3. Interactions between Biochar and

3. Interactions between Biochar and Soil
When biochar is incorporated into soil, it exhibits natural oxidation through the formation of functional groups, thereby providing sites that can retain nutrients and other organic compounds [97,98]. The oxidation processes include; (1) increases in O and H and decrease in C contents; (2) the formation of O-containing functional groups, and (3) a decrease of surface negative charges [98,99,100]. This potential can be enhanced by the biochar production temperature [88,98] and the use of chemical oxidants [89,101]. However, when biochar particles are aged in soil, further oxidation leads to the evolution of negative charges there by increasing the CEC [102]. Browdowski et al. [103] showed that oxidised biochar particles may be bound to soil minerals through association with clay and silt-sized minerals, small biochar particles bound to minerals and small minerals bound to large biochar particles, thus decreasing the potential of its decomposition. When bound to soil minerals, which often happens rapidly, it can enhance the ability of the soil-biochar complex to sorb organic compounds present in soil. Biochar also interacts directly with organic matter of soil by sorption [102].
3.1. Biochar Adsorption and Stability
The sorptive capacity of biochar to HOCs is controlled by carbonised and non-carbonised fractions and the surface and bulk properties of biochar [104,105]. Sorptive characteristics can equally be affected by hydrophilic groups on biochar [91]. The adsorption of aromatic molecules, such as PAHs to wood chars is rapid and is assisted by π-π electron interactions and pore-filling mechanisms [96], multilayer adsorption, surface coverage, condensation in capillary pores, and adsorption into the polymetric matrix [106]. When a portion of a HOC is sorbed to the exterior surfaces of biochar and other portions are trapped within internal nanopores, it limits the mass transfer of the chemical to microorganisms [107] (Figure 2). Figure 2 shows an illustration of non-bioavailable HOCs entrapped within biochar sorption sites, whilst some fractions are located on desorbable sites for microbial degradation.
Agronomy 03 00349 g002 1024
Figure 2. Description of HOC availability to microorganisms. Adapted from [11].
Despite being highly recalcitrant, biochar has the potential to be degraded by microorganisms co-metabolically [108]. This was demonstrated by labelling biochar feedstock with 14C before pyrolysis and exposing the biochar to microorganisms in the presence of glucose. Following the removal of the glucose, biochar decomposition decreased strongly [109]. Hamer et al. [108] also showed that the stability of biochar is attributed to the feedstock, as corn stover and rye char were decomposed more rapidly than wood char. Biochar, derived from mango prunings, has been shown to have a mean residence time of 600 years at 26 °C and 3264 years at 10 °C with low mineralisation rates under field conditions; however, the major loss mechanism of biochar has been attributed to erosion fluxes [110]. When biochar-like particles were mixed with soils, biotic degradation was shown not to exceed 2% after 96 days of mineralisation [111]. Mašek et al. [112] explained that the stability of biochar is tailored to the carbon yield within the solid product and the carbon yield contains both non-stable and stable fractions. Using accelerated aging techniques, the authors showed that the fraction of stable biochar is slightly independent on pyrolysis temperature, whilst the CO2 evolution from incubation of biochar in soil refers to non-stable fractions. The non-stable fraction consists of labile and semi-labile types, where the former represents the part of biochar microbiologically released within months of application and the latter is a large portion of biochar composed of more recalcitrant compounds that can remain for years to decades after application and further be stabilised [112]. However, degradation of biochar occurs through biological, chemical and physical processes [110,112,113], Thus, when considering degradation based on half-life, Spokas [113] further explained that when O:C ratio of biochar is 0.6, the half-life will be less than 100 years. It is therefore very important to determine the O:C ratio of biochar to illustrate the potential extent of stability of biochar in soils. Also, the interaction and fate of organic contaminants with biochar in soil requires proper understanding in order to apply it as a soil amendment.

Kết quả (Việt) 1:

3. tương tác giữa Biochar và đấtKhi biochar được tích hợp vào đất, nó thể hiện quá trình oxy hóa tự nhiên thông qua sự hình thành của các nhóm chức năng, do đó cung cấp cho các trang web mà có thể giữ lại các chất dinh dưỡng và các hợp chất hữu cơ khác [97,98]. Bao gồm các quá trình oxy hóa; (1) tăng lên ở O và H và giảm trong nội dung C; (2) sự hình thành của O có chứa nhóm chức, và (3) giảm bề mặt tiêu cực phí [98,99,100]. Tiềm năng này có thể được tăng cường bởi nhiệt độ sản xuất biochar [88,98] và việc sử dụng các hóa chất oxy hóa [89,101]. Tuy nhiên, khi biochar hạt trong độ tuổi trong đất, hơn nữa quá trình oxy hóa dẫn đến sự tiến hóa của tiêu cực phí có bằng cách tăng các CEC [102]. Browdowski et al. [103] cho thấy rằng oxidised biochar hạt có thể bị ràng buộc để khoáng sản đất thông qua các Hiệp hội với đất sét và có kích thước đất bùn khoáng chất, biochar nhỏ hạt bị ràng buộc với khoáng chất và nhỏ khoáng chất bị ràng buộc để các hạt lớn, biochar, do đó làm giảm tiềm năng của sự phân hủy của nó. Khi bị ràng buộc với các khoáng vật đất, mà thường xảy ra nhanh chóng, nó có thể nâng cao khả năng của khu phức hợp đất-biochar sorb hợp chất hữu cơ trong đất. Biochar cũng tiếp xúc trực tiếp với các vật chất hữu cơ của đất bằng sorption [102].3.1. Biochar hấp phụ và ổn địnhCông suất sorptive biochar để HOCs được điều khiển bởi carbonised và carbonised không phân số và các tính chất bề mặt và phần của biochar [104.105]. Sorptive đặc điểm đều có thể bị ảnh hưởng bởi nhóm Purifying trên biochar [91]. Hấp phụ các phân tử thơm, chẳng hạn như PAHs để gỗ chars là nhanh chóng và được hỗ trợ bởi π π điện tử tương tác và lỗ chân lông-điền cơ chế [96], hấp phụ đa lớp, bao phủ trên bề mặt, ngưng tụ ở lỗ chân lông mao mạch và hấp phụ vào ma trận polymetric [106]. Khi một phần của một đặc biệt sorbed với các bề mặt bên ngoài của biochar và các phần khác đang bị mắc kẹt trong internal nanopores, nó giới hạn khối lượng chuyển hóa học sang vi sinh vật [107] (hình 2). Hình 2 cho thấy một minh hoạ của-bioavailable HOCs entrapped trong biochar sorption các trang web, trong khi một số phân số được đặt trên các trang web desorbable cho sự suy thoái của vi khuẩn.Nông học 03 00349 g002 1024Hình 2. Mô tả HOC có sẵn để vi sinh vật. Chuyển thể từ [11].Despite being highly recalcitrant, biochar has the potential to be degraded by microorganisms co-metabolically [108]. This was demonstrated by labelling biochar feedstock with 14C before pyrolysis and exposing the biochar to microorganisms in the presence of glucose. Following the removal of the glucose, biochar decomposition decreased strongly [109]. Hamer et al. [108] also showed that the stability of biochar is attributed to the feedstock, as corn stover and rye char were decomposed more rapidly than wood char. Biochar, derived from mango prunings, has been shown to have a mean residence time of 600 years at 26 °C and 3264 years at 10 °C with low mineralisation rates under field conditions; however, the major loss mechanism of biochar has been attributed to erosion fluxes [110]. When biochar-like particles were mixed with soils, biotic degradation was shown not to exceed 2% after 96 days of mineralisation [111]. Mašek et al. [112] explained that the stability of biochar is tailored to the carbon yield within the solid product and the carbon yield contains both non-stable and stable fractions. Using accelerated aging techniques, the authors showed that the fraction of stable biochar is slightly independent on pyrolysis temperature, whilst the CO2 evolution from incubation of biochar in soil refers to non-stable fractions. The non-stable fraction consists of labile and semi-labile types, where the former represents the part of biochar microbiologically released within months of application and the latter is a large portion of biochar composed of more recalcitrant compounds that can remain for years to decades after application and further be stabilised [112]. However, degradation of biochar occurs through biological, chemical and physical processes [110,112,113], Thus, when considering degradation based on half-life, Spokas [113] further explained that when O:C ratio of biochar is <0.2 then the half-life of biochar will be over 1000 years; whereas, when the O:C ratio is >0.6, the half-life will be less than 100 years. It is therefore very important to determine the O:C ratio of biochar to illustrate the potential extent of stability of biochar in soils. Also, the interaction and fate of organic contaminants with biochar in soil requires proper understanding in order to apply it as a soil amendment.

Kết quả (Việt) 2:

3. Tương tác giữa Than sinh học và đất
Khi than sinh học được đưa vào đất, nó thể hiện quá trình oxy hóa tự nhiên thông qua việc hình thành các nhóm chức năng, qua đó cung cấp các trang web có thể giữ lại các chất dinh dưỡng và các hợp chất hữu cơ khác [97,98]. Các quá trình oxy hóa bao gồm; (1) tăng trong O và H và giảm nội dung C; (2) sự hình thành của các nhóm chức năng O-chứa, và (3) giảm bề mặt điện tích âm [98,99,100]. Tiềm năng này có thể được tăng cường bằng nhiệt độ sản xuất than sinh học [88,98] và việc sử dụng các chất oxy hóa hóa học [89.101]. Tuy nhiên, khi các hạt than sinh học có độ tuổi trong đất, quá trình oxy hóa hơn nữa dẫn đến sự phát triển của điện tích âm có bằng cách tăng CEC [102]. Browdowski et al. [103] cho thấy rằng các hạt than sinh học oxy hóa có thể bị ràng buộc với các khoáng sản đất thông qua kết hợp với đất sét và khoáng chất phù sa cỡ, các hạt than sinh học nhỏ bị ràng buộc với các khoáng chất và khoáng sản nhỏ bị ràng buộc với các hạt than sinh học lớn, do đó làm giảm khả năng phân hủy của nó. Khi liên kết với khoáng chất trong đất, thường diễn ra nhanh chóng, nó có thể nâng cao khả năng của khu phức hợp đất-than sinh học để trái thanh lương trà các hợp chất hữu cơ có trong đất. Than sinh học cũng tương tác trực tiếp với các chất hữu cơ của đất bằng cách hấp phụ [102].
3.1. Than sinh học hấp phụ và tính ổn định
công suất sorptive của than sinh học để HOCs được điều khiển bởi phần carbonised và không carbonised và bề mặt và các tài sản lớn của than sinh học [104.105]. Đặc Sorptive đều có thể bị ảnh hưởng bởi các nhóm ưa nước trên than sinh học [91]. Sự hấp thụ các phân tử thơm, như PAHs để chars gỗ là nhanh chóng và được hỗ trợ bởi các tương tác điện tử và cơ chế lỗ chân lông, điền [96], đa lớp hấp phụ, diện tích bề mặt, ngưng tụ trong lỗ chân lông mao mạch, và hấp thụ vào ma trận polymetric π-π [ 106]. Khi một phần của một HOC được sorbed với các bề mặt bên ngoài của than sinh học và các phần khác đang bị mắc kẹt trong vòng nanopores nội bộ, nó hạn chế việc chuyển giao khối lượng của hóa chất để vi sinh vật [107] (Hình 2). Hình 2 cho thấy một minh hoạ của HOCs phi sinh học kẹt trong các trang web than sinh học hấp phụ, trong khi một số phân số được đặt trên các trang web desorbable cho sự xuống cấp của vi sinh vật.
Nông học 03 00.349 g002 1024
Hình 2. Mô tả HOC sẵn có để các vi sinh vật. Trích từ [11].
Mặc dù là rất ngoan cố, than sinh học có khả năng bị phân hủy bởi các vi sinh vật đồng trao đổi chất [108]. Điều này đã được chứng minh bằng cách dán nhãn than sinh học nguyên liệu với 14C trước khi nhiệt phân và phơi bày sự than sinh học vi sinh vật trong sự hiện diện của glucose. Sau khi loại bỏ các đường, phân hủy than sinh học giảm mạnh [109]. Hamer et al. [108] cũng cho thấy sự ổn định của than sinh học là do nguyên liệu, như thân cây ngô và lúa mạch đen char bị phân hủy nhanh hơn gỗ char. Than sinh học, xuất phát từ prunings xoài, đã được chứng minh là có một thời gian cư trú trung bình của 600 năm ở 26 ° C và 3264 năm tại 10 ° C với giá khoáng thấp trong điều kiện hiện trường; Tuy nhiên, cơ chế mất mát lớn của than sinh học đã được quy cho các luồng xói mòn [110]. Khi các hạt than sinh học giống như đã được pha trộn với các loại đất, suy thoái sinh học đã được chứng minh là không vượt quá 2% sau 96 ngày kể từ khoáng [111]. Mašek et al. [112] giải thích rằng sự ổn định của than sinh học được thiết kế để sản lượng carbon trong các sản phẩm rắn và sản lượng carbon chứa các phần phân đoạn cả hai không ổn định và ổn định. Sử dụng kỹ thuật lão hóa tăng tốc, các tác giả cho thấy rằng phần của than sinh học ổn định là hơi độc lập vào nhiệt độ nhiệt phân, trong khi sự tiến hóa CO2 từ ủ bệnh của than sinh học trong đất dùng để chỉ các phần phân đoạn không ổn định. Phần không ổn định bao gồm các loại dao động và bán không ổn định, nơi mà các cựu đại diện cho phần của than sinh học vi sinh vật phát hành trong tháng áp dụng và sau này là một phần lớn của than sinh học bao gồm các hợp chất ngoan cố hơn có thể duy trì trong nhiều năm tới thập kỷ sau ứng dụng và tiếp tục được ổn định [112]. Tuy nhiên, sự suy thoái của than sinh học xảy ra thông qua sinh học, hóa học và các quá trình vật lý [110.112.113], Vì vậy, khi xem xét sự suy thoái dựa trên nửa cuộc đời, Spokas [113] giải thích thêm rằng khi O: Tỷ lệ C của than sinh học là <0,2 sau đó nửa cuộc sống của than sinh học sẽ có hơn 1000 năm; trong khi đó, khi O: Tỷ lệ C là> 0,6, nửa đời sẽ ít hơn 100 năm. Do đó, nó là rất quan trọng để xác định O: Tỷ lệ C của than sinh học để minh họa cho mức độ tiềm năng của sự ổn định của than sinh học trong đất. Ngoài ra, sự tương tác và số phận của các chất ô nhiễm hữu cơ với than sinh học trong đất đòi hỏi sự hiểu biết thích hợp để áp dụng nó như là một bổ sung cho đất.