศา C ( รูปที่ 7 ) ลำดับของการดูดซับโลหะ ( loid ) บนไบโอชาร์การกระทำถึง 200 μ M ตะกั่ว > ทองแดง > ซีดี > สังกะสี > เป็นซึ่งคล้ายคลึงกับการพฤติกรรมขององค์ประกอบเหล่านี้ในดินอินทรีย์และคาร์บอน การลดลงของ pH สารละลายสมดุลการดูดซับไอออนของโลหะที่มีการพบว่าเนื่องจากการแลกเปลี่ยนแคตไอออนโลหะที่มีต่อการดูดซับโปรตอน ; เพิ่มพีเอชที่อาจเกิดจากอาร์เซเนตตรา OH −จากพื้นผิวไบโอชาร์ .ไบโอชาร์ใช้ดินลดลง ความเข้มข้นของ แคดเมียม และทองแดงในข้าวโพดยิงจากดินซึ่งถูกแทงด้วย 50 มิลลิกรัมต่อกิโลกรัมขององค์ประกอบเหล่านี้ นี้ประกอบกับการดูดซับของโลหะ ( loid ) โดยไบโอชาร์ . ผลของตะกั่วและสังกะสีไบโอชาร์ในพืชซึ่งจะไม่สอดคล้องกันผลจากการวิจัยอ้างถึงข้างต้นเน้นความต้องการความเข้าใจผลของไบโอชาร์ต่อปริมาณโลหะ ( loid ) ในพื้นที่เกษตรกรรม หรือปนเปื้อน ลักษณะของไบโอชาร์และปฏิสัมพันธ์ในดินต้องเข้าใจว่าได้พบปะกับสิ่งปนเปื้อนโลหะ