Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción ...

Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción de nutrientes

y/o contaminantes orgánicos

Karen Bibiana Quiroga Salinas

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ciencias, Departamento de Química

Bogotá, Colombia

2019

Biocarbonizados en la agricultura:

adsorción y desorción de nutrientes

y/o contaminantes orgánicos

Karen Bibiana Quiroga Salinas

Trabajo Final presentado como requisito parcial para optar al título de:

Magister en Ciencias Química

Directora:

Quím., Dra Sc. Yazmin Yaneth Agámez Pertuz

Línea de Investigación:

Materiales y energía

Grupo de Investigación:

Laboratorio de Investigación en Combustibles y Energía (LICE)

Universidad Nacional de Colombia

Facultad de Ciencias, Departamento de Química

Bogotá, Colombia

2019

Dedicatoria

A la Virgen de Chiquinquirá, a Dios

A mis padres, porque todo lo que he

logrado ha sido gracias a su constante

amor, apoyo y confianza.

A toda mi familia

En especial a mi hermana Valentina

A Karol Pinilla por su amor y compañía.

Agradecimientos

Quiero expresar mis agradecimientos a la Virgen de Chiquinquirá y a Dios por

permitirme disfrutar de la compañía y el apoyo de todas las personas que me

rodean y me guían en los sueños que emprendo. Quiero empezar por mis padres y

mi hermana que son el combustible de mi vida y que me han brindado más que su

apoyo incondicional una familia de la cual me siento orgullosa de pertenecer.

Agradezco enormemente a Karol por su incondicional amor y por creer en cada paso

que doy, por su paciencia y por todas las enseñanzas que me ha dejado y me seguirá

dejando el hecho de estar a su lado. Agradezco el incondicional apoyo que me ha

brindado mi tía Cristina al hacerme parte de su familia. También quiero mencionar

a mis profesores Yazmin Agámez por su alegría, sus enseñanzas y su apoyo

constante y a José de Jesús Díaz por transmitirme su energía renovadora y por

impulsarme a alcanzar metas grandes, a los dos les agradezco porque amablemente

me abrieron las puertas del camino que recorro y por hacerme sentir en el

laboratorio de LICE como en mi hogar; a todos mis compañeros y sobre todo a

todas las personas que han sido mi base y mi motor para mantener mis

convicciones al hacer lo que me gusta. Además, quiero agradecer a la Universidad

que me ha permitido crecer profesionalmente y ser parte de ella cumpliendo paso a

paso todas mis expectativas. Muchas gracias a todos.

Resumen y abstract V

Resumen

Este trabajo proporciona una visión general de los biocarbonizados y su papel como

enmienda de bajo costo en los suelos, describiendo su composición y propiedades

fisicoquímicas, tales como la porosidad y área superficial que influye en la adsorción de

cationes y aniones determinando la disponibilidad de nutrientes; la capacidad de

intercambio catiónico, el pH, la conductividad eléctrica y la densidad aparente

determinadas por las materias primas y las condiciones de pirólisis, que a su vez afectan

la capacidad de los biocarbonizados como mejoradores del suelo. De igual forma, se

describe la influencia que tiene la incorporación de biocarbonizados en los suelos respecto

a su estructura, textura, porosidad, distribución de tamaño de partículas y densidad. Se

presentan los diferentes métodos de caracterización y el análisis de adsorción y desorción

de biocarbonizados mediante la cinética e isotermas de adsorción; además, se dan a

conocer los diferentes mecanismos de adsorción de macro-micronutrientes y

contaminantes orgánicos como tintes sintéticos, hidrocarburos aromáticos policiclicos,

antibióticos y plaguicidas, que permiten la mejora de la productividad agrícola y la

remediación de suelos mediante la adición de biocarbonizados en suelos.

Palabras clave: Biocarbonizados, mejoramiento de suelos, calidad de los suelos,

nutrientes y compuestos orgánicos.

Resumen y abstract VI

Abstract

This research provides an overview of the biochar and their role as a low cost soil

amendment, describing their composition and physicochemical properties, such as porosity

and surface area that influences the adsorption of cations and anions by determining the

availability of nutrients; the cation exchange capacity, pH, electrical conductivity and bulk

density determined by the raw materials and pyrolysis conditions, which in turn affect the

ability of biochar soil improvers. Similarly, it describes the influence of the incorporation of

biochar soils with respect to their structure, texture, porosity, particle size distribution and

density. The different methods of characterization and analysis of adsorption and

desorption of biochar by kinetics and adsorption isotherms are presented; In addition, the

different mechanisms of adsorption of macro-micronutrients and organic pollutants such as

synthetic dyes, polycyclic aromatic hydrocarbons, antibiotics and pesticides, which allow

the improvement of agricultural productivity and soil remediation through the addition of

biochar soils, are reported.

Keywords: Biochar, soil improvement, soil quality, nutrients and organic compounds.

Contenido VII

Contenido

Pág.

1. Caracterización de biocarbonizados ...................................................................... 3

1.1 Biocarbonizados ..................................................................................................3

1.2 Materias primas en la síntesis de Biocarbonizados. ............................................4

1.3 Composición orgánica e inorgánica de Biocarbonizados. ........................................5

1.4 Efecto de las condiciones de pirólisis y propiedades físicas y químicas de los

Biocarbonizados. ...........................................................................................................8

1.4.1 Área superficial y porosidad ........................................................................... 14

1.4.2 pH .................................................................................................................. 18

1.4.3 Conductividad eléctrica .................................................................................. 19

1.4.4 Densidad aparente ........................................................................................ 19

1.4.5 Capacidad de intercambio catiónico .............................................................. 21

2. Caracterización de suelos y su relación con los biocarbonizados. ................... 23

2.1 Composición química del suelo .........................................................................29

2.1.1 Composición orgánica del suelo .................................................................... 29

2.1.2 Composición inorgánica de suelos................................................................. 31

2.2 Orden y Textura del suelo ................................................................................33

2.3 Propiedades fisicoquímicas del suelo ................................................................36

2.3.1 Propiedades físicas del suelo ........................................................................ 36

2.3.2 Propiedades químicas del suelo .................................................................... 39

2.4 Usos y beneficios de biocarbonizados en suelos...............................................42

3. Adsorción de nutrientes por biocarbonizados. .................................................... 45

3.1 Biocarbonizados como soporte de nutrientes ....................................................45

3.2 Estudios de caracterización de BC ....................................................................55

Contenido VIII

3.3 Cinética e isotermas de adsorción y desorción. ................................................ 57

3.4 Adsorción. ......................................................................................................... 61

3.5 Adsorción y desorción de macronutrientes (NPK) ............................................. 66

3.5.1 Nitrógeno....................................................................................................... 66

3.5.2 Fósforo .......................................................................................................... 73

3.5.3 Potasio .......................................................................................................... 79

3.6 Adsorción y desorción de micronutrientes ......................................................... 81

4. Adsorción de compuestos orgánicos por biocarbonizados. .............................. 85

4.1 Mecanismos de adsorción de compuestos orgánicos por biocarbonizados....... 85

4.2 Aplicaciones ...................................................................................................... 89

5. Conclusiones y recomendaciones ....................................................................... 93

5.1 Conclusiones .................................................................................................... 93

5.2 Recomendaciones ............................................................................................ 95

6. Bibliografía ............................................................................................................. 97

Contenido IX

Lista de figuras

Pág.

Figura 1-1. Morfología de BC´s. ........................................................................................3

Figura 1-2. Incremento exponencial de estudios de BC en la literatura. Fuente: Scopus

database (https://www-scopus-com). .................................................................................4

Figura 1-3. Pirólisis de la celulosa y mecanismo de formación de BC [35]. .......................9

Figura 1-4. Pirólisis de la hemicelulosa y mecanismo de formación de BC [35]. .............10

Figura 1-5. Pirólisis de la lignina y mecanismo de formación de BC [35]. .......................11

Figura 1-6. Caracterización fisicoquímica y bioquímica en BC´s. ....................................14

Figura 1-7. Espectogramas de SEM y EDX de muestras de a) vaina de guisante, b) hojas

de col y c) cáscara de naranja [63]. .................................................................................17

Figura 2-1. Aporte de nutrientes al suelo por parte de minerales primarios. Adaptado de

[114]. ...............................................................................................................................33

Figura 2-2. Triángulo textural de suelos. Adaptado de [112]. ..........................................36

Figura 3-1. Datos de cinética de adsorción (a) e isoterma (b) y modelado del fosfato en el

BC de ingeniería. Los símbolos son datos experimentales y las líneas son resultados de

modelos [12]. ...................................................................................................................59

Figura 3-2. Diferentes tipos de interacciones entre nutrientes y grupos funcionales

característicos de la superficie del BC a temperaturas de pirólisis menores y superiores a

450°C. .............................................................................................................................65

Figura 4-1. Remediación del suelo a partir de la adsorción de compuestos orgánicos por

BC´s mediante los diferentes mecanismos de adsorción. ................................................86

Contenido X

Lista de tablas

Pág.

Tabla 1-1. Propiedades fisicoquímicas de BC de diferentes materias primas. ................ 23

Tabla 2-1. Características y solubilidad de los tipos de humus [114]. ............................. 30

Tabla 2-2. Minerales primarios y secundarios de los materiales parentales del suelo.

Adaptada de [114]. .......................................................................................................... 32

Tabla 2-3. Características, diámetro de partícula y subdivisión de separados en los suelos

[114]. ............................................................................................................................... 34

Tabla 2-4. Influencia de las características del suelo en la capacidad de almacenamiento

de agua [113]. ................................................................................................................. 38

Tabla 2-5. CIC para diferentes texturas del suelo y materia orgánica [113]. ................... 42

Tabla 3-1. Composición química (nutrientes totales) de diferentes fuentes de biomasas.

....................................................................................................................................... 47

Tabla 3-2. Valores de parámetros de ajuste óptimo de simulaciones de modelos de cinética

de adsorción de P, isotermas y cinética de desorcióna [12]. ............................................ 59

Contenido XI

Lista de Símbolos y abreviaturas

Abreviaturas

Abreviatura Término

13C RMN Resonancia Magnética Nuclear de 13C

AS Área superficial

BC Biocarbonizado

BC`s Biocarbonizados

CE Conductividad eléctrica

CIC Capacidad de Intercambio Catiónico

DRX Difracción de rayos X

EAA Espectroscopía de Absorción Atómica

FTIR Espectroscopía de Infrarrojo con Transformada de Fourier

H/C Relación atómica H/C

IR Espectroscopia Infrarroja

NPK Nitrógeno, Fósforo y Potasio

O/C Relación atómica O/C

RMN Resonancia Magnética Nuclear

SEM Microscopia Electronica de Transmisión

SEM-EDX Microscopia Electrónica de Rastreo

TEM Microscopia Electronica de Transmisión

Introducción

Las últimas décadas se han caracterizado por un aumento continuo de la población

humana lo cual ha resultado en una mayor demanda de alimentos; es por esta razón que

existe una necesidad apremiante de fortalecer la producción agrícola para garantizar el

suministro de alimentos. Problemáticas relacionadas con el consumo irracional y costoso

de fertilizantes, la eutrofización, la generación de gases de efecto invernadero y las

variadas deficiencias de nutrientes relacionadas con el agotamiento severo de la fertilidad

del suelo se han convertido en la principal limitación para la sostenibilidad de la agricultura

a escala global. Razón por la cual, el uso de biomasa en la elaboración de fertilizantes

brinda la posibilidad de implementar prácticas agrícolas que disminuyan las implicaciones

en el medio, puesto que la biomasa es la cuarta fuente de energía más grande del mundo

con una producción primaria anual de 220 mil millones de toneladas secadas al horno y la

primera en países en desarrollo que representa el 14 y el 35% de la energía primaria.

Numerosos estudios [1] [2] [3] [4] [5] [6] [7] dan a conocer sus investigaciones respecto al

uso de biocarbonizados como enmienda en los suelos o fertilizante de liberación lenta,

demostrando que son materiales orgánicos alternativos que se sintetizan a partir de

residuos agrícolas, forestales, animales y municipales de bajo costo, que debido a sus

propiedades fisicoquímicas (área superficial, porosidad, pH, conductividad eléctrica,

densidad aparente, capacidad de intercambio aniónico) y el contenido y capacidad de

retención de nutrientes permiten mejorar las condiciones de los suelos optimizando sus

propiedades, lo que resulta en la productividad de cultivos, restauración de tierra

degradada, mitigación de emisiones de gases de efecto invernadero asociados con la

agricultura, adsorción de contaminantes orgánicos como herbicidas y fungicidas y metales

pesados en suelos.

Aunque se han usado los biocarbonizados en aplicaciones al suelo como enmiendas, aún

falta por estudiar sus propiedades enfocadas a la utilización como portadores de nutrientes

[8]. Por esta razón, este trabajo pretende dar a conocer las diferentes propiedades de los

biocarbonizados, centrándose en el papel que estos materiales cumplen en la adsorción y

desorción de nutrientes y contaminantes orgánicos, para que en fin último puedan ser

aplicados en diferentes tipos de suelo y optimizar la producción de cultivos. De acuerdo

con lo anterior, el objetivo general del trabajo consiste en describir el papel de los

biocarbonizados en la agricultura en relación con la adsorción y desorción de nutrientes y

compuestos orgánicos mediante el análisis del estado del arte y de esta manera,

comprender las propiedades óptimas de los biocarbonizados para la adsorción y desorción

de nutrientes para su uso como enmienda agrícolas y finalmente, comprender las

propiedades óptimas de los biocarbonizados para la adsorción y desorción de sustancias

orgánicas para la remediación de suelos agrícolas.

1. Caracterización de biocarbonizados

1.1 Biocarbonizados

El término biocarbonizado hace referencia a un material rico en carbono, de textura fina

con un área superficial específica alta [9], una sustancia porosa de grano fino,

representado en la Figura 1-1, con capacidad de retención de nutrientes y agua [10],

predominantemente estable, recalcitrante [11], resistente a la descomposición microbiana,

ampliamente reconocido como un adsorbente rentable importante que almacena

nutrientes, contaminantes químicos, incluidos metales pesados, compuestos orgánicos y

otras contaminaciones ambientales [12]. Los biocarbonizados (BC`s) se encuentran

disponibles como materia prima de bajo costo [13] [14] [15] a partir de residuos de biomasa

de la agricultura y la industria como la madera, pasto, bagazo [16] [17], estiércol de cerdo

[1] rastrojo de maíz [18], bambú [10], cáscaras y paja de arroz [19], residuos de

invernadero, desechos municipales [2], cáscara de maní y cacahuete de soja [20], entre

otros. Hoy en día, los BC´s están recibiendo una gran atención en la investigación debido

a su importancia potencial en aplicaciones agronómicas y ambientales [21].

Figura 1-1. Morfología de BC´s.

Lehmann y col. [16] uno de los principales investigadores en este tema, define los BC´s

como una sustancia porosa de grano fino, rica en carbono, que se produce por la

4 Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción de nutrientes y contaminantes

orgánicos

descomposición térmica de la biomasa en condiciones de oxígeno limitado y temperaturas

relativamente bajas (<700 °C). Un estudio reciente de Getachew y col. [8] sostiene la

misma definición de Lehmann y col. [16] reduciéndola a que es un material sólido obtenido

de la conversión termoquímica de biomasa en un entorno con oxígeno limitado

denominado pirólisis.

Según las estadísticas de Scopus hay 7607 artículos publicados desde 2005, siendo el

2017 el año de mayor publicación de investigaciones sobre los BC´s, como se ilustra en la

Figura 1-2. Mayoritariamente en países tales como China con 2794 publicaciones, Estados

Unidos con 1538 y Australia con 655. Los BC´s se han ganado la denominación de “nuevo

oro negro” lo cual explica el gran número de investigaciones en este tema; sin embargo,

de acuerdo con Conte, y col. [22] de este gran número de estudios pocos se han realizado

en campo y en su mayoría se han llevado a cabo a nivel de laboratorio.

Figura 1-2. Incremento exponencial de estudios de BC en la literatura. Fuente: Scopus

database (https://www-scopus-com).

1.2 Materias primas en la síntesis de Biocarbonizados.

La comprensión de las propiedades fisicoquímicas expuestas anteriormente se encuentra

estrechamente relacionada con el tipo de material inicial utilizado y los parámetros

pirolíticos, que a su vez afectan la composición elemental, la velocidad de producción y

estabilidad térmica de los BC´s [23]. La literatura publicada sobre materias primas de BC´s

indica que: primero, el tipo de materia prima puede presentar diferentes propiedades físicas

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2004 2006 2008 2010 2012 2014 2016 2018 2020

Documentos publicados por año

Capítulo 1 5

y químicas y por lo tanto diferentes efectos en las propiedades del suelo. En segundo lugar,

puede tener diferentes impactos, por ejemplo, los efectos de los BC´s hechos a base de

materiales leñosos pueden tener más efectos beneficiosos en las propiedades del suelo

[19].

En la Tabla 1-1 se clasifican las materias primas en: residuos agrícolas, forestales,

animales y municipales, cada una de estas biomasas corresponden a BC´s que se

prepararon a diferentes temperaturas de pirólisis, que presentan propiedades

fisicoquímicas diferentes y que por lo tanto, han sido utilizadas como enmiendas para los

distintos tipos de suelos. Los BC´s obtenidos a partir de materiales de arroz (cáscara y

paja) presentados en la Tabla 1-1, muestran una relación atómica alta de O/C e H/C a

temperaturas entre 500 y 650ºC [5] al igual que la paja de maíz entre 400 y 700ºC, en

comparación con otras materias primas. Suliman y col. [24] estudiaron el impacto de un

BC de madera de abeto Douglas, corteza de abeto Douglas y madera de álamo híbrido,

comprobando que con el aumento de la temperatura de pirólisis, las fracciones volátiles,

O/C y H/C disminuyeron linealmente, y también se eliminaron los grupos funcionales

oxigenados tales como los grupos carbonilo, carboxilo e hidroxilo. Además, informaron que

la temperatura de pirólisis alta da como resultado contenidos alcalinos altos, lo que

finalmente conduce a un pH y CE más altos en BC´s.

1.3 Composición orgánica e inorgánica de Biocarbonizados.

Los BC´s cuentan con una característica sustancial en cuanto a su composición química

que los diferencian de otras materias primas. Estos se encuentran conformados

principalmente de carbono relativamente recalcitrante, carbono lábil o lixiviable y cenizas

que contienen el material inorgánico [25]. La característica más importante que presentan

los BC´s es su estabilidad, debido a la gran cantidad de estructuras de carbono aromáticas

fusionadas, siendo la naturaleza de estas estructuras la razón principal de su estabilidad

[3] [26].


orgánicos

Las estructuras aromáticas en los BC´s se forman por pirólisis partiendo de la

deshidratación provocada por calor, puesto que la biomasa vegetal sufre transformaciones

químicas que conducen a la formación de estructuras aromáticas, seguida de una

condensación progresiva de unidades aromáticas más pequeñas en láminas conjugadas

más grandes [25], que se forman por reacciones de descarboxilación, deshidrogenación,

desmetilación y ciclación [27]. Así mismo, con un grado creciente de modificación térmica

la biomasa pierde carbono, hidrógeno, oxígeno y nitrógeno; posteriormente se aromatiza

y luego se condensa en una red poliaromática, siendo esta la razón por la que las

relaciones atómicas H/C y O/C se utilizan como indicadores del grado de condensación en

BC´s [27]. Además, el valor de H/C refleja la aromatización de la materia orgánica, mientras

que el valor de O/C refleja el contenido de los grupos funcionales polares superficiales, la

hidrofilicidad y la estabilidad de BC´s en los suelos [28].

La estructura aromática fusionada de los BC´s puede tener diferentes formas que varían

entre carbono amorfo, originado a temperatura de pirólisis baja, que consiste en una

mezcla completamente amorfa compuesta de elementos alifáticos y aromáticos pequeños

y resistentes al calor, y carbono turbostrático formado a temperaturas altas donde se

observa un crecimiento sucesivo y un orden creciente de largo alcance de cristalitos

turboestráticos [29]. Para caracterizar cuantitativamente dichas estructuras aromáticas en

diferentes matrices de BC, se llevan a cabo técnicas de caracterización tales como

resonancia magnética nuclear (RMN) de 13C en estado sólido asociado con las técnicas de

desintegración de Bloch (BD) o polarización directa (DP) [27], espectroscopia infrarroja de

transformada de Fourier (FTIR), difracción de rayos X (DRX), microscopia electrónica de

barrido (SEM) y microscopia electrónica de transmisión (TEM) [3].

En el estudio realizado por Jindo y col. [19] la composición química de los BC´s se

determina por FTIR y RMN donde los espectros IR obtenidos muestran que al aumentar la

temperatura de carbonización hay una modificación de los grupos funcionales, puesto que

los grupos alifáticos (representados por la banda con estiramiento C-H alifático 2950-2850

cm-1 a una temperatura creciente de 400 a 600 °C) disminuyen y el carbono aromático

aumenta (con bandas representativas de enlaces C-H de 750-900 y 3050-3000 cm-1, C=C

1380-1450 cm-1, C-C y C-O 1580-1700 cm-1), lo que hace que los BC´s tengan un mayor

carácter recalcitrante. Cuando el rango de temperatura de carbonización es de 700-800 °C

la intensidad de las bandas como la de los grupos hidroxilo y los grupos aromáticos

Capítulo 1 7

disminuyen gradualmente [19]. También, los espectros de 13C RMN muestran una fuerte

señal aromática a 127 ppm, observándose con claridad en BC´s obtenidos a 600°C. Los

compuestos de carbono fácilmente degradables aparecen en los BC´s producidos entre

300 y 400 °C debido a que exhiben amplias señales de alquilo y bandas de carbohidratos,

por lo tanto contienen una gran cantidad de carbono volátil [30].

En el estudio realizado por Al-Wabel y col. [31] el análisis de FTIR de muestras de BC´s

se logró utilizando el rango de bandas de 500-4000 cm-1 para caracterizar grupos

funcionales orgánicos de superficie para muestras de BC. El análisis de DRX también se

llevó a cabo para identificar estructuras cristalográficas en los BC´s producidos. Para

identificar los cambios en las superficies y la estructura de los BC´s se utilizó un

microscopio electrónico de barrido (SEM) a partir del análisis de imágenes.

La composición inorgánica de un BC comprende minerales presentes como inclusiones de

ceniza, tales como macro y micronutrientes. La presencia de estos elementos durante la

pirólisis cumple un papel importante en la estructura química de los BC´s debido a que se

incorporan a la estructura aromática y se generan reacciones organometálicas, en donde

el nitrógeno puede sustituir uno o dos átomos de carbono en compuestos aromáticos [25].

Los BC´s ricos en hierro producidos a partir de turba e investigados por espectroscopía

57Fe Mössbauer muestran la formación de enlaces Fe3C y pequeños fragmentos de hierro

ferromagnético a temperaturas de pirólisis superiores a 600°C [26]. Materias primas

comunes como: cáscaras de arroz, cáscaras de nueces, aguas residuales, lodo, entre

otras, contienen cantidades sustanciales de sílice amorfa. De igual forma, en los BC´s

existe la presencia de una porción de elementos tales como Si, Fe, S, P, K, Mg, Al y Ca

que varían de acuerdo con el tipo de materia prima de donde provienen [25]. La presencia

de estos minerales en los BC´s se incrementa con el aumento de temperatura de pirólisis

a causa de su volatilidad, lo que afecta la composición y estructura química de los BC´s

[32]; además, con el aumento del pH en los BC´s el contenido de cationes intercambiables

(K, Ca y Mg) se incrementan gracias a la presencia de cenizas ricas en óxidos e hidróxidos

de metales alcalinos [9].


orgánicos

1.4 Efecto de las condiciones de pirólisis y propiedades físicas y químicas de los Biocarbonizados.

Los BC´s se caracterizan porque presentan propiedades físicas y químicas indispensables

relacionadas con el tipo de materia prima utilizada y las condiciones de producción

concernientes al tratamiento por pirólisis: temperatura de calentamiento y duración [8] [19]

[33], que en conjunto controlan la macro y microestructura de las partículas de BC y a su

vez determinan su aplicación final y su efecto en las propiedades físicas del material en el

que este sea aplicado [34]. La pirólisis se puede dividir principalmente en pirólisis rápida y

pirólisis lenta, la diferencia se basa en la velocidad de calentamiento. La pirólisis rápida se

describe como la descomposición térmica de la biomasa de baja densidad de energía en

ausencia de O2 a temperaturas medias (400−600 °C) con una alta velocidad de

calentamiento (> 300 °C/min) y un corto tiempo de residencia (0,5-10 s). Este proceso

produce un líquido de alta densidad energética conocido como biocombustible, un gas de

densidad energética relativamente baja conocido como gas de síntesis y BC´s con un valor

calorífico ∼18 MJ kg− 1. La pirólisis lenta se define como la carbonización de la biomasa en

un rango de temperatura más amplio (300-800 °C), con una baja velocidad de

calentamiento (5−7 °C min− 1) y un largo tiempo de residencia (generalmente más de 1

hora). En este proceso, el BC es el producto principal. Durante el proceso de pirólisis, la

biomasa se calienta a una temperatura superior a 300 °C en ausencia de oxígeno; los

componentes orgánicos se descomponen térmicamente para liberar una fase de vapor,

mientras que el BC de fase sólida residual permanece estable. La fase de vapor se enfría

luego para producir el bio-aceite, en el que los compuestos polares y de alto peso

molecular se condensan, mientras que los compuestos volátiles de bajo peso molecular

como por ejemplo: CO, H2, CH4 y C2H2, permanecen en la fase gaseosa. El proceso físico

y las reacciones químicas que ocurren en la pirólisis son complejas y dependen de las

condiciones del reactor, la velocidad de calentamiento y la naturaleza de la biomasa [35].

Teniendo en cuenta las condiciones necesarias para la pirólisis, el mecanismo general de

formación de BC´s consiste en los mecanismos de pirólisis de los componentes principales

de la biomasa: celulosa, hemicelulosa y lignina. El mecanismo de pirólisis de la celulosa

se caracteriza por una disminución de los grados de polimerización [36], lo que ocurre en

dos reacciones principales: (I) descomposición y carbonización de la celulosa a bajas

Capítulo 1 9

temperaturas de pirólisis y lentas tasas de calentamiento (pirólisis lenta) [37] y (II) rápida

volatilización acompañada por la formación de levoglucosano a altas temperaturas de

pirólisis y rápidas velocidades de calentamiento (pirólisis rápida) [38]. En el proceso de

pirólisis mostrado en la Figura 1-3, la celulosa se despolimeriza inicialmente en

oligosacáridos seguida por la escisión del enlace glucosídico para producir D-

glucopiranosa, experimentando un reordenamiento intramolecular para formar

levoglucosano [39]. El levoglucosano puede formar levoglucosenona a través de un

proceso de deshidratación, que luego puede proceder a través de varias vías, incluida la

deshidratación, la descarboxilación, la aromatización y la condensación intramolecular

para formar un BC sólido. Alternativamente, el levoglucosano puede sufrir una serie de

procesos de reordenamiento y deshidratación para formar hidroximetilfurfural, que puede

descomponerse para producir el biocombustible y gas de síntesis. También puede sufrir

una serie de reacciones de polimerización por aromatización y condensación

intramolecular para formar BC [35][40] [41].

Figura 1-3. Pirólisis de la celulosa y mecanismo de formación de BC [35].

El mecanismo de la pirólisis de hemicelulosa es similar al de la celulosa (Figura 1-4); este

también comienza con la despolimerización para formar oligosacáridos seguida por la

escisión del enlace glicosídico de la cadena de xilano y el reordenamiento de las moléculas

despolimerizadas para producir 1,4-anhidro-D-xilopirosa [42]. Esta última actúa como un

producto intermedio en la pirólisis de la hemicelulosa. Además, puede experimentar varias


orgánicos

vías, como la deshidratación, la descarboxilación, la aromatización y la condensación

intramolecular, para formar un BC sólido, o puede descomponerse en los compuestos de

bajo peso molecular bio-oil y syngas [35][43].

Figura 1-4. Pirólisis de la hemicelulosa y mecanismo de formación de BC [35].

La estructura de la lignina resulta ser más complicada, en comparación con la celulosa y

las hemicelulosas, teniendo un complejo mecanismo de descomposición. Una reacción de

radicales libres es la ruta dominante y uno de los mecanismos más importantes

involucrados en la pirólisis de lignina [44]. Los radicales libres se generan por la ruptura

del enlace lignina β-O-4. Se cree que este es el paso inicial en la reacción de la cadena de

radicales libres [45] [46] [35]. Los radicales pueden capturar los protones de otras especies

con enlaces C-H o O−H débiles (por ejemplo, C6H5−OH) y por lo tanto, formar productos

descompuestos como la vainillina y 2-metoxi-4-metilfenol. Más adelante en la línea de

tiempo de reacción, los radicales se pasan a otras especies para una reacción adicional

conduciendo a la propagación de la cadena. Finalmente, las reacciones en cadena

terminan cuando dos radicales chocan entre sí para formar compuestos estables como se

muestra en la Figura 1-5.

Capítulo 1 11

Figura 1-5. Pirólisis de la lignina y mecanismo de formación de BC [35].

Al igual que la celulosa, las hemicelulosas y la lignina, hay algunas especies inorgánicas

en la biomasa que pueden influir en gran medida en la formación de un BC. Durante la

pirólisis, elementos como potasio y cloro son altamente móviles y pueden vaporizarse a

temperaturas relativamente bajas. En contraste, el calcio y el magnesio están unidos

iónicamente o covalentemente con moléculas orgánicas y se vaporizan a altas

temperaturas [47]. Fósforo, azufre y nitrógeno se unen covalentemente con compuestos

orgánicos complejos dentro de las células de las plantas y se descomponen a bajas

temperaturas de pirólisis, esto indica que el proceso de pirólisis de la biomasa puede ser

descrito como un proceso autocatalítico a causa de que algunos de los constituyentes

inorgánicos de la biomasa, especialmente potasio, calcio y magnesio, pueden tener

efectos catalíticos significativos en la formación de un BC [48], esto conduce a la

producción de más compuestos gaseosos, como el CO, H2, CH4, C2H4 y CO2, que a su vez

da como resultado un mayor craqueo del BC [35].

Durante la pirólisis, la biomasa experimenta una diversidad de cambios físicos, químicos y

moleculares [26] [49] [50] relacionados con el aumento del área superficial, la cantidad de

nutrientes, la formación de estructuras porosas y grupos funcionales de superficie. La

temperatura de pirólisis es un factor dominante que afecta las propiedades estructurales y

superficiales de los BC´s [8][17] [51]. Los BC´s producidos a partir de la pirólisis a

temperatura relativamente baja se caracterizan por tener una estructura menos

condensada y un alto contenido de materia volátil que contiene sustratos que se

descomponen fácilmente y conserva la mayor parte de la estructura química alifática de la


orgánicos

biomasa cruda [17]. Por el contrario, con un aumento de la temperatura de pirólisis se

induce al craqueo térmico, produciendo tanto materia orgánica volátil, como un aumento

del contenido de estructuras aromáticas que surgen por condensación después de la

deshidrogenación de carbohidratos [19] [29]; de igual manera, se afectan las relaciones

atómicas H/C y O/C, donde la relación H/C se puede utilizar para caracterizar el grado de

aromaticidad y maduración de un BC [52] [53]. Adicionalmente, con el aumento de la

temperatura se incrementan el área superficial, la porosidad, la cantidad de cenizas, el pH,

la conductividad eléctrica [26] [54] y el alto contenido de carbono aromático; sin embargo

debe tenerse en cuenta que cada una de estas propiedades varía de acuerdo con la

biomasa con la que los BC´s sean elaborados [19].

Un estudio realizado por Takaya y col. [2] con BC´s derivados de diferentes residuos

agrícolas muestra que con pirólisis a baja temperatura se produjo un mayor rendimiento

de los BC´s y una composición enriquecida de materia volátil que con pirólisis a alta

temperatura; ya que los rendimientos de los BC´s y los contenidos volátiles disminuyen

gradualmente a medida que aumenta la temperatura de pirólisis. Otros estudios [17] [26]

[55] [56] [57] han utilizado materias primas diferentes, por lo tanto los efectos de la

temperatura de pirólisis en BC varían, un ejemplo de ello, es un estudio realizado con

cáscaras de fruta y de arroz [58], en este se muestra que al aumentar la temperatura de

pirólisis, el rendimiento, la CIC y el porcentaje de C, H y N disminuyen. Sin embargo, el

área superficial, la conductividad eléctrica y el contenido de cenizas aumentan.

Así mismo, se muestra que los BC´s producidos a 300 °C son de naturaleza ácida mientras

que los producidos a 650 °C son alcalinos. Además, espectros FTIR revelan algunas

variaciones y también similitudes en sus grupos funcionales, puesto que a bajas

temperaturas de pirólisis se desarrollan bandas de carboxilo, enlaces aromáticos, hidroxilo,

carboxilo, amina y otros grupos aromáticos; por el contrario, al aumentar la temperatura la

presencia de dichos grupos disminuye [8]. En otro estudio realizado con ramas de árbol de

manzano [19], el número de grupos funcionales ácidos disminuye en función de la

temperatura de pirólisis, especialmente los grupos funcionales carboxílicos. Por el

contrario, se encuentra una tendencia inversa para los grupos funcionales básicos [26].

Además, al aumentar la temperatura, la morfología y la estructura de los BC´s se muestran

distintas formas de grietas y huecos, debido a la descomposición diferencial de

hemicelulosas, celulosa y lignina [8].

Capítulo 1 13

Jindo y col. [19] y Ahmad y col. [54] evaluaron diversas propiedades elementales,

moleculares y superficiales de materias primas. Uno de ellos [54] utilizó materias primas

tales como: hojas de caña de azúcar, bagazo, paja de arroz y cáscara a cuatro

temperaturas de pirólisis (450, 550, 650 y 750 °C), en el segundo estudio, a partir de

temperaturas de 400 a 800 °C se obtuvieron BC´s derivados de paja de arroz, astillas de

manzano y roble [19]. En ambos estudios [19] [54], se encuentra que de la pirólisis a baja

temperatura se originan altos rendimientos de los BC´s, puesto que el contenido de

carbono es mayor para los producidos a altas temperaturas, presentando gran área

superficial; a temperaturas entre 550 y 600°C se muestran características estables y bajas

relaciones H/C y O/C y la capacidad de retención de agua de los BC´s aumenta, aunque

se limita por los tipos de materia prima; a 550°C las características de los BC´s tienen un

beneficio potencial en cuanto al secuestro de carbono y la adsorción de nutrientes y a

400°C los BC´s retienen compuestos volátiles y fácilmente lábiles [54]. En conclusión, para

los dos estudios mencionados, los BC´s obtenidos a partir de materiales de arroz

mostraron un alto rendimiento y propiedades químicas únicas debido a la incorporación de

elementos de sílice en su estructura química. Los BC´s obtenidos de materiales de madera

mostraron un alto contenido de carbono y un alto carácter de adsorción [8]. Por lo tanto, la

temperatura de pirólisis tiene un fuerte efecto sobre las propiedades de los BC´s para

satisfacer sus aplicaciones [34].

Como ya se ha mencionado, tanto las condiciones de pirólisis y el tipo específico de

biomasa afectan a los componentes y estructura del BC [33] [59] [60], lo que resulta en

diferencias significativas en las características de los BC´s que los hacen aplicables a

áreas relacionadas con la retención de nutrientes [26] [61]. Zhao y col. [26] sugirieron que

con el aumento de temperatura de pirólisis se incrementa el contenido de carbono fijo, el

contenido de carbono y minerales inorgánicos (K, P, Fe, Zn, Ca, Mg). Además, la variación

en las características fisicoquímicas de los BC´s causa variabilidad en la disponibilidad de

nutrientes dentro de cada BC [8].

Los BC´s derivados de materias primas leñosas muestran un cambio mayor en el contenido

volátil a temperaturas de 400 a 800 °C, en comparación con otras materias primas, esto

se debe a la presencia de lignina, que pueden resistir parcialmente la descomposición

pirolítica a 400 °C, pero no a temperaturas tan altas como 950 °C. Los BC´s derivados de

material de arroz muestran un alto contenido de cenizas en todos los rangos de

temperatura [19] como lo indican Manickam y col. [62] al determinar el contenido de


orgánicos

cenizas implementando un procedimiento termogravimétrico estándar a una temperatura

de 550ºC.

Los estudios [3] [24] [51] [63] [64] [65] [66] [67] [68] [69] realizados en BC´s de diferentes

materias primas los caracterizan por análisis próximo (carbono fijo, contenido de cenizas,

materia volátil y humedad), análisis elemental (C, N, H, O, S), análisis químico (pH, CE y

CIC), análisis físico estructural (área superficial, volumen del poro y grupos funcionales) y

análisis bioquímico (celulosa, hemicelulosa y lignina) [63] como se ilustra en la figura 1-6.

Figura 1-6. Caracterización fisicoquímica y bioquímica en BC´s.

1.4.1 Área superficial y porosidad

La porosidad y el área superficial (AS) representan las propiedades físicas más críticas de

los BC´s, en cuanto a la adsorción de sustancias tales como: agua, nutrientes,

contaminantes orgánicos y metales pesados. Los BC´s son materiales de composición

heterogénea lo que significa que su área superficial puede exhibir propiedades hidrofílicas,

hidrofóbicas, ácidas o básicas [70]. Los heteroátomos O, N, P y S se incorporan a las

estructuras aromáticas de BC´s, lo que lleva a heterogeneidad química de la superficie

derivada de las diferencias en la electronegatividad entre estos heteroátomos y los átomos

de carbono aromáticos. La funcionalidad de la superficie se puede caracterizar mediante

técnicas de espectroscopía de fotoemisión de rayos X (XPS), FTIR y técnicas de desorción

programada por temperatura (TPD) [35]. La temperatura de pirólisis es un factor dominante

• Carbono fijo

• Materia volátil

• Contenido de cenizas

• Humedad

Análisis próximo

• Carbono

• Hidrógeno

• Oxígeno

• Nitrógeno

Análisis elemental

• Área superficial

• Volumen y tamaño del poro

• Grupos funcionales y caracterización de estructuras aromáticas: RMN 13C, FTIR, DRX.

Análisis físico/estructural

• pH

• CE

• CIC

Análisis químico • Celulosa

• Hemicelulosa

• Lignina

Análisis bioquímico

Capítulo 1 15

que afecta las propiedades estructurales y superficiales de los BC´s [17] [51] [52], una

producción de BC a temperaturas altas, generalmente conduce a un aumento del AS al

liberar materia volátil de la superficie de la biomasa, aumento de la porosidad y mayor

distribución de poro [35], en comparación con la producción de BC´s a temperaturas más

bajas [1] [19].

Los BC`s de ramas de manzano presentan un incremento respecto a su área superficial

específica, SBET, Brunauer-Emmett-Teller (BET) desde 2 m2 hasta 109 m2 a medida que se

aumenta la temperatura de pirólisis desde 300 hasta 600 °C respectivamente. Este

aumento del AS se relaciona con la degradación progresiva de los materiales orgánicos

(hemicelulosas, celulosa y lignina) y la formación de haces vasculares o estructuras de

canales durante la pirólisis [71] [72], puesto que la hemicelulosa tiene una alta reactividad

durante el tratamiento térmico a una temperatura más baja (por debajo de 300 °C) [26].

Cuando la temperatura de pirólisis aumenta de 300 a 400 °C la ruptura de la hemicelulosa

junto con otros compuestos orgánicos genera más microporos dentro del BC [59]. Así

mismo, se forman algunas estructuras de carbono amorfo durante este rango de

temperatura debido a la degradación de la celulosa donde los microporos pueden estar

formados por estructuras amorfas de carbono [26] [73].

En general, a 500°C se encuentra un aumento en la porosidad de los BC`s debido a la

descomposición de la lignina y la liberación rápida de H2 y CH4 [25]. A temperaturas

superiores a 600°C, se produce la degradación de la lignina y la reacción de condensación

aromática [28] [74], lo que aumenta la liberación de materia volátil y crea más poros [75].

A una temperatura más alta, el área superficial incrementa debido al aumento de la

superficie microporosa y del volumen de microporos. Con el aumento de temperatura de

pirólisis también se presenta una distribución del tamaño de poro dominada por poros con

un tamaño entre 20 nm y 50 nm [40]. En otro estudio [24] se ha demostrado que los BC`s

derivados de madera exhiben áreas superficiales más altas que los derivados de otras

biomasas debido al contenido de lignina. Sin embargo, al aumentar hasta los 800°C, la

temperatura de pirólisis para la formación de BC`s de cáscara y paja de arroz se

encuentran áreas superficiales más bajas debido a que el contenido de cenizas en los

BC`s bloquea el acceso a los microporos [19].

El tipo de materia prima, la temperatura de pirólisis y el tiempo de residencia de

carbonización influyen en la porosidad de los BC`s [55] [76] bien sea macro y microporosa,


orgánicos

la cual puede contener aire o agua, reduciendo en gran medida la densidad aparente de

toda la partícula de BC [25]. La capacidad de los BC`s para retener el agua es una función

de la combinación de su porosidad y funcionalidad superficial [77]. Sin embargo,

dependiendo de las condiciones de pirólisis, cuando se usan temperaturas bajas se hace

particularmente importante la recondensación de compuestos orgánicos volátiles en los

BC`s dado que pueden bloquear estos poros y su potencial de adsorción. Atkinson y col.

[70] y Li y col. [72] sugieren que la porosidad de BC`s disminuye debido a la presencia de

sustancias, tales como lípidos, ácidos fúlvicos y húmicos, que a su vez muestran

diferencias en la temperatura de producción de BC`s en la rigidez molecular que puede

restringir el acceso poroso.

Blanco y col. [7] indican que la aplicación de BC aumenta linealmente la porosidad del

suelo en un 2 a 41%. Omondi y col. [78] encontraron que la adición de BC aumentó la

porosidad del suelo en un 8.4%. Similar a la densidad aparente, el BC parece aumentar la

porosidad más en suelos de textura gruesa que en suelos de textura fina. El BC puede

aumentar la porosidad del suelo al a) reducir la densidad aparente del suelo, b) aumentar

la agregación del suelo, c) interactuar con las partículas minerales del suelo y d) reducir el

relleno del suelo. Así mismo, al aumentar la porosidad mejora la permeabilidad del aire, se

optimiza la estructura del suelo y se promueve el crecimiento del cultivo [28].

La aplicación de BC puede afectar la distribución del tamaño de los poros del suelo a través

de a) la porosidad alta de las partículas de BC, b) la reorganización de las partículas del

suelo en contacto con las partículas de BC, c) la agregación mejorada del suelo, y d)

aumento de la bioturbación (por ejemplo, actividad de lombrices de tierra). El BC puede

aumentar la distribución del tamaño de los poros del suelo incluso a corto plazo debido a

la naturaleza porosa de las partículas de BC [79], que pueden tener una distribución más

amplia de tamaños de poros que el suelo [80].

El análisis SEM-EDX de muestras de BC permite identificar el tamaño y volumen de poro,

en el estudio de Stella y col. [63] se analizaron imágenes SEM de un BC de vaina de

guisante, estas mostraron que la superficie que se originó en el tratamiento con pirólisis

habría estabilizado los hidrocarburos volátiles, alisando la superficie del BC, mientras que

la imagen SEM del BC de hoja de col era como un esqueleto moldeado con poros

pequeños y una estructura superficial irregular y en BC de cáscara de naranja la imagen

SEM presentaba bordes rotos con depósitos de alquitrán en la superficie, como se ilustra

Capítulo 1 17

en la Figura 1-7. En este estudió se concluyó que en general estos residuos de biomasa

contienen poca lignina y un alto contenido de materia volátil que afecta la creación de poros

en los BC`s [25] [63]. En un estudio reciente [81] se empleó un microscopio electrónico de

transmisión (TEM) para observar la morfología de los poros directamente. Mohammad I.

Al‐Wabel y col. [23] determinaron que tanto la eliminación de H y O, como la producción

de vapor y CO2, a altas temperaturas de pirólisis a menudo forman las estructuras de los

poros durante la carbonización, generando un colapso de los poros que puede conducir a

la disminución de la superficie [21].

Figura 1-7. Espectogramas de SEM y EDX de muestras de a) vaina de guisante, b) hojas de col y c) cáscara de naranja [63].

De acuerdo con los datos presentados en la Tabla 1-1 los BC`s de residuos forestales y

agrícolas se destacan por presentar AS altas a temperaturas entre 600 y 800ºC, tales

como: rama de árbol de manzana con un AS de 545 m2 g-1 [19], madera de abeto de

Douglas con 490 m2 g-1 [24], cáscara de maní con 448 m2 g-1, cáscara de soja con 420

m2 g-1 [20] y roble con AS de 398 m2 g1 [19]. El volumen de poro no es un parámetro que

frecuentemente se analice, sin embargo dentro de la literatura encontrada se denota que

materias primas que sobresalen por su alto valor de volumen de poro son, en primera

medida el eucalyptus con 67.5 ml3 g-1 a 550ºC [17], seguido de aserrín de madera de Durian

(8.587 ml3 g-1 a 550ºC) [65] y cáscara de maní (0.20 ml3 g-1 a 700ºC) [20].


orgánicos

1.4.2 pH

El pH es una de las propiedades más características que presentan los BC`s, de acuerdo

con la literatura encontrada [2] [25] [26] [27] [32] [49] se reporta que el valor de pH de los

BC`s depende del tipo de materia prima, temperatura de pirólisis y grado de oxidación.

Además, se encuentra que el valor de pH de los BC`s aumenta con la temperatura,

probablemente como consecuencia de la concentración relativa de elementos inorgánicos

no carbonizados, ya presentes en las materias primas [19]; estos elementos (minerales)

comienzan a separarse de la matriz orgánica cuando las cenizas se forman a temperaturas

superiores a 350 °C [25] [32] [51], puesto que con el aumento de la temperatura hay un

enriquecimiento de cationes básicos en las cenizas que pueden estar asociados con

especies alcalinas, tales como carbonatos, óxidos e hidróxidos, y una reducción en la

concentración de grupos funcionales de superficies ácidas [82].

Además, Ronsse y col. [59] informaron que el pH se reguló en gran medida por la

presencia de grupos funcionales que contienen oxígeno, en BC´s generados con bajas

temperaturas se da como resultado la formación de oxígeno carboxílico y lábil; cuando se

incrementa la temperatura de pirólisis, la cantidad de grupos carboxilo aumenta y los

grupos ácidos se desprotonan a bases conjugadas, dando como resultado una suspensión

de BC más alcalina. Enders y col. [64] encontraron que BC´s con contenido de ceniza

menor a 8% presentan niveles de pH por debajo de 8.6, mientras que los producidos a

partir de biomasa leñosa con un contenido de cenizas menor a 1.5% tienen niveles de pH

inferiores a 7.5; Además, BC´s con un contenido de cenizas mayor a 32% tiene valores de

pH superiores a 10. Los BC´s con la menor relación molar de H/C tienden a tener el pH y

el contenido de cenizas más altos [23] [83].

Yuan y col. [84] encontraron que los BC´s generados son generalmente alcalinos (pH> 7)

y el pH de estos aumenta significativamente de 7.5 a 11.6 cuando la temperatura de

pirólisis aumenta de 300 a 500 °C, esto a causa del mayor contenido de cenizas. Los

valores de pH y contenido de cenizas se correlacionan positivamente, por lo tanto, los

minerales, especialmente para la formación de carbonatos (como CaCO3 y MgCO3) y los

álcalis inorgánicos (como K y Na), son probablemente la causa principal del pH alcalino

inherente a los BC´s. Manickam y col. [62] midieron el pH en agua a una relación muestra:

Capítulo 1 19

agua de 1:5 p/v. En el estudio de Stella y col. [63] para la determinación del pH, se preparó

una suspensión al 1% (p/p) de BC en agua desionizada y la suspensión se calentó a 90ºC

con agitación durante 20 minutos. La suspensión luego se dejó enfriar a temperatura

ambiente y el pH se midió usando un medidor de pH.

Las materias primas en las que se evidencia un mayor aumento de pH relacionado con el

aumento de la temperatura de pirólisis son: la paja de maíz [85], lodo de aguas residuales

[49], pino [82], hojarasca [26] y BC de paja de caña de azúcar [18]. En general, todos los

BC´s carbonizados a 750 °C muestran valores de pH superiores a 8. De acuerdo con los

datos ilustrados en la Tabla 1-1, los BC´s con mayor pH son aquellos producidos a

temperaturas altas, entre estos se encuentran los BC´s de cáscara de soja (11.3 a 700ºC)

[20], estiércol de pollo (11.8 a 750ºC) [3] y desechos de papel (11 a 600ºC) [82], adecuados

como enmienda para suelos ácidos.

1.4.3 Conductividad eléctrica

La conductividad eléctrica es la responsable del intercambio de iones en los BC, es una

propiedad que depende del proceso de producción y el tipo de materia prima [16]. En un

estudio realizado por Stella y col. [63] se determinó la conductividad eléctrica para un BC

de hojas de col obteniendose un valor de CE de 1310 µS/cm, cáscara de naranjo 231

µS/cm y vaina de guisante 589 µS/cm; en este estudio la determinación de la CE se llevó

a cabo agitando una muestra de solución 1% p/p de BC en agua a temperatura ambiente

durante 20 min, se midió la CE usando un conductímetro. De acuerdo con la Tabla 1-1

entre las biomasas que presentan mayor CE se destacan: las cáscaras de pistacho (33.90

ds m-1) [86], avellana (18.80 ds m-1) [82], estiércol de ave (15.3 ds m-1) [87] y cáscara de

café (13.00 ds m-1) [3]. Tanto el pH como la CE aumentan gradualmente con el aumento

de la temperatura de pirólisis.

1.4.4 Densidad aparente

La densidad aparente de los BC´s difiere según las materias primas utilizadas, esta hace

referencia al material que comprende partículas múltiples e incluye la macro porosidad

dentro de cada partícula y los huecos entre partículas. En un estudio realizado por Lorn,

Vicheka y col. [88] la densidad aparente se midió apisonando el BC en una cubeta de vidrio

y secando en horno a 105 °C durante 24 horas; en otra investigación se llenó un cilindro


orgánicos

de vidrio (25 ml) hasta un volumen específico con BC de cáscara de arroz en polvo de

malla 40, se secó en un horno a 80ºC durante la noche, posteriormente el cilindro se tapó

durante 1-2 minutos para compactar el BC y la densidad aparente se calculó y se presentó

en g/mL siguiendo la fórmula de Ahmedna y col. [89] (Ver Ecuación (1.1)):

𝐷𝑒𝑛𝑠𝑖𝑑𝑎𝑑 𝑎𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 (%) = 𝑃𝑒𝑠𝑜 𝑑𝑒𝑙 𝑚𝑎𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑙 𝑒𝑛 𝑠𝑒𝑐𝑜 (𝑔)

𝑉𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑑𝑒 𝑚𝑎𝑡𝑒𝑟𝑖𝑎𝑙𝑒𝑠 𝑠𝑒𝑐𝑜𝑠 𝑒𝑛𝑣𝑎𝑠𝑎𝑑𝑜𝑠 (𝑚𝑙)× 100 (Ec. 1.1) [63]

En otros estudios se determinó la densidad aparente de BC´s producidos con diferentes

biomasas, obteniéndose resultados tales como: conocarpus con densidad aparente de

0.35 g/cm3 [90], cáscaras de arroz con 0.10 g/cm3 [91], cáscara de almendra con 0.74

g/cm3, trigo con 0.19 g/cm3, [92] entre otros.

Según Mukherjee y col. [74] la aplicación de BC disminuyó la densidad aparente del suelo

porque la porosidad del BC es muy alta y cuando se usa en el suelo disminuye

significativamente la densidad aparente al aumentar el volumen de poros. Githinji [93]

concluyó que al aumentar la tasa de densidad en masa de la aplicación de BC se evidencia

una densidad aparente reducida. En el estudio de Rogovska y col. [94] encontraron que

las tasas de aplicación de BC por encima de 60 Mg ha-1 tuvieron un efecto menor en la

reducción de la densidad aparente que las tasas de aplicación por debajo de 60 Mg ha -1.

Esta revisión también muestra que, en algunos casos, la aplicación de BC a tasas menores

a 10 Mg ha-1 puede no reducir significativamente la densidad aparente. Pratiwi y col. [95]

encontraron que la aplicación de BC incluso a tasas altas como 2% en peso (lo que

equivale a aproximadamente 50 Mg ha-1 de BC) no afectó la densidad aparente. La

aplicación de BC puede reducir la densidad aparente en suelos de textura gruesa más que

en suelos de textura fina. De hecho, la mayor disminución (31%) de la densidad aparente

mostrada en un estudio de Liu y col. [96] fue para un suelo arenoso de textura gruesa.

Al menos dos mecanismos podrían ser responsables de la reducción de la densidad

aparente después de la aplicación de BC. Primero, el BC tiene una densidad aparente más

baja (<0.6 g cm-3) que el suelo (~1.25 g cm-3). Por lo tanto, la aplicación de BC

probablemente reduce la densidad del suelo a granel a través del efecto de mezcla o

dilución. El alcance de este efecto puede ser particularmente grande cuando la diferencia

de densidad entre materiales es grande. Por ejemplo, el efecto del BC para reducir la

densidad aparente en suelos arcillosos puede ser menor que en los suelos arenosos

debido a que la diferencia en la densidad aparente entre BC (~0.6 g cm-3) y suelos

Capítulo 1 21

arcillosos (~1.1 g cm-3) es más pequeño que entre BC (~0.6 g cm– 3) y suelos arenosos

(~1.5 g cm-3). Segundo, el BC también podría reducir la densidad aparente a largo plazo al

interactuar con las partículas del suelo y mejorar la agregación y la porosidad. En general,

la aplicación de BC reduce la densidad aparente, pero la magnitud de estos cambios puede

variar con la tasa de aplicación de BC al suelo [7].

1.4.5 Capacidad de intercambio catiónico

La capacidad de intercambio catiónico (CIC) es una propiedad importante de los BC´s

relacionada con su capacidad para adsorber nutrientes, esta varia ampliamente

dependiendo de las condiciones de producción y de la materia prima utilizada para el

tratamiento con pirólisis [97]. En diversos estudios se reporta que la CIC disminuye

significativamente cuando la temperatura de pirólisis aumenta de 300 a 600 °C [26] [32],

este fenómeno ocurre gracias a la disminución de la densidad de carga en BC, resultado

de una mayor área superficial producida a altas temperaturas de hasta 600°C y la pérdida

de materia volátil [25], también se debe a la reducción de grupos funcionales que contienen

oxígeno y a la oxidación de carbono aromático, a causa de una menor relación de O/C

[18], la formación de ceniza y grupos carboxilo en BC [32]. A temperaturas bajas (350°C y

450°C), los BC´s exponen valores altos de CIC [3]. También, se encontró que a medida

que los grupos carboxílicos y fenólicos desaparecen la CIC en los BC´s es menor. La

disponibilidad de otros grupos como fenoles, hidroxilos, carbonilos y quinonas también

influye en la CIC [32]. La relación O/C indica una proporción más alta de grupos

funcionales en BC, lo que indica la presencia de grupos hidroxilo, carboxilo y carbonilo que

contribuyen a un mayor CIC [4]. En consecuencia, dependiendo de la biomasa carbonizada

la CIC se correlaciona inversamente con la temperatura de pirólisis [3].

La CIC se encuentra estrechamente relacionada con el pH de los BC´s, ya que es un factor

importante que permite analizar mecanismos de adsorción [17] [98] [99]. La alta reactividad

de las superficies de las partículas de BC se atribuye en parte a la presencia de un rango

de grupos funcionales reactivos (OH-, COOH), algunos de los cuales dependen del pH.

Estos grupos funcionales son sitios importantes para las cargas dependientes del pH [8].

El aumento en el pH y en el contenido de catión intercambiable se puede explicar por la


orgánicos

presencia de cenizas en los BC´s, ya que estas son ricas en óxidos e hidróxidos de metales

alcalinos que se disuelven fácilmente.

En estudios reportados por la literatura científica las biomasas que presentan mayor CIC

son los BC´s de bagazo [1], estiércol [2], materia prima animal [49], rastrojo de maíz y roble

[3]. Los BC´s con alto contenido de cenizas, como los producidos a bajas temperaturas

(350 y 450 ºC), a partir de estiércol de pollo y cáscara de café pueden considerarse como

posibles materiales aplicables para aumentar la retención de nutrientes [3]. Por el contrario,

estudios demuestran que los BC´s fabricados a partir de desperdicios de alimentos, de

papel y conchas de avellana, presentan tendencia a disminuir la CIC al aumentar la

temperatura de pirólisis [82].

Los BC´s de bambú en polvo, exhiben una alta capacidad de adsorción de fluoruro, nitrato

y fosfato y principalmente de contaminantes orgánicos como el perclorato (ClO4-) [17]. Por

lo cual, los BC´s son útiles para la remediación de algunos elementos traza catiónicos [3]

[75] [77] [100]. Los BC´s de gallinaza y cáscara de café producidos a baja temperatura de

pirólisis (350 - 450°C), presentan alta CIC lo que hace posible la adsorción de iones como

el amonio [101]. Para los BC´s fabricados a temperaturas altas (> 600 °C) generalmente

el efecto del envejecimiento puede entrar en juego, oxidando los BC´s, aumentando la

densidad de carga negativa y aumentando la formación de complejos BC-minerales [19].

Un estudio realizado por Chintala y col. [102] investigó los efectos de la aplicación de un

BC de rastrojo de maíz sobre las propiedades químicas del suelo ácido, encontrando un

aumento significativo de la CIC en todas las tasas de aplicación; de este estudio se

concluye que el efecto de mejora de los BC´s sobre las propiedades químicas del suelo

ácido era consistente con su composición química y sus propiedades, dependiendo del

tipo de materia prima de biomasa y las condiciones de pirólisis.

La CIC es una propiedad que aumenta al disminuir la temperatura de pirólisis, sin embargo

dentro de los estudios expuestos en la Tabla 1-1 las materias primas que presentan mayor

CIC lo hacen a temperaturas entre 400 y 550ºC como por ejemplo, el estiércol de aves (75

cmol+kg-1) [87], paja de maíz (68.6 cmol+kg-1) [21], trigo (54.8 cmol+kg-1) [103]. Un valor

fuera de lo común lo presenta la cáscara de café con 73 cmol+kg-1 a 750ºC [3].

Tabla 1-1. Propiedades fisicoquímicas de BC´s de diferentes materias primas.

Materia prima

Tem. de

pirólisis (°C)

Relaciones

atómicas pH – H2O CE

(ds m-1)

AS

(m2 g-1)

Volumen

de poro

(ml3 g-1)

CIC

(cmol+kg-1) Referencias

O/C H/C

RESIDUOS AGRICOLAS

Cáscara de arroz

400

500

600

700

800

0.27

0.12

0.17

0.25

0.05

0.67

0.34

0.25

0.14

0.08

6.8

8.9

9.4

9.5

9.6

193

262

243

256

295

[19]

Cáscara de arroz

350

500

650

0.72

0.85

0.95

1.32

1.06

0.59

6.6

7.9

8.9

0.52 mS cm-1

0.92 mS cm-1

1.11 mS cm-1

10

9

8

[5]

Paja de arroz

400

500

600

700

800

0.18

0.17

0.30

0.36

0.10

0.67

0.30

0.21

0.17

0.10

8.6

9.8

10.2

10.4

10.5

46

59

129

149

256

[19]

Paja de arroz ‐

Chino

400

600

7.8

9.8

[104]

Cáscara de café 350

750

0.24

0.11

0.78

0.29

9.7

9.8

10.30

13.00

70

73 [3]

24 Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción de nutrientes y contaminantes orgánicos

Maíz

300

400

500

600

7.1

9.2

9.9

9.9

189 mS m-1

177 mS m-1

203 mS m-1

196 mS m-1

(N2) 4

3

3

3

708 mmolc kg-1

796 mmolc kg-1

517 mmolc kg-1

385 mmolc kg-1

[82]

Rastrojo de maíz

300

400

500

7.7

8.8

9.7

(N2) 3

3

4

[18]

Paja de maíz

400

500

600

700

0.59

0.57

0.48

0.42

0.92

0.56

0.41

0.30

10.2

10.4

10.4

10.4

350 µS cm-1

864 µS cm-1

1936 µS cm-1

2221 µS cm-1

4

6

7

3

0.008

0.012

0.012

0.006

38

68

20

19

[21]

Avellana

300

400

500

600

6.3

7.6

8.6

8.8

38.00

14.20

10.60

18.80

(N2) 1

1

3

0

59 mmolc kg-1

102 mmolc kg-1

118 mmolc kg-1

56 mmolc kg-1

[82]

Bagazo de caña

de azúcar

350

750

0.18

0.04

0.68

0.22

7.5

9.8

0.20

0.50

5

1 [3]

Cáscara de soja 300

700

0.30

0.14

0.74

0.17

7.3

11.3

5

420

0.190 [20]

Cáscara de maní 300

700

0.29

0.12

0.67

0.25

7.7

10.6

3

448

0.200 [20]

Paja de trigo

400

500

600

700

0.56

0.38

0.31

0.30

0.66

0.49

0.35

0.22

8.2

8.3

9.2

9.2

100 µS cm-1

108 µS cm-1

141 µS cm-1

172 µS cm-1

10

111

177

107

0.012

0.090

0.110

0.058

4

5

1

0.5

[21]

Capítulo 1 25

Conchas de

nuez

250

350

450

550

4.9

4.9

6.3

6.8

0.28

0.22

0.66

0.80

3

3

165

298

[86]

Cáscara de

pistacho

250

300

350

450

550

650

4.7

4.9

5.1

6.7

7.1

8.8

13.10

13.70

21.50

25.9

29.7

33.9

70

49

48

44

28

13

[86]

Trigo 450

550

8.4

9.0

1

6

54

51 [103]

Racimo de fruta

vacío

350

500

650

0.35

0.33

0.37

1.49

0.77

0.58

8.3

9.9

10.9

2.87 mS cm-1

5.36 mS cm-1

6.75 mS cm-1

21

14

12

[5]

Residuos del

peral

300

400

500

600

8.9

9.3

9.3

10.1

1

3

22

134

[105]

Residuos de

árbol de

manzana

300

400

500

600

8.5

9.5

9.8

10.3

2

3

13

99

[19]

RESIDUOS FORESTALES

Poda del olivo 450 9.3 2.43 265 36 [106]

Roble

400

500

0.23

0.17

0.63

0.39

6.4

8.1

5.60

103

[19]


600

700

800

0.15

0.13

0.16

0.28

0.17

0.10

8.8

9.5

9.7

288

335

398

Rama de árbol

de manzana

400

500

600

700

800

0.22

0.11

0.12

0.15

0.05

0.71

0.40

0.29

0.18

0.08

7.0

9.6

10.0

10.0

10.0

11

58

208

418

545

[19]

Corteza de pino

350

750

0.32

0.17

0.66

0.16

7.9

10.0

0.10

0.20

4

1 [3]

Aserrín de

madera de

Durian

350

450

550

1.11

0.74

0.30

0.18

0.15

0.04

6.1

6.4

6.8

0.76

0.89

0.98

2

45

221

4.543

5.786

8.587

27

25

22

[65]

Madera del abeto

de Douglas

350

400

450

500

550

600

8.5

8.2

8.6

8.7

8.8

8.7

0.01

0.02

0.01

0.03

0.04

0.06

140

250

300

380

410

490

0.060

0.100

0.130

0.150

0.170

0.170

54

46

47

53

51

49

[24]

Álamo híbrido de

madera

350

400

450

500

550

600

9.2

10

10.2

10.2

10.1

10.15

0.09

0.15

0.20

0.25

0.33

0.35

180

198

260

300

362

393

0.050

0.050

0.110

0.130

0.150

0.160

31

35

34

29

26

21

[24]

Madera de

Abedul

300

375

5.1

5.2

2

6

[107]

Capítulo 1 27

475 7.5 44

Eucalipto 450

550

8.6

9.9

0.89

1.13

57.200

67.500

11

54 [108]

Astilla de pino 450 7.5 0.20 288 12 [106]

RESIDUOS ANIMALES

Estiércol de vaca

300

400

500

600

8.9

9.2

9.4

9.9

211 mS m-1

201 mS m-1

217 mS m-1

234 mS m-1

(N2) 0

0

0.2

0.1

444 mmolc kg-1

297 mmolc kg-1

478 mmolc kg-1

151 mmolc kg-1

[82]

Estiércol de

pollo

350

750

0.26

0.49

0.76

0.32

9.9

11.8

5.50

7.20

42

21 [3]

Estiércol de aves

de corral

300

400

500

600

8.1

9.8

10.6

10.6

495 mS m-1

333 mS m-1

419 mS m-1

377 mS m-1

(N2) 1.

4.00

4

6

362 mmolc kg-1

166 mmolc kg-1

78 mmolc kg-1

59 mmolc kg-1

[82]

Estiércol de aves

de corral

400

600

9.5

10.4

5

6

0.006

0.012

30

27 [109]

Estiércol de aves

200

300

400

7.2

7.3

9.9

8.59

8.96

15.30

58

69

75

[87]

Estiércol de

pavo

350

700

0.16

0.07

0.88

0.24

8.4

9.5

651 µS cm-1

981 µS cm-1

2

66 [51]

Estiércol de

cerdo

350

700

0.23

0.10

1.14

0.20

8.0

9.9

216 µS cm-1

194 µS cm-1

0

4 [51]

Estiércol porcino 400

600

10.0

10.4

5

10

0.009

0.010

52

18


RESIDUOS MUNICIPALES Y/O BIOSÓLIDOS

Fracción

orgánica de

residuos sólidos

municipales

600

700

800

8.3

8.5

8.6

0.8

28

111

3E-04

0.011

0.037

[110]

Residuos de

molino de papel 500 0.31 48 0.091 [111]

Desechos de

papel

300

400

500

600

7.4

8.2

9.3

11.1

71.60 mS m-1

63.00 mS m-1

25.20 mS m-1

71.60 mS m-1

83 mmolc kg-1

62 mmolc kg-1

29 mmolc kg-1

34 mmolc kg-1

[82]

Desechos de

comida

300

400

500

600

7.5

8.3

9.7

10.5

465 mS m-1

423 mS m-1

573 mS m-1

645 mS m-1

104 mmolc kg-1

98 mmolc kg-1

88 mmolc kg-1

34 mmolc kg-1

[82]

Aguas

residuales 600 6.7 67 [112]

2. Caracterización de suelos y su relación con los biocarbonizados.

2.1 Composición química del suelo

Las propiedades fisicoquímicas del suelo varían de acuerdo con su composición orgánica

e inorgánica, estas pueden ser afectadas por materiales porosos, con capacidad de

retención de nutrientes, contaminantes orgánicos y agua como los BC´s.

2.1.1 Composición orgánica del suelo

La composición orgánica del suelo se encuentra conformada por residuos de origen

vegetal y animal, la principal fuente de materia orgánica del suelo son los residuos

vegetales que aportan energía y alimento a los organismos del suelo y a su vez constituyen

la materia prima para la formación de coloides orgánicos (humus) que se acumulan en el

suelo. La materia orgánica se clasifica de acuerdo con su grado de transformación en no

húmica (compuestos químicos simples), comprendiendo la celulosa (15 – 60%), la

hemicelulosa (10 – 30%), la lignina (5 – 30%), azúcares-aminoácidos-ácidos alifáticos (5 –

30%), grasas-aceites-ceras-resinas (1 – 8%) y proteínas (1 – 15%); y materia orgánica

húmica (coloides orgánicos) como ácido fúlvico, ácido himatomelánico, ácido húmico y

humina Burbano (1989) citado en [112].

A su vez, la materia orgánica del suelo se caracteriza por tener un depósito de nutrientes

unidos a su estructura orgánica, que se libera en la solución del suelo a medida que los

microorganismos del suelo la mineralizan (descomponen), para su propio metabolismo y

crecimiento. La cantidad de nutrientes proporcionados a las plantas a través de la

mineralización de la materia orgánica depende del tipo de material que se mineraliza y su

proporción de carbono (liberado entre el 50 y 90% como CO2) y otros nutrientes, como

nitrógeno, fósforo y azufre. La velocidad a la que se descompone la materia orgánica

30 Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción de nutrientes y

contaminantes orgánicos

determina la rapidez con que los nutrientes se encuentran disponibles para las plantas

[113]. Durante las reacciones de descomposición de los restos orgánicos se produce una

oxidación rápida de éstos con una consecuente liberación de elementos nutritivos para la

planta, principalmente NH3, NH4+, NO3

-, SO42-, PO4

3-, Ca2+, Mg2+, K+, Na+, además de agua

y CO2 [114]. La fracción de materia orgánica se descompone rápidamente, por lo que los

nutrientes se ponen a disposición de las plantas y los microbios; en cambio, la fracción de

humus se descompone durante décadas y proporciona un suministro grande pero de

liberación lenta de nutrientes disponibles para las plantas [113].

Desde el punto de vista fisicoquímico, la materia orgánica húmica o humus es la fracción

orgánica más importante del suelo puesto que al adquirir propiedades coloidales le trasmite

al suelo propiedades únicas. El humus es el conjunto de compuestos orgánicos amorfos,

poliméricos, de alto peso molecular y de color amarillo hasta gris oscuro o casi negro, que

se acumulan en el suelo como consecuencia de su resistencia a la transformación. Se

diferencian y agrupan de acuerdo con su solubilidad, peso molecular y grado de

polimerización [114], como se muestra a continuación en la Tabla 2-1.

Tabla 2-1. Características y solubilidad de los tipos de humus [114].

Tipos de humus Característica Solubilidad

Ácidos Fúlvicos

Son compuestos de bajo peso molecular, alta

acidez (entre 900 y 1400 meq/100g), bajo

grado de polimerización.

Solubles en álcali y en ácido.

Ácidos Húmicos

Son compuestos de alto peso molecular, baja

acidez (entre 500 y 870 meq/100g), alto

grado de polimerización.

Solubles en álcali, pero precipitan en

medio ácido presentan una fracción

soluble en etanol que se conoce como

Ácidos Himatomelánicos.

Huminas Se refieren a la fracción del humus más

resistente a la descomposición.

No es soluble, ni en ácido, ni en álcali.

La materia orgánica, en todas sus diferentes formas, tiene efectos marcados en casi todas

las propiedades del suelo, donde pueden destacarse:

CIC: Se incrementa en el suelo al aumentar el contenido de materia orgánica, lo

que explica el incremento de la humificación y por lo tanto el número de grupos

carboxilo (-COOH) y fenólicos (-OH) que pueden disociarse, adquiriendo cargas

Capítulo 2 31

negativas. Al incrementarse la CIC del suelo, se reducen y hasta evitan las pérdidas

por lixiviación [114].

pH: Puede disminuir al aumentar el contenido de humus, debido a la baja capacidad

amortiguadora y el poder acidificante que tenga el humus, ya que este está

compuesto por ácidos orgánicos principalmente; así mismo, la disociación de

grupos funcionales de la materia orgánica libera H+; al reducirse el pH, a ciertos

valores, también se produce solubilización de Al3+, el cual contribuye a aumentar la

acidez del suelo.

Hidrofobicidad: Algunos tipos de humus, al acumularse en el suelo, le imprimen a

éste características hidrofóbicas, alterando sus relaciones hídricas [115].

2.1.2 Composición inorgánica de suelos

Los principales componentes inorgánicos de los materiales parentales del suelo son los

minerales; existen dos clases de minerales, los originales de las rocas conocidos como

minerales primarios y los secundarios producidos a partir de la alteración de los primeros.

Los minerales primarios se cristalizan bajo las condiciones de formación de las rocas y son

parte de ellas; estos minerales forman parte integral del suelo si éste no ha evolucionado

lo suficiente o si han sido muy resistentes a la acción de los procesos de alteración de la

roca y el suelo, acumulándose con mayor frecuencia en las fracciones de tamaño mayor

como partículas de arena y limo (entre 0.002 y 2 mm). Los principales grupos de minerales

primarios corresponden a silicatos, aunque también se presentan óxidos, hidróxidos,

carbonatos, sulfatos, sulfuros y fosfatos. Los minerales primarios menos resistentes

desaparecen del sistema, transformándose en secundarios o en especies iónicas en forma

de fracción arcillosa del suelo y que corresponden a filosilicatos y a óxidos e hidróxidos de

hierro y aluminio, aunque en algunos grupos de suelos son importantes otros componentes

como los aluminosilicatos y/o los óxidos e hidróxidos de hierro y aluminio no cristalinos

(conocidos también como “amorfos”) [114]. Las principales características de los minerales

se resumen en la Tabla 2-2.



Tabla 2-2. Minerales primarios y secundarios de los materiales parentales del suelo.

Adaptada de [114].

Minerales primarios

Tipo de mineral Característica Ejemplo

Silicatos

Neosilicatos Olivino, (Mg, Fe)2 SiO4

Sororsilicatos Epidota, Ca2(Al,Fe)3OH SiO4

Si2O7.

Ciclosilicatos Berilo, Be3Al2 Si6O18

Inosilicatos Sencillas: Piroxenos como el

Diópsido, CaMg Si2O6.

Dobles: Anfíboles como la

Hornblenda, (OH)2Ca2Na(Mg,

Fe, Al)5Al2 Si6O22

Filosilicatos Micas como la Moscovita

(también Muscovita), K(Al2)

AlSi3O10 (OH)2.

Tectosilicatos Feldespato como la Ortosa u

Ortoclasa, KAlSi3O8. A este grupo

pertenece también el cuarzo,

SiO2.

Óxidos

Minerales abundantes en rocas ígneas y

metamórficas

Magnetita, Fe3O4

Corindón, Al2O3.

Ilmenita, FeTiO3.

Pirolusita, MnO2

Oxihidróxidos Minerales que provienen de óxidos en los cuales

parte o todo el oxígeno ha sido reemplazado por OH

Diáspora, AlO(OH).

Brucita, Mg(OH)2.

Carbonatos Minerales cuya composición química corresponde a

sales derivadas del ácido carbónico.

Calcita: CaCO3

Dolomita: (Ca, Mg)(CO3)2

Sulfatos Son sales que incluyen el radical SO4- en su

estructura

Anhidrita: CaSO4

Yeso: CaSO4.2H2O.

Sulfuros

Son sales derivadas del ácido sulfhídrico, H2S. Calcopirita: CuFeS2

Pirita: FeS2

Galena: PbS

Fosfatos Son sales derivadas del ácido fosfórico, H3PO4 Apatitos: Ca5(F, Cl, OH,)(PO4)3.

Minerales secundarios

Filosilicatos Son silicatos hidratados de aluminio, magnesio,

hierro y otras bases

Óxidos e

hidróxidos de

hierro y

aluminio

Llamados también sesquióxidos de Fe y Al, son muy

comunes en suelos tropicales. Son los responsables,

en gran parte, de los colores rojizos dominantes en

estos suelos; se presentan en formas cristalinas y no

cristalinas y su característica más importante es

tener una muy baja actividad fisicoquímica en los

suelos

Gibsita: Al(OH)3

Hematita: Fe2O3

Goetita: (FeOOH)

Ferrihidrita: Fe5O8.4H2O

Manganita (MnOOH)

En varias regiones de Colombia la presencia de feldespatos, ferromagnesianos, micas y

vidrio volcánico está asociada con el suministro de diferentes nutrientes, tales como: Si,

Capítulo 2 33

Al, Ca, Mg, K, Na, Cu, Zn, Fe y Mn al suelo. En la Figura 2-1 se da a conocer los elementos

esenciales en la nutrición vegetal aportada por los minerales primarios.

Figura 2-1. Aporte de nutrientes al suelo por parte de minerales primarios. Adaptado de

[114].

*Ar: indica que los minerales son de arcilla

2.2 Orden y Textura del suelo

Conocer el orden del suelo permite realizar la clasificación del mismo y con ello conocer

de antemano las características con las que va a contar este para su estudio, en este caso

para la aplicación de BC´s con el objetivo de mejorar las propiedades fisicoquímicas del

suelo. Existen 12 clases de órdenes de suelos considerados por el Sistema Taxonómico

Norteamericano1, los cuales son: histosoles, espodosoles, andisoles, oxisoles, vertisoles,

aridisoles, gelisosles, ultisoles, molisoles, alfisoles, inceptisoles e entisoles. Por su parte,

Colombia cuenta con 11 de los 12 órdenes de suelos existentes en el mundo a excepción

de los gelisoles. Con un 58.11% del territorio nacional se destacan los suelos incipientes,

1 SOIL SURVEY STAFF. 1999. Soil Taxonomy: A Basic System of Soil Classification for Making and Interpreting Soil Surveys. 2ª. Ed. United States Department of Agriculture (USDA). Washington D. C. 869 p.

Nutrientes por cada mineral

primario

Feldespatos (K, Na, Ca,

Ar*)Anfíboles

(Ca, Na, Mg, Fe)

Piroxenos(Ca, Mg, Fe)

Micas (K, Mg, Na, Fe,

Ar*)

Óxidos de hierro (Fe y

Ar*)

Olivinos (Fe y Mg)

Carbonatos (Ca y Mg)

Sulfuros (S y Ca)

Fosfatos (P y Ca)



poco evolucionados correspondientes a los órdenes entisoles e inceptisoles; con un

28.79% se encuentran los suelos muy evolucionados, pocos fértiles como los ultisoles y

los oxisoles y con un 7.5% se destacan los mejores suelos agrícolas (andisoles y molisoles)

que apenas cubren 8.5 millones de hectáreas (IGAC, 2012)2.

La textura y la estructura de un suelo determinan su capacidad para formar agregados de

suelo, lo que permite determinar el almacenamiento de agua y nutrientes y proporcionar

un hogar para la biota del suelo debido a la presencia de materia orgánica que ayuda a

crear y estabilizar los poros del suelo y a promover la formación de agregados del suelo.

La textura es una propiedad exclusiva de la fase sólida del suelo fuertemente dependiente

del material parental del suelo; esta propiedad establece las cantidades relativas en que

se encuentran las partículas de diámetro menor a 2 mm en el suelo; estas partículas,

denominadas separados, se agrupan en tres clases, por tamaños: Arena (A), Limo (L) y

Arcilla (Ar) y son definidas como se muestra en la Tabla 2-3 por el sistema Taxonómico

Norteamericano de suelos.

Tabla 2-3. Características, diámetro de partícula y subdivisión de separados en los suelos

[114].

Separado

Rango de

diámetro de

partícula (mm)

USDA

Características Subdivisión de los

separados

Arena 2 – 0.005

Presente en grandes cantidades o en granos muy

gruesos, las partículas individuales se pueden ver

y separar fácilmente. Se satura con poca cantidad

de agua y se seca rápidamente al aire; cuando se

seca se disgrega.

Arena muy gruesa

Arena gruesa

Arena media

Arena fina

Arena muy fina

Limo 0.005 – 0.002

Apariencia suave, sedosa en estado húmedo y su

apariencia polvosa en estado seco.

Limo grueso

Limo medio

Limo fino

Arcilla < 0.002 Es más adhesiva, cohesiva, pegajosa y plástica

que el limo.

Arcilla gruesa

2 Sistema de Información Ambiental de Colombia (siac). Ministerio de Ambiente de Colombia. Consultado en: http://www.siac.gov.co/sueloscolombia

http://www.siac.gov.co/sueloscolombia

Capítulo 2 35

Retiene mucha humedad y se demora para

secarse.

Arcilla fina

La textura del suelo interviene en la aireación, movimiento del agua, retención de humedad,

retención y liberación de iones, disponibilidad de nutrientes, erodabilidad (vulnerabilidad o

susceptibilidad a la erosión), uso y manejo. De acuerdo con el tamaño de las partícula que

determina la textura, un suelo puede clasificarse: a) de textura gruesa: cuando las

partículas predominantes son de tamaño grande y b) de textura fina: cuando las partículas

predominantes son las de menor tamaño. Así mismo, las distintas partículas difieren en

cuanto a sus propiedades fisicoquímicas, por lo que la naturaleza de los suelos minerales

está determinada en gran parte por el grupo de separados que predominan en él [113].

A su vez, las diferentes cantidades en que se presentan los separados del suelo han sido

agrupadas en doce clases texturales que presentan diferentes cantidades de arena, limo

y arcilla, representados en el triángulo textural (Figura 2-2), a partir del cual es posible

determinar la clase textural de un suelo. En el triángulo se ubican los porcentajes de arena,

limo y arcilla, en el pertinente eje del triángulo se proyecta dicho valor siguiendo la dirección

indicada por la flecha, hasta que las tres líneas se intercepten determinando un punto; así

por ejemplo, el suelo utilizado en un experimento que contiene 47.4% de arcilla, 23.5% de

limo y 29.1% de arena, respectivamente se clasifica como suelo arcilloso [91]. En este

sentido, en un suelo Arcillo limoso, el separado dominante es la arcilla, ya que es el

separado que encabeza el nombre de la clase textural; en su lugar, el suelo Franco es

aquel cuyos separados están en una proporción tal que ninguno de ellos domina las

propiedades del suelo; desde el punto de vista de la planta, esta clase textural es la que

presenta un mejor equilibrio entre sus separados [114].



Figura 2-2. Triángulo textural de suelos. Adaptado de [112].

2.3 Propiedades fisicoquímicas del suelo

Las propiedades físicas y químicas del suelo tales como la porosidad, distribución del

tamaño de poro, densidad aparente, el contenido de agua, carbono orgánico disuelto, la

materia orgánica del suelo, el pH, la CIC, la CE y el contenido de nutrientes [28]

representan las propiedades que le permiten al suelo tener las condiciones necesarias

para obtener una adecuada productividad agrícola.

2.3.1 Propiedades físicas del suelo

Porosidad

El espacio de poro o porosidad del suelo se define como la relación del volumen de poro

al volumen total del suelo. Hay tres tipos de poros presentes en el suelo (macro, meso y

microporos) clasificados en función del tamaño [34]. La porosidad en suelos es importante

para la aireación, el movimiento y la retención de nutrientes y agua, también brindan refugio

a los microbios dentro del suelo [34]. El aumento de la porosidad del suelo puede mejorar

las condiciones ambientales del suelo y promover el crecimiento de las plantas [28].

Una de las alternativas para obtener mayor porosidad del suelo es la aplicación de BC

dado que puede tener implicaciones positivas para el movimiento de agua, calor y gases

en el suelo. Sin embargo, también es importante tener en cuenta que la menor densidad

Capítulo 2 37

aparente y la mayor porosidad total pueden no ser siempre beneficiosas para el

crecimiento de las plantas. Si bien la compactación excesiva del suelo reduce la aireación,

el movimiento del agua, el crecimiento de la raíz de la planta y los rendimientos de los

cultivos; a su vez, la compactación ligera puede mejorar el contacto entre la raíz y el suelo

y la conectividad de los poros, permitiendo un mayor transporte de nutrientes y agua a las

raíces de la planta. Generalmente los suelos arenosos parecen ser más sensibles a la

aplicación de BC que los suelos con alto contenido de arcilla [7]. Oguntunde y col. [116]

encontraron que la porosidad de un suelo aumentó de 47.5% a 50.6% después de la

aplicación de BC. Un aumento en la porosidad del suelo se debió a la alta naturaleza

porosa del BC [74] [34].

Distribución del tamaño de poro del suelo

La distribución del tamaño de poro tiene un efecto mayor en el flujo de agua, aire y calor

en relación con la porosidad total, ya que el flujo de energía dentro y a través del suelo

depende más del volumen de poros dentro de un rango de tamaño de poro específico que

del volumen total de poros. Estudios han encontrado que la aplicación de BC altera la

distribución del tamaño de los poros del suelo y su estructura ya que pueden reducir la

proporción de poros drenables [117] y aumentar la proporción de mesoporos [118], puesto

que el aumento en los mesoporos con aplicación de BC podría ser crítico para aumentar

la capacidad del suelo para retener el agua disponible. Los poros de suelo de tamaño

mediano pueden ser más importantes para la retención de agua disponible que los

macroporos y microporos, puesto que los macroporos grandes no retienen el agua

disponible, mientras que los microporos retienen el agua tan fuerte que es posible que gran

parte del agua retenida no esté disponible para las plantas.

Densidad aparente del suelo

La densidad aparente del suelo es un indicador de la fertilidad y la dureza del suelo. La

densidad aparente del suelo se caracteriza por un mayor número de poros, mientras que

la alta densidad aparente del suelo indica un suelo duro, menos poros y una estructura del

suelo pobre. La alta densidad aparente resulta en una baja capacidad ventilatoria que

puede frenar aún más el crecimiento de las raíces, lo que influye en la adsorción de

nutrientes y agua [28]. La adición de BC disminuye la densidad aparente del suelo y

aumenta la porosidad del suelo, alterando el contenido de oxígeno del suelo, mostrando



características beneficiosas para la mineralización del suelo y la disponibilidad de N [119]

y mejorando la capacidad de retención de agua que optimiza el desarrollo de las raíces de

las plantas y la actividad microbiana del suelo [91].

Contenido de agua en el suelo

El valor relativo del agua disponible en el suelo depende de la cantidad y la frecuencia de

las precipitaciones en cualquier estación. La textura y la estructura de un suelo determinan

su capacidad para formar agregados de suelo, lo que ayuda a determinar el

almacenamiento de agua y nutrientes (ver Tabla 2-4). Los espacios o poros que se forman

entre los agregados del suelo son capaces de almacenar agua y proporcionan un hogar

para la biota del suelo. Los suelos con una amplia gama de tamaños de partículas son

inestables y se compactan fácilmente para formar capas densas, a menudo impenetrables

que limitan el crecimiento de las raíces. La materia orgánica ayuda a crear y estabilizar los

poros del suelo, promueve la formación de agregados del suelo y contribuye al

almacenamiento de agua del suelo a través de su capacidad para absorber el agua [113].

El contenido de agua de los suelos está influenciado por la textura del suelo, la estructura

y la cantidad de materia orgánica. El BC cambia la capacidad de retención de agua del

suelo al cambiar la porosidad del suelo [120]. Los BC´s tienen una mejor capacidad de

retención de agua debido a su estructura interna, además, los BC´s aumentan los niveles

de agua, aire y nutrientes en el suelo. Los BC´s son hidrofílicos cuando la superficie se

oxida [121] por lo que aumentan la capacidad de adsorción de agua y de retención de agua

[122].

Tabla 2-4. Influencia de las características del suelo en la capacidad de almacenamiento

de agua [113].

Característica del

suelo

Efecto sobre la estructura del suelo y el

almacenamiento de agua.

Impacto en los cultivos

Aumento del

contenido de arcilla.

Ayuda a formar agregados de suelo con un

tamaño de poro pequeño, lo que aumenta la

capacidad de retención de agua.

Los poros pequeños pueden

dificultar que las plantas extraigan

el agua del suelo en condiciones

de secado.

La mala estabilidad de los

agregados puede dar lugar a

Capítulo 2 39

costras en la superficie,

endurecimiento, anegamiento y

menos agua disponible.

Bajo contenido de

arcilla o limo

Baja capacidad de almacenamiento de agua

y nutrientes dentro de la zona radicular.

Más propenso a desarrollar

repelencia al agua, restringiendo

la entrada de agua.

Estructura deficiente

del suelo

Baja capacidad de almacenamiento de agua.

Mala infiltración de agua.

Mayor riesgo de erosión.

Los rendimientos de los cultivos a

menudo están por debajo del

potencial debido al menor

almacenamiento de agua y el

acceso restringido al agua.

Arcillas de craqueo

Mayor capacidad de almacenamiento de agua

pero espacialmente variable, puesto que el

agua fluye preferentemente hacia las grietas,

mientras que las áreas entre las grietas

permanecen secas debido a la densa

estructura del suelo y al rápido flujo de agua.

Disponibilidad de agua y potencial

de rendimiento determinado por el

patrón de infiltración y la

profundidad del enraizamiento.

Alto contenido de

materia orgánica

La materia orgánica fresca estimula la

actividad biológica, incluida la fauna del suelo,

como las lombrices y las termitas, que a su

vez ayudan a formar los poros del suelo que

aumentan la porosidad del suelo, la infiltración

del agua y la capacidad de agua del suelo.

Mayores rendimientos cuando se

asocian con un mayor

almacenamiento de agua en el

suelo y ciclos de nutrientes.

2.3.2 Propiedades químicas del suelo

Carbono orgánico del suelo

El carbono orgánico total del suelo es uno de varios indicadores clave de la calidad del

suelo y la fertilidad general. Como norma, por cada tonelada de carbono en la materia

orgánica del suelo, alrededor de 100 kg de nitrógeno, 15 kg de fósforo y 15 kg de azufre

están disponibles para las plantas a medida que la materia orgánica se descompone [113].

Materia orgánica del suelo

La materia orgánica del suelo es la principal fuente de nutrientes del suelo. Esta promueve

la actividad de los microbios del suelo y la adsorción de nitrógeno y reduce las pérdidas de

nitrógeno a través de la volatilización [123]. Además, la materia orgánica del suelo puede

mejorar la estructura del suelo y las propiedades físicas, estimulando el crecimiento y el



desarrollo de los cultivos. La materia orgánica activa del suelo es un componente

importante del suelo que influye en el carbono orgánico disuelto, la biomasa microbiana y

la materia orgánica de fracción ligera; además, puede afectar el ciclo del material del suelo

y mejorar la calidad del suelo. A su vez, se ve afectada por la textura del suelo, el contenido

de agua, la temperatura y otros factores, también está relacionado con el pH del suelo y la

CIC. El BC da como resultado un contenido de materia orgánica del suelo más alta que la

aplicación de abono o fertilizante, siempre que se aplique a menos del 10% [28].

pH del suelo

El pH del suelo depende tanto de las características fisicoquímicas del suelo como las de

los BC´s. Hossain y col. [124] encontraron más de 2 unidades de aumento en el pH del

suelo después de la aplicación de BC. De igual forma, se observó un aumento en el pH de

los suelos ácidos después de la aplicación de BC´s producidos a altas temperaturas [120]

[125]. Además, el pH relativamente alto de los BC´s puede atribuirse a la presencia de

grandes cantidades de sales de elementos alcalinos (Na, K, Ca, Mg) y calcita en BC´s

[126]. El pH alto y la presencia de calcita es un atributo útil de los BC´s para neutralizar la

acidez del suelo ácido, pero puede disminuir la disponibilidad de algunos nutrientes en los

suelos calcáreos. Con el aumento en la acidez de los suelos, los cationes básicos se

neutralizan y la fertilidad del suelo se reduce, lo que restringe el crecimiento de los cultivos.

Por otro lado, Castaldi y col. [127] atribuyeron el cambio transitorio en el pH del suelo al

efecto positivo transitorio del BC en la actividad microbiana del suelo.

En general, el aumento en el pH de los suelos modificados con BC´s podría deberse a (i)

la alcalinidad del BC producido a partir de la pirólisis a alta temperatura [128]; (ii) la

formación de carboxilo, hidroxilo y grupos funcionales fenólicos cargados negativamente

en la superficie del material de BC, que reduce la concentración de H+ en soluciones de

suelo [129]; y (iii) la presencia de carbonatos, silicatos, contenido de ceniza y bicarbonatos

que unen H+ a la solución del suelo [130].

Conductividad eléctrica

En un estudio de Zolfi-Bavariani y col [87] de incubación la CE del suelo se incrementó

significativamente mediante la aplicación de BC de estiércol de aves en todas las etapas

del muestreo durante el período de incubación. El aumento de la CE en el suelo en la etapa

Capítulo 2 41

temprana de la incubación pudo ser el resultado de la presencia de sales solubles en agua

en el suelo tratado con BC a alta temperatura. Singh y col. [131] informaron la presencia

de más sales solubles en agua en el BC producido a altas temperaturas; en este estudio,

el rápido aumento de la CE en los suelos tratados con BC de estiércol de aves a 200°C

puede atribuirse a su descomposición más rápida y a la mayor producción de sales

solubles que los BC´s que se producen a mayor temperatura [132].

Capacidad de intercambio catiónico – CIC

Corresponde a la medida de la capacidad que posee un suelo de adsorber cationes y es

equivalente a la carga negativa del suelo. La CIC define la cantidad de sitios disponibles

para almacenar los cationes en el suelo. Los cationes que son sometidos a esta retención

quedan protegidos contra los procesos que tratan de evacuarlos del suelo, como la

lixiviación, evitando así que se pierdan nutrientes para las plantas. Además, como la

retención se hace superficialmente obedeciendo a deferencias de carga electrostática, los

cationes adsorbidos pueden ser intercambiados por otros de la solución del suelo,

convirtiéndose en cationes intercambiables, necesarios en los procesos de nutrición de la

planta. Los cationes más importantes en los procesos de intercambio catiónico, por las

cantidades de ellos que participan en dichos procesos, son Ca2+, Mg2+, K+ y Na+ (las bases

del suelo) y NH4+; en suelos ácidos, a partir de ciertos valores de pH, el Al3+ juega un papel

muy importante en el complejo de intercambio catiónico del suelo constituyendo, junto con

el H+, la acidez intercambiable del mismo [114].

La CIC es un indicador importante de la calidad del suelo, puesto que una alta CIC indica

una alta capacidad para la fijación de nutrientes, que es beneficioso para el crecimiento de

las plantas. Cuando el BC está en contacto con el suelo se produce una carga en la

superficie del BC, que produce adsorción electrostática. Los grupos activos de oxígeno en

la superficie del BC, como ácidos carboxílicos e hidroxilos, reaccionan con cationes

metálicos en el suelo y forman complejos de iones metálicos. Los grupos activos de

oxígeno en la superficie del BC están cargados negativamente, lo que hace que el BC

tenga una alta CIC. Cuando la relación de la adición de BC es 1:100, la CIC del suelo

aumenta en 0.92 cmol kg-1 y continúa aumentando con la adición de BC [28].

El valor que toma la CIC de un suelo también está fuertemente afectado por el valor del

pH al cual se hace la determinación, aumentando el valor de aquella al aumentar el pH.



Cuando el contenido de arcilla y de sesquióxidos de Fe y Al aumenta en el suelo, hay un

mayor aumento de la CIC del mismo por unidad de cambio que se da en el pH [114].

Respecto a la textura del suelo, las arcillas caoliníticas tienen una CIC moderada (≈10

meq/100g), mientras que otras arcillas como la ilita y la esmectita tienen una CIC más alta.

La materia orgánica humidificada tiene una CIC muy alta (250-400 meq/100 g) de acuerdo

con los datos reportados en la Tabla 2-5; por lo que en suelos con bajo contenido de arcilla,

la cantidad de humus y materia orgánica resistente del suelo es cada vez más importante

para el intercambio de nutrientes debido a que su gran área de superficie. La contribución

de la materia orgánica a la capacidad de intercambio catiónico del suelo disminuye con la

profundidad del suelo, lo que disminuye el pH del suelo y aumenta el contenido de arcilla

[113].

Tabla 2-5. CIC para diferentes texturas del suelo y materia orgánica [113].

Textura del suelo CIC (meq/100g)

Arena 1 - 5

Franco arenoso 2 - 15

Franco limoso 10 – 25

Arcillo limoso/Franco arcillo limoso 15 - 35

Arcilla 25 - 150

Materia orgánica 40 - 200

Materia orgánica humificada 250 - 400

2.4 Usos y beneficios de biocarbonizados en suelos.

En los últimos años los BC´s han ganado una atención cada vez mayor debido a que su

uso como enmienda genera un aumento en la fertilidad del suelo [11] [133] y por lo tanto

influye en sus propiedades físicas, químicas y biológicas [100] [134], teniendo así un efecto

regulador en las funciones del suelo [23]. Los BC´s proporcionan diversos beneficios en

términos del rendimiento de cultivos [101], debido a que son ampliamente reconocidos

como adsorbentes de nutrientes [12], pues mejoran la capacidad de retención de nitrógeno,

calcio, fósforo, potasio, magnesio, silicio, hierro, azufre, zinc y sodio [3] [5] [26] [32], por lo

cual, promueven la disponibilidad de nutrientes liberando sus propios nutrientes y

Capítulo 2 43

reciclando los existentes en el suelo, lo cual previene su lixiviación [135] [136]. Así mismo,

aumentan la CIC [85], el almacenamiento de carbono [101] y reducen la demanda de

fertilizantes [137].

Se han utilizado como materiales prometedores en la remediación ambiental [138] [139]

debido a características esenciales como el área superficial y microporosidad. Estudios

[12] han demostrado que los BC´s son eficientes en la adsorción de contaminantes

orgánicos (tanto en el suelo como en el agua) y contaminantes químicos, puesto que son

herramientas que favorecen la descontaminación de pesticidas, metales pesados [133] e

hidrocarburos [58] [140]. Los BC´s pueden disminuir el efecto tóxico de los contaminantes

orgánicos en las plantas y reducir su acumulación [28].

Los BC´s mejoran la compactación del suelo, la porosidad, la permeabilidad, la densidad

del suelo, el contenido de agua y la densidad aparente; promueven la mineralización,

fijación y transformación del nitrógeno orgánico en los suelos para proporcionar una fuente

de nitrógeno para los microbios y aumentar el contenido de nitrógeno. Abundantes y

complicados poros en los BC´s se retienen en los suelos y proporcionan espacio para el

crecimiento y la propagación de microbios, protegiendo a los microbios de un entorno

externo desfavorable y reduciendo la competencia de supervivencia entre los microbios

[28].

Entre otras características, los BC´s conducen a efectos potencialmente beneficiosos

sobre el mejoramiento de los suelos, la productividad de los cultivos y por lo tanto, en el

crecimiento de las plantas debido a que mejora la eficiencia del uso de nutrientes de las

plantas mejorando la retención de nutrientes del suelo durante un período más prolongado

y mediante la liberación lenta de nutrientes según los requisitos de la planta; aumentan el

pH de los suelos ácidos [3], mejoran la estructura del suelo [25], mitigan el cambio climático

al aumentar el almacenamiento de C en el suelo en varios, reducen las emisiones de gases

de efecto invernadero como CO2, CH4 y N2O [56] [21], permanecen particulados por largos

periodos de tiempo [25], disminuyen la lixiviación de macronutrientes solubles, mejoran la

actividad microbiana y la capacidad de retención de la humedad [133].

Una de las características más importantes de su aplicación en suelos es su estabilidad

(grado de aromaticidad), esta tiene una relevancia fundamental porque no solo determina

cuanto tiempo pueden retenerse los BC´s, sino también durante cuánto tiempo pueden



beneficiar el medio ambiente del suelo [27]; además de su resistencia ante la

descomposición microbiana debido a su estructura C aromática recalcitrante que aumenta

el carbono orgánico en el suelo [23]. En consecuencia, para la aplicación de los BC´s en

suelos es considerablemente útil realizar la cuantificación de la aromaticidad de los BC´s,

no solo para la predicción del tiempo medio de residencia, sino también para la

comprensión de las interacciones entre los contaminantes orgánicos hidrofóbicos

presentes en los suelos y los BC´s, lo que permitirá la adsorción de contaminantes

orgánicos por el BC [27].

3. Adsorción de nutrientes por biocarbonizados.

3.1 Biocarbonizados como soporte de nutrientes

Las respuestas del suelo, la planta y el medio ambiente a la adición de BC dependen en

gran medida de su composición, propiedades, las especies de plantas y las condiciones

ambientales y experimentales [23]. En este segmento se hace énfasis en la composición

elemental de los BC`s, la cual depende de la materia prima utilizada y la temperatura de

pirólisis. En este orden, los BC`s derivados de residuos agrícolas tienen un alto contenido

de carbono aromático debido a la mayor cantidad de lignina y celulosa presentes, lo que

le proporciona alta estabilidad y resistencia a la descomposición microbiana [18]. Los

residuos animales tienen altos contenidos de compuestos orgánicos e inorgánicos lábiles,

lo que resulta en BC´s con alto contenido de cenizas, relacionándose positivamente con la

composición química y de nutrientes de la biomasa. Además, los BC`s producidos por

pirólisis lenta contienen más compuestos alifáticos, carbono lábil y nutrientes, por lo que

se consideran beneficiosos para el manejo de suelos agrícolas, mientras que los BC´s

producidos por pirólisis rápida contienen más compuestos aromáticos y carbono fijo, y son

adecuados para el secuestro de carbono del suelo [31]. En la Tabla 3-1 se compilan los

resultados de diversos estudios donde se muestra el contenido de cenizas y de los

elementos mayoritarios con interés a nivel de macro y micronutrientes que presentan BC´s

obtenidos a diferentes temperaturas de pirólisis y clasificados de acuerdo con el tipo de

residuo (agrícola, animal, forestal y municipal). Para todos los tipos de BC´s el contenido

de cenizas aumenta con la temperatura de pirólisis, observándose altos contenidos en

biomasas tales como: cáscara de arroz con 91.25% en base seca, seguido de los desechos

municipales con 53.8% [141] y paja de arroz con 52.0% [142].

De los datos expuestos en la Tabla 3-1 también es posible observar que los principales

elementos como el C, H, O, N y S componen más del 60% de los BC´s, seguidos por

potasio, fosforo, sodio, magnesio y calcio, y en menor proporción manganeso, silicio,



hierro, aluminio, cobre y zinc [28]. Para todas las materias primas el contenido de N en el

BC es inferior al 5%, evidenciándose un alto contenido en el estiércol de pollo con 4.45%

[143], el contenido de hidrógeno es ligeramente superior al de nitrógeno, el contenido de

oxígeno alcanza un máximo del 42.3% en peso para el residuo de desechos de ave de

corral [87], el contenido de S es inferior al 3% en peso y el contenido de C aumenta en

materias primas derivadas de residuos forestales de hasta 92.34% en madera blanca de

albizia [144]. En relación con los elementos inorgánicos, se observa que el contenido de

Ca es ligeramente más alto que el de K y el de Na; lo cual hace estos materiales sean

interesantes ya que, estos iones (Ca2+, K+ y Na+) inciden en las características del suelo y

Según Tan y col. [28] el calcio y el magnesio que aportan los BC`s afectan directamente

el pH del suelo resultando en un tratamiento efectivo para los suelos estériles y arenosos.

Tabla 3-1. Composición química (nutrientes totales) de diferentes fuentes de biomasas.

BC / materia

prima

Tem. de

produc

ción °C

Ceniz

as (%)

Composición química (%)

Referencia C H N O S Ca Mg K P Na Mn Si Fe Al Cu Zn

RESIDUOS AGRICOLAS

Paja de canola

300

500

700

10.7

18.4

28.6

61.6

63.4

54.9

0.19

0.04

0.04

0.16

0.27

0.48

[84]

Bagazo

300

450

600

69.5

78.6

76.4

4.20

3.52

2.93

0.90

0.92

0.79

24.4

15.5

18.3

0.46

0.83

0.91

0.14

0.18

0.21

0.27

0.25

0.15

0.05

0.07

0.08

[145]

Paja de trigo

300

400

500

25.0

37.0

46.0

51.7

62

66.2

1.38

0.94

0.85

0.63

0.83

0.87

0.45

0.56

0.69

3.00

3.20

3.60

0.26

0.3

0.34

[142]

Paja de arroz

300

400

500

31.0

40.0

52.0

45.2

55.5

63

1.15

0.98

0.85

0.91

0.98

13.3

0.81

0.96

1.13

3.60

4.10

4.80

0.11

0.13

0.14

[142]

Paja de arroz 600 10.7 78.5 0.70 13.4 0.49 1.56 0.23 [146]

Paja de

algodón

600 2.9 74.8 0.69 17.6 1.17 4.08 [146]

Paja de trigo 600 8.1 72.9 0.81 17.2 2.08 0.42 1.82 [146]

Paja de maíz 600 3.2 72.0 1.09 18.3 0.52 0.79 4.57 0.26 [146]

Paja de trigo 0.50 0.9 0.1 3.60 5.50 [147]

Paja de maíz 0.49 0.06 0.73 0.08 [147]

Paja de soja 4.63 0.9 0.03 0.20 0.15 [148]

Cáscara de

caco sin lavar

17 70.0 1.60 1.40 37a 33a 127a 0.31a [149]

Mazorca de

maíz sin lavar

13 66.0 2.60 0.60 2a 2a 24a 0.08a [149]

Maíz 58.8 1.06 0.37b 8.64b 7.10b 19.0b 2.35b 7.30b 115 [33]


Trigo/cebada 60.8 1.41 12.6b 9.88b 1.26b 1.94b [33]

Cáscara y paja

de arroz

43.6 1.40 3.90b 0.70b 1.20b [33]

Sorgo 56.4 0.74 4.14b 2.34b [33]

Rastrojo de

soja

75.4 1.59 0.40 [33]

Cáscara de

maní

75.3 1.83 0.90b 3.30b 1.48b 11.0b 2.05b [33]

Cáscara de

avellana

77.5 0.52 3.13b 0.61b 4.73b 0.32b [33]

Bagazo 78.6 0.87 7.33a 1.77b 2.23b 0.67b 0.43b [33]

Residuos de

comida

44.4 3.28 51.8b 4.93b 19.2b 6.64b [33]

Cáscara de

arroz

430 29 14.4b 16.5b 2b 27.3b 8b 6.7b 34b [9]

Ensilado de

sorgo

385 40 332.4b 22.8b 1.5b 24.44b 7.1b 4.75b 29.6b [9]

Cáscara de

arroz

46.5 40.2 0.17 0.13 0.48 0.15 0.14 [144]

Cáscara de

arroz

300

500

63.5

91.2

44.0

35.7

2.00

0.88

0.04d

0.07d

0.65d

1.09d

14.51d

20.54d

1.80d

3.48d

0.34d

0.35d

0.08d

0.18d

0.00d

0.00d

0.02d

0.00d [150]

Orujo de uva 300

500

25.6

48.3

49.6

19.9

1.60

0.74

1.13d

1.72d

4.86d

6.93d

164.7d

219.2d

3.63d

5.99d

0.12d

0.17d

1.75d

2.64d

1.02d

1.37d

0.09d

0.15d [150]

Cáscara de

almendra

472 3.4 89.4 0.53 0.74 0.02 [92]

Paja de trigo 368 25.1 84.4 0.83 0.8 0.08 [92]

RESIDUOS FORESTALES

Madera blanca

de albizia

5.98 92.3 0.60 0.16 0.77 0.10 0.25 [144]

Filtro de

aserrín

385 15 430.4b 12.4b 1.3b 17.8b 3.9b 3.5b 16.7b [9]

Capítulo 3 49

Maderas

blandas

74.6 0.79 0.23b 20.7b 18.0b 16.9b 0.74b 9.64b 1.38b [92]

Madera dura 388.3b 552.6b 2.10b 82.26b 135.80b 118.90b 3.18b 1.93b 5.72b 0.17b 6.22b 0.62b [151]

Madera blanda 596.3b 287.0b 2.30b 103.20b 103.40b 92.10b 3.60b 2.19b 7.23b 0.28b 9.64b 7.09b [151]

Conocarpus

200

400

600

800

4.5

5.3

8.6

8.6

64.2

76.8

83.0

85.0

3.9

2.8

1.2

0.6

0.69

0.87

0.71

0.90

26.6

14.2

6.55

4.87

2.28

1.72

0.91

0.58

43.40

51.80

64.70

67.50

3.43

3.98

4.79

7.81

0.38

0.54

0.9

1,15

0.84

0.88

1.11

1.34

[31]

Madera de

roble

400

600

12.1

13.4

70.9

79.2

3.6

2.0

0.40

0.30

12.9

3.5

2.70

0.31

0.20

0.90

0.20

0.10

0.10

[2]

Madera de

abeto Douglas

500 2.0 72.4 3.9 0.20 21.4 0.20 0.04 0.15 0.02 [152]

Palmera

datilera

300

400

500

600

700

800

14.4

16.3

19.7

20.7

21.1

21.4

57.9

66.8

72.3

72.9

73.4

74.6

4.0

3.5

2.1

1.7

1.1

0.8

0.54

0.45

0.42

0.39

0.35

0.31

20.8

11.4

4.5

3.28

3.19

2.27

2.14

1.36

1.02

0.98

0.85

0.54

4.85

6.04

5.81

7.77

7.65

8.08

1.53

1.57

1.93

1.90

1.92

2.02

2.18

2.17

2.23

2.58

2.69

2.71

[83]

Bamboo

300

450

600

66.2

76.9

80.9

4.7

3.5

2.4

0.4

0.23

0.15

27.7

16.1

14.9

0.22

0.29

0.34

0.14

0.19

0.23

0.30

0.35

0.52

0.24

0.36

0.54

[145]

Astilla de pino 450 83.7 0.36 0.33 0.05 0.17 0.02 [106]

Poda de olivo 450 75.5 1.10 2.85 0.21 0.92 0.15 [106]

Astilla de pino 428 4.4 62.8 0.37 0.24 0.04 [92]

RESIDUOS ANIMALES

Estiércol de

cerdo

400

600

27.5

34.5

20.3e

28.9e

15.7e

21.3e

16.2e

35.3e

22.1e

28.2e

455d

513d

5392d

6674d

617d

834d

156d

180d

585d

770d [109]

Estiércol de

aves

35.3 2.15 9.26b 103b 12.2b 60.2b 33.1b 2.91b [33]


Estiércol de

pavo

31.8 2.02 8.25b 48.0b 29.0b 23.4b 60.8b 6.16b 472b [33]

Estiércol de

cerdo

44.9 2.79 8.25b 48.0b 29.0b 23.4b 60.8b 6.17b 472b [33]

Estiércol de

vaca

58.1 2.37 2.70b 26.9b 11.8b 17.2b 8.59b 5.87b 107b [33]

Estiércol de

ganado

48.5 1.90 4.25b 28.8b 9.93b 40.6b 9.17b 2.86b 114b [33]

Desechos de

ave de corral

400

600

0.79

0.8

52.1

52.8

5.85

4.00

0.79

0.8

3.59

2.03

2.40

1.57

[109]

Estiércol de

cerdo

400

600

0.24

0.39

54.9

57.9

2.23

1.79

0.24

0.39

2.13 1.62

3.53

0.97

1.55

[109]

Desechos de

ave de corral

250

300

350

400

1.14

1.25

1.50

1.76

4.97

5.35

6.45

7.01

1.86

2.06

2.35

2.55

[153]

Estiércol de

cabra

400

500

600

700

800

42.7

42.3

44.9

42.6

43.6

1.7

1.5

1.2

0.9

0.8

2.10

1.90

1.20

1.30

1.10

30.1

23.4

20.2

22.2

21.7

6.7

7.9

9.4

8.3

9.3

2.40

2.90

3.20

3.00

3.30

2.90

3.30

3.40

3.20

3.30

3.80

4.40

5.30

4.80

5.00

[154]

Desechos de

ave de corral

200

300

400

39.7

42.4

57.9

5.6

5.3

3.4

42.3

39.1

31.9

3.39

4.13

5.59

1.05

1.26

1.72

[87]

Estiércol de

vaca

350

700

24.2

39.5

2.60

1.51

1.43

2.31

1.00

1.69

[143]

Estiércol de

pollo

350

700

30.7

46.2

4.45

2.07

4.85

7.40

2.08

3.12

[143]

Estiércol de

vaca

350

700

28.7

44.0

3.64

1.70

32.00

4.91

1.14

1.76

[143]

Capítulo 3 51

Estiércol de

pavo

350

700

34.8

49.9

4.07

1.94

4.01

55.9

2.62

3.66

[143]

RESIDUOS MUNICIPALES Y/O BIOSÓLIDOS

Desechos

municipales

400

600

50.1

53.8

39.9

40.1

3.7

1.1

1.70

1.40

4.2

3.2

5.3

8.1

0.5

0.5

0.90

0.90

0.50

0.50

[2]

Lodos de

aguas

residuales

térmicamente

secos

22.3 1.20 2.26 4.0 1.01 89.11d 11.83d 9.09d 51.19d 3.84d 42.65d 42.65d 767d 3074d

[155]

Desperdicios

de aves

56.6 26.3b 11.0e 49.1e 13.5e 72.0e 27.1e 15.2e 0.87e 2.37e 4.79e 0.80e 1.05e [156]

Desperdicios

de aves

400

600

25.3

35.4

28.3e

35.9e

17.3e

24.0e

38.8e

58.8e

20.0e

28.7e

1099d

1437d

2909d

4311d

537d

777d

349d

366d

1164d

1633d [109]

Residuos de

poda de jardín

300

500

20.5

22.5

66.2

77.7

0.1

0.04

1.22

1.21

35.30

13.50

[24]

Las unidades para cada de los datos presentados corresponden a: a cmolc kg char -1, b mg kg-1, c mg kg, d mg/g-1, e g/kg-1

Mukome y col. [157] encontraron que los BC`s de estiércol y pasto tienen menos cenizas

y una relación C/N más baja que BC`s producidos a partir de maderas con mayor contenido

de C en detrimento de otros nutrientes presentes en la materia prima específicamente para

el N [51]. Una mayor concentración de N en los BC`s a base de estiércol puede atribuirse

al alto contenido de proteína [1], por lo que, los BC`s de plantas presentan desventaja en

términos de actuar como una fuente directa de nutrientes [51] y la selección de materia

prima, influye en las características del producto final sugiriendo que los BC´s de estiércol

tienen mayor cantidad de N disponible. De acuerdo con Wang y col. [158] compararon la

disponibilidad de nutrientes entre los BC`s derivados de estiércol y biosólidos, este estudio

demostró que el fósforo disponible aumenta con la adición de BC`s de estiércol de vaca

debido a que el fósforo se asocia con compuestos de calcio y magnesio más fácilmente

solubles. Por su parte, Hossain y col. [159] encontraron que los BC´s de lodos de aguas

residuales muestran concentraciones elevadas de N y P.

Wu y col. [160] produjeron ocho BC`s de biomasa residual (leñosas, herbáceas, estiércol

y fango) usando el método de pirólisis lenta, estos autores estudiaron la liberación de

diferentes nutrientes (N, Ca, Mg y K), concluyendo que el tipo de materia prima y la

temperatura de pirólisis desempeñan un papel significativo en la regulación de las

diferentes propiedades físicoquímicas de BC`s; La influencia de la temperatura de pirólisis

en el contenido total de nutrientes en BC´s difiere según la duración del período de reacción

de la pirólisis; puesto que, el aumento de la temperatura durante la pirólisis lenta tiende a

aumentar el contenido total de nutrientes en comparación con la pirólisis rápida, ya que

esta última puede dar como resultado una conversión incompleta de carbono a formas más

recalcitrantes que conducen a BC´s más fácilmente mineralizables [33]. de acuerdo con

Faz y col. [161] los BC`s elaborados a partir de residuos de cultivos, estiércol de cerdo y

desechos sólidos municipales a temperaturas inferiores a 500 °C presentan menos

nutrientes disponibles (N, P y K) que a temperaturas mayores a los 500°C. Además,

Rehrah y col. [162] encontraron que el contenido de cenizas de los BC`s (papel, madera

dura y materiales mixtos) también aumenta con la temperatura de carbonización,

aumentando consecutivamente el contenido de carbono en BC, con 97% de carbono para

madera dura y 62% para materiales mixtos a 750 °C.

Los rendimientos totales de BC a base de estiércol de cerdo en un cultivo de raigrás se

relacionaron con el contenido de nutrientes (NPK) y con las características mejoradas del

suelo (químicas y biológicas). Esto muestra que los BC`s de baja temperatura o pirólisis



lenta (400°C) pueden utilizarse como fertilizantes NPK potenciales con un valor

significativo [109]. Cantrell y col. [51] observaron una respuesta similar en los BC`s de

estiércol, atribuyendo sus hallazgos a la posible presencia de compuestos heterocíclicos

recalcitrantes que contienen nitrógeno, estos compuestos probablemente se volatilizan a

mayores temperaturas de pirólisis. También se ha observado una pérdida en el contenido

total de fósforo con temperaturas de pirólisis crecientes. La variabilidad de los nutrientes

en los BC`s al aumentar la temperatura se debe a su volatilidad y al efecto de la

temperatura de pirólisis tanto en la composición como en la estructura química de los BC´s

[5]. Knicker [163] demostró que los compuestos que contienen fósforo pueden volatilizarse

cerca de 760 ºC, lo que explica la disminución del contenido total de fósforo cuando las

materias primas se pirolizan a temperaturas superiores a 800 ºC.

Al aumentar la temperatura de pirólisis, Al-Wabel y col. [31] encontraron que los nutrientes

minerales (N, P, K, Ca y Mg), la CE, el contenido de cenizas, pH, carbono fijo y grupos

funcionales básicos aumentaron en un BC de conocarpus; mientras que el rendimiento,

carbono lábil, el contenido total de H, O y S y los grupos funcionales ácidos disminuyeron.

Estos autores también encontraron que las concentraciones de H, O, N y S disminuían con

el aumento de la temperatura de pirólisis, lo que podría deberse a la pérdida de grupos

funcionales superficiales que contienen O e H a través de la deshidratación. Yuan y col.

[164] encontraron que un BC de lodo cloacal preparado a una temperatura alta (700 °C)

contenía menos N total y N soluble en agua pero más P y K y P soluble en agua. Además,

durante el proceso de pirólisis de BC´s, el calentamiento hace que algunos nutrientes se

volatilicen, especialmente en la superficie del material, mientras que otros nutrientes se

concentran en el BC restante [165].

Además, el aumento de los nutrientes en BC´s está directamente relacionado con el

aumento en el pH del suelo. Por lo general, BC´s de cáscara de arroz tienen un pH alto,

por lo tanto, el suelo tratado con estos BC´s también adquiere un pH alto y al mismo tiempo

cuenta con una alta CIC y alto contenido de fósforo y potasio. La disponibilidad de

nutrientes en el suelo antes del tratamiento es menor debido al bajo pH del suelo, la

aplicación de BC´s aumenta el pH del suelo y también aumenta la disponibilidad de

nutrientes para las plantas. Estos resultados son coherentes con el hecho de que los BC´s

aumentan los niveles de nutrientes, como el magnesio. Además, la aplicación de BC´s

disminuye la lixiviación de fósforo y provoca que el calcio se vuelva cada vez más

Capítulo 3 55

disponible, ya que la superficie cargada negativamente de los BC´s atrae a los iones con

carga positiva, como el calcio, y lo pone a disposición de las plantas. Sin embargo, el calcio

en todos los tratamientos del suelo todavía se considera un nutriente escaso [5].

3.2 Estudios de caracterización de BC

Con el objetivo de identificar los mecanismos moleculares subyacentes a la retención de

nutrientes aniónicos y catiónicos y evaluar el impacto de BC´s en la estabilidad a largo

plazo, es decir, su potencial de secuestro de carbono, es necesario llevar a cabo un mapeo

elemental utilizando análisis con técnicas tales como: FTIR, RMN, XPS y EAA para medir

calcio, magnesio y potasio, entre otros [166], las cuales resultan importantes para

identificar grupos funcionales característicos que son responsables de la adsorción de

iones y, SEM o TEM para identificar la morfología de los materiales [167].

Stella y col. [63] realizaron un análisis para identificar el tamaño de poro y los grupos

funcionales presentes en la superficie de tres BC´s, esto con el fin de establecer las

interacciones químicas entre el BC y el medio ambiente, las cuales están directamente

relacionadas con su química de superficie. Los BC´s de vaina de guisante (Pisum sativum),

hojas de col (Brassica oleracea) y desechos de cáscara de naranja (Citrus sinensis), se

carbonizaron a diferentes temperaturas, de 100 a 600 °C durante 1 h y se caracterizaron

por FTIR y SEM-EDX para determinar los grupos funcionales presentes en la superficie y

su morfología y composición respectivamente. De acuerdo con el análisis FTIR de vaina

de guisante se encontraron una banda a 3408 cm-1 correspondiente al grupo carboxílico

de estiramiento O-H; una a 1600 cm-1 asignada a enlaces C=C conjugados; otra banda a

alrededor de1417 cm-1 correspondiente a vibraciones C-H en el plano; una a 1060 cm-1

correspondiente estiramiento C-O típico de alcoholes secundarios.

El espectro FTIR del BC de hojas de col muestra seis bandas fuertes en la región de 3400-

600 cm-1. Las bandas alrededor de 3397 y 1582cm-1 corresponden al estiramiento del

enlace O-H y al estiramiento C=C en anillos aromáticos respectivamente. También pueden

observarse bandas que indican la presencia de enlaces C-H de grupos alquenos, C-H de

anillos fenilo de estiramientos C-O de alcoholes en torno a 1437, 1093, y entre 875-602

cm-1 respectivamente. Las bandas en el espectro FTIR de BC derivados de cáscara de

naranja muestran la presencia de grupos O-H a 3500-3353 cm-1; estiramientos C-H de los



grupos metilo, metileno y metoxi alrededor de 2920 cm-1, grupos amina N-H que se

presentan a 1592 cm-1, compuestos nitro elásticos a 1374 cm-1 y un banda a 780 cm-1

correlacionada con la flexión C-H aromática [63].

De acuerdo con los resultados obtenidos por FTIR los grupos funcionales de superficie de

las tres muestras de BC´s fueron grupos hidroxilo, metilo, carboxílico y alqueno. Dado que,

los aniones superficiales desempeñan un papel vital en la adsorción de nutrientes

disponibles en el suelo se calculó el número total de aniones encontrando la concentración

más alta para el BC de vaina de guisante (4.25 mmol H+ Eq/g C) seguido del de cáscara

de col (4.15 mmol H+ Eq/g C) y cáscara de naranja (4.05 mmol H+ Eq/g C) [63]. Este hecho

se atribuye a la presencia de heterociclos de nitrógeno y oxígeno que son responsables

del origen de los aniones de superficie negativos en BC. De otro lado, Lawrinenko y Laird

[168] estudiando BC´s de celulosa con una CIC superior de 4 a pH 8, encontraron que la

presencia de otros aniones como oxonio o piridinio también contribuyen a la capacidad de

intercambio aniónico en BC.

De acuerdo con Ahmad y col. [20] encontraron que a medida que la temperatura de

carbonización aumenta, la humedad, los contenidos de H, N y O y el rendimiento del BC

disminuye; así mismo, se favorece la eliminación de los grupos funcionales superficiales

con la consecuente disminución de la acidez y polaridad de la superficie y el aumento de

la aromaticidad. Estos hallazgos concuerdan con lo reportado por Mishra y col. [91] en el

que, a partir del análisis FTIR de BC de cáscara de arroz reveló la ausencia del grupo

hidroxilo; al mismo tiempo, el aumento del pH del suelo aumenta la disponibilidad de

nutrientes y con ello su CIC en las plantas mejorando su crecimiento.

Zhao y col. [26] estudiaron las propiedades morfológicas y texturales por SEM, FTIR y

titulación de Boehm de BC´s de ramas de manzano, pirolizados a 300, 400, 500 y 600 °C,

encontrando que el aumento de la temperatura incrementa el contenido de carbono fijo, el

contenido de carbono y minerales inorgánicos (K, P, Fe, Zn, Ca, Mg), mientras que el

rendimiento, el contenido de materia volátil, de O y de H, la CIC y las proporciones de O/C

e H/C disminuyeron. La comparación entre las diferentes muestras indica que el pH más

alto y el contenido de ceniza se observaron a 500 °C. El número de grupos funcionales

ácidos disminuyó en función de la temperatura de pirólisis, especialmente para los grupos

funcionales carboxílicos. En contraste, se encontró una tendencia inversa para los grupos

funcionales básicos. Estos resultados muestran la importancia de los BC´s con

Capítulo 3 57

características específicas en su química superficial para su aplicación en la adsorción y

desorción de sustancias, por ejemplo, nutrientes del suelo [20].

3.3 Cinética e isotermas de adsorción y desorción.

Yao y col. [12] usando BC de hojas de tomate, enriquecido con magnesio y pirolizado a

600°C, desarrollaron un estudio cinético para evaluar la adsorción de fósforo de una

solución acuosa a partir de experimentos por lotes en los que se encontró que la adsorción

de fósforo en el BC estaba controlada por una cinética relativamente lenta que permitió

obtener una capacidad máxima de adsorción de fósforo de 100 mg g-1. En este estudio, se

usaron los modelos de pseudo primer orden, pseudo segundo orden, el de tercer orden de

Ritchie y el modelo de Elovich que considera la contribución de la desorción, de acuerdo

con las siguientes ecuaciones:

𝑑𝑞𝑡

𝑑𝑡= 𝑘1(𝑞𝑒 − 𝑞𝑡) 𝑃𝑟𝑖𝑚𝑒𝑟 𝑜𝑟𝑑𝑒𝑛 (Ec. 3.1)

𝑑𝑞𝑡

𝑑𝑡= 𝑘2(𝑞𝑒 − 𝑞𝑡)2 𝑆𝑒𝑔𝑢𝑛𝑑𝑜 𝑜𝑟𝑑𝑒𝑛 (Ec. 3.2)

𝑑𝑞𝑡

𝑑𝑡= 𝑘𝑛(𝑞𝑒 − 𝑞𝑡)𝑛 𝑇𝑒𝑟𝑐𝑒𝑟 𝑜𝑟𝑑𝑒𝑛 𝑑𝑒 𝑅𝑖𝑐ℎ𝑖𝑒 (Ec. 3.3)

𝑑𝑞𝑡

𝑑𝑡= 𝛼 𝑒𝑥𝑝(−𝛽𝑞𝑡) 𝐸𝑙𝑜𝑣𝑖𝑐ℎ (Ec. 3.4)

donde qt (mg·g−1) y qe (mg·g−1) son la cantidad de fósforo adsorbida en el tiempo (t) y en

el equilibrio respectivamente, k1 (h−1), k2 (g·mg−1· h−1) y kn (gn−1·mg1−n · h−1) son las

constantes de velocidad de adsorción de primero, segundo y tercer orden, α (mg · g−1·h−1)

es la tasa de adsorción inicial y β (g·mg−1) es la constante de desorción. Estos modelos

describen la cinética del sistema basada en la adsorción mono-, bi-, y n-nuclear con

respecto a la capacidad adsorbente, donde el modelo de tercer orden (n = 1.74) se ajustó

mejor con un R2 de 1.00, sugiriendo que la adsorción de fósforo en el BC podría controlarse

mediante múltiples mecanismos con una capacidad de máxima adsorción mayor que 100

mg·g-1. Estos resultados son un indicativo del potencial del BC como adsorbente y a la vez

como fertilizante cuando la carga de fósforo excede el 10% [12].

En relación con los estudios de adsorción, se usaron las siguientes ecuaciones [169] [170]:



𝑞𝑒 =𝐾𝑄𝐶𝑒

1+𝐾𝐶𝑒 𝐿𝑎𝑛𝑔𝑚𝑢𝑖𝑟 (Ec. 3.5)

𝑞𝑒 = 𝐾𝑓𝐶𝑒𝑛 𝐹𝑟𝑒𝑢𝑛𝑑𝑙𝑖𝑐ℎ (Ec. 3.6)

𝑞𝑒 =𝐾𝑙𝑓𝑄𝐶𝑒

𝑛

1+𝐾𝑙𝑓𝑄𝐶𝑒𝑛 𝐿𝑎𝑛𝑔𝑚𝑢𝑖𝑟 − 𝐹𝑟𝑒𝑢𝑛𝑑𝑙𝑖𝑐ℎ (Ec. 3.7)

𝑞𝑒 =𝐾𝑟 𝐶𝑒

1+𝑎𝐶𝑒𝑛 𝑅𝑒𝑑𝑙𝑖𝑐ℎ − 𝑃𝑒𝑡𝑒𝑟𝑠𝑜𝑛 (Ec. 3.8)

𝑞𝑒 =𝑅𝑇

𝑏ln(𝐴𝐶𝑒) 𝑇𝑒𝑚𝑘𝑖𝑛 (Ec. 3.9)

donde K (L · mg−1), Kf (mg(1−n)·Ln·g−1), Klf (Ln·mg−n) y Kr (L·g−1) son términos relacionados

con las energías de interacción, el coeficiente de afinidad de Freundlich, el parámetro de

afinidad de Langmuir-Freundlich y la constante Redlich-Peterson respectivamente. Q

(mg·g−1) es la máxima capacidad de adsorción de Langmuir; Ce (mg·L-1) es la

concentración del adsorbato en el equilibrio, n (adimensional) es la constante de linealidad

de Freundlich, a (Ln·mg−n) es la constante de isoterma de Redlich-Peterson, y b (J·g·mg−1)

y A (L·mg−1) son constantes isotérmicas de Temkin. Respecto al modelo de Langmuir, este

supone una adsorción de monocapa sobre una superficie homogénea sin interacciones

entre las moléculas adsorbidas, mientras que los otros modelos son ecuaciones empíricas

o semiempíricas, que a menudo se usan para describir procesos de adsorción

heterogéneos [12] [169] [170].

Yao y col. [12] estudiaron la adsorción de fósforo obteniendo los resultados que se

muestran en la Figura 3-1 donde se observa que todos los modelos usados reproducen los

datos de adsorción, excepto el de Freundlich. De acuerdo con los parámetros que se

muestran en la Tabla 3-2 se evidencia que los modelos que presentan mejores ajustes son

los de Langmuir − Freundlich y Redlich – Peterson, por lo que la interacción entre fósforo

y el BC podría verse afectada por el proceso de Langmuir y de Freundlich, confirmando los

resultados del estudio cinético en el que la adsorción de fósforo en el BC podría ser regida

por variados mecanismos.

Capítulo 3 59

Figura 3-1. Datos de cinética de adsorción (a) e isoterma (b) y modelado del fosfato en el

BC de ingeniería. Los símbolos son datos experimentales y las líneas son resultados de

modelos [12].

Tabla 3-2. Valores de parámetros de ajuste óptimo de simulaciones de modelos de cinética

de adsorción de P, isotermas y cinética de desorcióna [12].

Parámetro 1 Parámetro 2 Parámetro 3 R2

Cinéticas de Adsorción

Primer orden

k1 = 0.337 ± 0.084 (h−1) qe = 11.950 ± 0.800 (mg·g−1) 0.989

Segundo

orden

k2 = 0.032 ± 0.004 (g·mg−1·h−1) qe = 13.260 ± 0.33 (mg·g−1) 0.999

n_th

orden kn = 0.406 ± 0.038 (gn−1·mg1−n·h−1) qe = 12.820 ± 0.57 (mg·g−1) Ce = 11.740 ± 1.490

(mg·L−1) 1.000

Elovich β = 2.390 ± 0.439 (g·mg−1) α = 2.538 ± 0.851 (mg·g−1·h−1) 0.975

Isotermas de Adsorción Langmuir K = 0.090 ± 0.067 (L·mg−1) Q = 116.600 ± 26.590 (mg·g−1) 0.972

Freundlich Kf = 21.690 ± 23.400 (mg(1−n) Ln·g−1) n = 0.342 ± 0.263 0.850

Langmuir –

Freundlich

Klf = 0.023 ± 0.054 (Ln·mg−n) Q = 103.800 ± 17.36 (mg·g−1) n = 1.749 ± 1.219 0.991

Redlich - Peterson

Kr = 0.015 ± 0.028 (L·g−1) a = 7.082 ± 2.866 (Ln·mg−n) n = 1.298 ± 0.326 0.994

Temkin b = 129.700 ± 55.900 (J·g·mg−1) A = 2.008 ± 2.832 (L·mg−1) 0.912

Cinéticas de Desorción

Segundo

orden

kds = 0.126 ± 0.122 (L·mg−1·h−1) Ce = 11.740 ± 1.490 (mg·L−1) 0.916

aNivel de confianza = 95%

Yin y col. [171] evaluaron la adsorción de amonio y fosfato en BC´s pirolizados a 300, 500

y 700°C encontrando capacidades máximas de adsorción de amonio de 93.61, 16.95 y

23.07 mg/g, respectivamente, coincidiendo con Yao y col. [12] y Fang y col. [172] en que



el mejor modelo de aplicación es el de Langmuir-Freundlich. La interacción entre el BC y

el amonio se fortalece cuando la relación de 1/n es pequeña, en este estudio el valor de

1/n aumentó con la temperatura, por lo cual se deduce que el BC de baja temperatura

(300°C) mostró mejores características para la adsorción de amonio.

Para el caso de fosfato, un BC producido a 700°C muestra una fuerte adsorción

alcanzando el equilibrio en 12 h y ajustando al modelo de pseudo segundo orden y los de

Freundlich y Langmuir-Freundlich; dado que, la capacidad máxima de adsorción de fosfato

es de 116.58 mg/g, se considera que podría usarse como un fertilizante eficiente para

eliminar fosfato [12] [171]. Zeng y col. [173], encontraron que los datos de adsorción se

ajustaron a los modelos de isotermas de Freundlich y Langmuir para describir la adsorción

de amonio y fosfato en BC, aunque el modelo de Freundlich se ajusta a los datos

ligeramente mejor que el modelo Langmuir, con coeficientes de correlación que van desde

0.947 a 0.964. Aunque este resultado difiere de otros estudios, en los que muestran que

la adsorción de fosfato se ajusta mejor a la isoterma de Freundlich que al modelo de

Langmuir debido a la precipitación de fosfato [174].

Trazzi y col. [167] y Gao y col. [175] estudiaron la adsorción de fosfato en muestras de BC

cuando se analizan los modelos de isoterma de Langmuir y Freundlich. La isoterma de

Langmuir asume una adsorción uniforme, mientras que la isoterma de Freundlich sugiere

una superficie heterogénea con una distribución no uniforme de calor de adsorción sobre

la superficie. El modelo de Langmuir dio los valores más altos de R2, lo que muestra que

la adsorción podría describirse mejor con ese modelo. En Martínez y col. [134] demostraron

que la adsorción aumenta cuando la concentración de fósforo en la solución aumenta para

todos los tratamientos (diferentes porcentajes de suelo/BC). La comparación de isotermas

obtenidas en este estudio sugiere que la influencia del BC es mayor en los niveles más

altos de fósforo y en los altos porcentajes de BC agregado. Sin embargo, se encontró que

cuando la concentración de fósforo aumenta, la adsorción es más sensible a la adición de

BC. Los parámetros de isoterma de Langmuir indican que un suelo recolectado en el

“Centro Agrícola de Marengo” ubicado en la sabana de Bogotá (Cundinamarca, Colombia),

presenta una alta capacidad de fijación de fósforo y muestra que la adsorción de fósforo

disminuye cuando aumenta la proporción de BC, siendo este comportamiento análogo al

que se encuentra en otros tipos de BC´s aplicados a suelos ácidos [145] [176] [177].

Capítulo 3 61

3.4 Adsorción.

La adsorción es un proceso físico que se produce por interacciones débiles de largo

alcance (fuerzas de Van der Waals), lo que permite que partículas, moléculas, o iones

queden atrapados o retenidos sobre la superficie de un material. La sustancia que se

adsorbe se llama adsorbato y el material que se emplea para su adsorción es el adsorbente

o sustrato. Dependiendo de las fuerzas de interacción entre el adsorbato y el adsorbente,

se define el tipo de proceso de adsorción. En los procesos de remoción se busca evitar

que las moléculas se transformen o degraden, por ruptura o por intercambio de grupos

funcionales, evitando la generación de compuestos más reactivos y tóxicos que el

compuesto original [178].

La adsorción es el proceso que controla el transporte, la transformación química y los

procesos biológicos que se van a dar sobre los compuestos orgánicos. Mientras, la

desorción es el paso del adsorbato del estado adsorbido a la fase líquida o gaseosa. La

desorción puede ser total, en cuyo caso se habla de adsorción reversible, o parcial cuando

una parte del adsorbato se une de manera irreversible [179]. La irreversibilidad o histéresis

es un fenómeno importante, ya que determina en gran medida la biodisponibilidad de

compuestos en el suelo [180] causado por la formación de enlaces irreversibles,

eliminación de partículas sólidas durante la desorción, cambios del pH, degradación y/o

cristalización del compuesto.

La incorporación de BC en suelos como enmiendas orgánicas tiene efectos positivos en

las funciones del suelo ya que actúa como un fertilizante al guardar nutrientes y aumentar

las cantidades solubles y/o retenidas de nutrientes debido a las características de carga y

superficie de BC´s [181] [182] [183], lo que resulta en un aumento en el contenido y la

absorción de nutrientes por las plantas, mejorando así el rendimiento de cultivos y por lo

tanto las propiedades generales del suelo, la eficiencia en el uso de nutrientes, liberación

de nutrientes y/o retención, una nutrición equilibrada de las plantas y una mayor

disponibilidad de nutrientes para las plantas [184] [185]. En el suelo se ha demostrado que

el efecto del BC sobre la retención de nutrientes y la lixiviación varía dependiendo de la

carga del BC, de la temperatura de pirólisis, de la cantidad de aplicación, de la textura del

suelo, del pH del suelo, de las especies de nutrientes, de la hidrofobicidad y del

envejecimiento del BC [186] [187].



Un valor de CIC alto de BC´s en suelos permite que los BC´s retengan los cationes por

intercambio de cationes y una alta área superficial, porosidad interna y la presencia de

sitios de superficie polares y no polares en BC`s, que le permiten adsorber nutrientes [188].

Además, los BC`s pueden contener nutrientes esenciales en sí mismos [189] que podrían

conservarse [190] y luego a lo largo del tiempo, podrían ser liberados y posteriormente

utilizados por las plantas [188]; razón por la cual los BC`s se han ganado la denominación

de fertilizante de liberación lenta [137] [161] [191].

Se requiere un fertilizante de liberación lenta para liberar gradualmente nutrientes al suelo

a lo largo de la temporada de crecimiento y proporcionar la mayoría de los nutrientes a la

planta sin pérdidas por lixiviación [67]. Lehmann y col. [120] sugirieron dos enfoques

básicos para reducir la capacidad de lixiviación de nutrientes y aumentar sus tasas de

retención: 1) los BC`s pueden actuar como un agente de liberación lenta de nutrientes; y

2) los sitios de adsorción se mejoran como resultado de la aplicación de BC, que contribuye

a la retención de nutrientes. Ippolito y col. [192] sugirieron que el BC de pasto producido a

baja temperatura de pirólisis (250 °C) mejoró la calidad del suelo calcáreo al reducir la

lixiviación de nutrientes, mientras que el material carbonizado a altas temperaturas

aumentó la cantidad de nutrientes en los lixiviados.

Tras la aplicación de BC en el suelo, en general, las tasas más altas de adsorción de

nutrientes por los cultivos se deben a: a) el contenido de nutrientes nativos del BC, b)

mejoras en las propiedades físicas del suelo (es decir, densidad aparente, pH agua y

retención de nutrientes), c) desarrollo vigoroso de la raíz, d) promoción de la actividad y

función microbiana, e) estimulación del crecimiento de las plantas y promoción de

comunidades microbianas (rizobacterias), f) aumento de la mineralización de nutrientes del

suelo nativo y, g) reducciones en las pérdidas de nutrientes [23].

Morales y col. [166] y Yao y col. [193] plantean que los BC`s tienen el potencial de adsorber

nutrientes, debido a propiedades tales como el pH, los grupos ácidos superficiales y la CIC.

Sin embargo, es crucial comprender mecanismos subyacentes de la adsorción de

nutrientes que describen la capacidad de adsorción de compuestos polares y apolares

como la quimisorción, producida por la formación de enlaces (iónico o covalente), que

generan la modificación de la superficie del adsorbente, dando lugar a un nuevo

adsorbente; las interacciones entre adsorbente y adsorbato pueden ser interacciones

Capítulo 3 63

químicas y/o físicas entre las que intervienen las fuerzas de Van der Waals, el enlace de

hidrógeno, la transferencia de carga, el enlace iónico y las interacciones hidrofóbicas [194].

Las Interacciones hidrofóbicas determinan en gran medida el comportamiento de los

compuestos aromáticos sin grupos funcionales polares [195]. Los efectos hidrófóbicos

combinan fuerzas entrópicas, que expulsan los compuestos orgánicos hidrófobos de la

solución acuosa, con interacciones superficiales débiles resultantes de las fuerzas Van der

Waals, dando como resultado un reparto homogéneo en dominios hidrófobos, en fase

mineral tales como, dominios de superficie neutros [196] [197] macro, meso, micro y

nanoporos hidrófobos [198]. En contacto cercano con las regiones hidrófobas, los restos

aromáticos se estabilizan mediante interacciones de Van der Waals, dipolo-dipolo, dipolo

inducido y fuerzas dispersivas [196], siendo esta última la contribución dominante. Para

ambientes con alto contenido de carbono orgánico, la materia orgánica actúa como

adsorbente hidrófóbico y las estructuras aromáticas se disuelven o se reparten, en fase

orgánica [199].

Las interacciones donor-aceptor de electrones resultantes de estructuras de carbono

aromáticos condensados, se basan en las fuerzas de atracción entre entidades ricas en

electrones (donantes) y deficientes en electrones (aceptores). En este caso, los sistemas

π aromáticos ricos en electrones pueden actuar como donantes π, y los sistemas π

deficientes en electrones como receptores π [200]. Brennan y col. [201] han observado

que los grupos carboxílicos se clasifican como donantes de electrones y ácidos de

Bronsted fuertes. Los fenoles son aceptores de electrones y son de tipo Lewis, asociados

con regiones ricas en electrones π [201]. Los grupos funcionales básicos (quinina y fenol)

reaccionan con radicales libres, y esta reacción se puede usar para incluir moléculas

funcionales o polímeros en la superficie [201] (Figura 3-2).

Otro mecanismo, ocurre cuando el amonio reacciona con grupos funcionales ácidos para

formar amidas y aminas. En condiciones ambientales, el amoníaco puede actuar como un

ácido de Bronsted y/o de Lewis, lo que conduce a la formación de una sal de amonio o una

amida después de la reacción con un grupo carboxilo de superficie, lo que explica las

razones por las cuales se genera histéresis en la desorción del amoníaco, dado que las

sales de amonio podrían disociarse en agua [190]. Por otra parte, los iones amonio son

capaces de unirse a través de un intercambio electrostático con otras especies catiónicas

en la superficie del BC [149] [202].



En las superficies de BC´s que contienen heteroátomos con grupos funcionales químicos,

influyen interacciones de unión al hidrógeno, ion-dipolo y dipolo-dipolo. Mientras que, en

superficies de BC´s con alto contenido de carbono (hidrofóbicas) prevalece la capacidad

de intercambio aniónico, a partir de la cual se proporcionan sitios de adsorción para

compuestos no polares. Mukherjee y col. [202] sugieren que la capacidad de intercambio

aniónico puede existir en condiciones muy ácidas, por el contrario, Inyang y col. [203]

informaron que una capacidad de intercambio aniónico es estable en el rango de pH 4 - 8

para un BC producido a 500 °C. De acuerdo con Settanni y col. [204] los grupos

funcionales con oxígeno y nitrógeno son los responsables de la capacidad de intercambio

aniónico en los BC`s, representados por formas piridínicas y pirrólicas que dependen del

pH. Stella y col. [63] observaron heterociclos con oxígeno por 13C RMN en BC`s derivados

de maíz y paja de arroz caracterizados por tener sustancias neutras como éteres cíclicos

y grupos oxonio, potenciales para la capacidad de intercambio aniónico. En BC de rastrojo

de maíz se encontraron valores altos de capacidad de intercambio aniónico a causa de la

presencia de grupos funcionales piridínicos protonados. De igual forma, esta capacidad es

influenciada por la temperatura de pirólisis y la naturaleza química de la materia prima

utilizada (Figura 3-2) [168].

Los BC`s envejecidos tienen una capacidad de intercambio aniónico alta en comparación

con los BC´s frescos, debido a altas concentraciones de cargas negativas en sus

superficies que facilitan la adsorción de la materia orgánica, como en el caso de las arcillas;

esta alta capacidad puede promover la incorporación del suelo donde la materia orgánica

y los minerales se unen entre sí al BC. Bornemann y col. [205] indican que el BC fresco,

con baja oxidación de la superficie, es hidrófobo y adsorbe moléculas hidrófobas, como

contaminantes orgánicos. De acuerdo con Cheng y col. [206] tanto la capacidad de

intercambio aniónico como la CIC varían con el pH del suelo y con la edad y el clima al que

se exponen los BC`s.

Como se muestra en la Figura 3-2, en la superficie de los BC`s existe una gama de grupos

funcionales cuya composición puede “diseñarse” de acuerdo con el tipo de tratamiento, la

temperatura de pirólisis, entre otros, que contribuyen a la CIC y que por su carga negativa

se usan como bases de Lewis para la adsorción de cationes, estos son: piridina, fenólico,

carboxílico, lactona y amina, producidos por la oxidación o envejecimiento del BC [173],

[202]. Los grupos funcionales con alto contenido de oxígeno tienen alta CIC, en cambio los

Capítulo 3 65

BC`s con grupos funcionales con bajo contenido de oxígeno muestran propiedades

básicas y comportamiento de intercambio aniónico, característicos de BC`s recién

producidos [206].

Bagreev y col. [207] señalan que en BC`s con alto contenido de cenizas minerales, los

sitios ácidos se derivan de óxidos metálicos como sílice, hierro y aluminio, y las

propiedades básicas se atribuyen a la presencia de óxidos superficiales básicos. Lopez-

Ramon y col. [208] han observado que estos sitios básicos (especialmente quinina y

grupos fenólicos) reaccionan con radicales libres, por lo que generan la unión de moléculas

o polímeros funcionales en la superficie del BC. De acuerdo con esto, es posible concluir

que los BC´s propician el crecimiento de las plantas mediante la retención de cationes por

una mayor concentración de grupos funcionales de superficie (especialmente los grupos

carboxílicos, fenol, hidroxilo, carbonilo o quinona) relacionandose con una mayor CIC.

Figura 3-2. Diferentes tipos de interacciones entre nutrientes y grupos funcionales característicos de la superficie del BC a temperaturas de pirólisis menores y superiores a 450°C.



3.5 Adsorción y desorción de macronutrientes (NPK)

3.5.1 Nitrógeno

El nitrógeno es el nutriente vegetal más limitante en la mayoría de los ecosistemas

terrestres fríos o templados. En los suelos, la mayoría del nitrógeno existe en formas

orgánicas complejas que deben amonificarse (NH4+) y luego nitrificarse (NO3

-), por

mineralización (proceso mediante el cual el nitrógeno orgánico se convierte en nitrógeno

inorgánico), antes de que la mayoría de las plantas lo absorban. La amonificación es un

proceso biótico conducido principalmente por bacterias heterótrofas y una variedad de

hongos [209]. En su lugar, la nitrificación es un proceso más comúnmente mediado por

organismos autótrofos, incluyendo bacterias y arqueas, en suelos agrícolas, de pastizales

y forestales [210]. Stevenson y Cole [209] han demostrado que la adición de BC a los

suelos minerales superficiales puede influir directamente en las transformaciones de

nitrógeno, razón por la cual resulta importante revisar las influencias directas e indirectas

de BC´s en la amonificación, nitrificación, desnitrificación y fijación de nitrógeno, y

proporcionar mecanismos potenciales que impulsan dichas relaciones. Berglund y col.

[211] encontraron que los BC`s aumentan las tasas de nitrificación neta en los suelos de

bosques templados y boreales que de otro modo no muestran una nitrificación neta. En

suelos con condiciones menos ácidas las bacterias nitrificantes son favorecidas por la

adición de BC debido a que una aumento del pH del suelo influye satisfactoriamente en la

nitrificación [209]. Por su parte, el tipo de biomasa utilizada influye potencialmente en la

amonificación y nitrificación [212]. Prayogo y col. [213] encontraron que las tasas de

mineralización de nitrógeno en el suelo aumentaron con la adición de un BC de astillas de

sauce debido a que las fracciones de carbono lábil de BC mejoran la actividad microbiana

y aumentan las tasas de mineralización neta de nitrógeno en el suelo [188].

Las mayores tasas de transformación de nitrógeno inorgánico resultantes de la aplicación

de BC´s se explican por a) un aumento de la nitrificación debido a la mayor abundancia de

bacterias oxidantes de amoniaco, b) mineralización de nitrógeno orgánico en el suelo [214]

y c) el aumento de la desnitrificación debido a la abundancia de bacterias desnitrificantes

[215]. De acuerdo con Lehman y col. [216] la mayor relación C/N de BC´s y las mayores

tasas de descomposición en los suelos modificados con BC`s frescos conducen a niveles

más altos de nitrógeno inorgánico que se inmoviliza en la solución del suelo debido a la

Capítulo 3 67

estructura aromática estable del BC [217]. Mientras que, Cheng y col. [218] encontraron

que la adición de BC no afectó las transformaciones de N inorgánico en diferentes suelos

Yao y col. [193] afirman que la capacidad de los BC´s de transformar el nitrógeno

inorgánico se debe a la adsorción de nitrógeno mineral (NO3- y NH4

+), cuya velocidad

depende de la naturaleza de la materia prima y las condiciones de la pirólisis.

Por su parte, la desnitrificación es un proceso de asimilación biótica en el que el nitrato se

reduce a nitrógeno gaseoso en ausencia de oxígeno. Varios intermedios (incluidos NO y

N2O) se forman durante este proceso reductor y se liberan potencialmente a la atmósfera

del suelo cuando las condiciones no son favorables para la reducción completa de nitrato

a nitrógeno. La influencia de los BC´s en la desnitrificación muestra que los BC`s tienen el

potencial de catalizar la reducción de N2O a N2, lo que reduce potencialmente la emisión

de este importante gas de efecto invernadero a la atmósfera. Un aumento en la nitrificación

neta en suelos de bosques ácidos cuando se agregan BC`s potencializa la desnitrificación

en condiciones anaeróbicas donde la disponibilidad de encontrar carbono es alta [212].

La temperatura de formación de BC también afecta los procesos de amonificación y

nitrificación. Los BC`s producidos a bajas temperaturas poseen más grupos funcionales

carboxílico e hidroxilo, que actúan como sitios de unión de nutrientes [120]. Zhang y col.

[219] evaluaron la incorporación de BC a 400 y 600 °C, concluyendo que a estas

temperaturas se llevó a cabo la adsorción de amonio en el suelo, lo que condujo a

marcadas reducciones de nitrógeno inorgánico del suelo. Gundale y DeLuca [212]

evaluaron el efecto de la temperatura en la formación de BC a partir de varios sustratos

leñosos de abeto Douglas, en donde el BC de alta temperatura (800 °C) demostró valores

altos de pH, CE y nitrato extraíble en relación con el BC de baja temperatura (350 °C). En

contraste, la densidad, el amonio y los fenoles solubles y totales fueron menores en los

BC`s de alta temperatura en relación con los BC`s de baja temperatura [212]. Esto se debe

a que el nitrógeno orgánico, probablemente presente como grupo funcional amina en la

biomasa a baja temperatura, se transformó gradualmente en compuestos similares a

piridina aumentando el pH de la superficie a mayores temperaturas (> 600 °C) por

reacciones de deshidroxilación [207].

En general, la aplicación de BC también afecta la dinámica del nitrógeno en el suelo, lo

que lleva a un aumento en la retención de nitrógeno inorgánico como resultado de la alta

capacidad de adsorción del BC, una reducción en la volatilización de amoniaco, emisiones



de óxido nitroso, aumento de la nitrificación, disminución de la desnitrificación y una mejora

en la inmovilización biológica de nitrógeno debido a la actividad microbiana y a compuestos

orgánicos lábiles del BC; todos los cuales actúan sinérgicamente para mitigar las pérdidas

de nitrógeno del suelo y reducir potencialmente el riesgo de contaminación del aire y del

agua [191], mejorando así la asimilación de las plantas y la eficiencia del uso de nitrógeno

[220]. Sin embargo, algunos estudios de campo encontraron que la adición de BC no alteró

la dinámica del nitrógeno en el suelo [221] o incluso condujo a la inmovilización de N o

pérdida negativa, lo que redujo la disponibilidad de N en las raíces [220] [222]. Por lo tanto,

las influencias de la adición de BC deben ser intensamente investigadas en suelos de

diferentes regiones [85], puesto que las respuestas de las plantas a la adición de BC varían

considerablemente debido a cambios en la nutrición del suelo, la capacidad de retención

de agua y la actividad microbiana y el tipo de suelo. Los incrementos positivos del

rendimiento generalmente se asociaron con BC de madera dura y BC`s que poseen

nutrientes vegetales, como BC elaborado a partir de desechos de aves de corral [191].

Amonio

El nitrógeno se libera en grandes cantidades en forma de amonio (NH4+), este se genera

por procesos microbianos y tasas altas de nutrientes que convierten el nitrógeno en formas

orgánicas que se encuentran principalmente en las proteínas y ácidos nucleicos en formas

minerales (amonio, nitrato y nitrito) que por acción de los microorganismos nitrificantes y

desnitrificantes pasan a emisiones gaseosas que incluyen gas amoníaco volátil (NH3), gas

nitrógeno (N2), óxido nitroso (N2O) y otros gases de nitrógeno reactivos (aminas e indoles).

Por su parte, el amonio constituye una proporción muy alta de nitrógeno soluble en los

desechos animales y puede adsorberse en sitios con carga negativa o entre capas

intermedias de arcilla en los suelos [223]. Cuando se liberan, las bacterias nitrificantes lo

convierten en nitrito y posteriormente en nitrato en condiciones aeróbicas que

eventualmente se lixivian al agua subterránea [2].

La retención de amonio por BC`s puede explicarse por la adsorción electrostática a grupos

funcionales de superficie con contenido de oxígeno que generan una carga negativa al

BC [122] [149] [224]. Los sitios cargados negativamente en la superficie de BC pueden

permitir la unión electrostática de cationes como NH4+ a través de grupos funcionales

ácidos (carboxilo e hidroxilo) en su superficie por intercambio catiónico [225] [226] [227].

Varios autores [214] [33] [149] sugirieron que la adsorción de amonio en BC se debe a su

Capítulo 3 69

CIC elevada, que puede ser limitada y depende de la biomasa y las condiciones de

producción [228]; además, los BC´s recién producidos típicamente tienen una capacidad

muy baja para adsorber amonio [193], con el tiempo las superficies del BC se oxidan y la

retención de cationes aumenta [206]. Los dominios típicamente pequeños de anillos

aromáticos fusionados de muchos BC´s están densamente conformados con grupos

funcionales oxidados cuando se exponen al suelo durante largos periodos de tiempo [229].

En términos de adsorción de nutrientes, cada vez es más evidente que los grupos de

superficie pueden jugar un papel más importante que el AS y la porosidad en BC [230]

[231]. Liang y col. [232] notaron que las altas proporciones de O/C pueden ser

responsables de la adsorción de nutrientes, encontrando que las proporciones de potasio

a carbono eran al menos 0.18 más altas en las superficies del BC.

Wang y col [226] encontraron que la adsorción de amonio no aumentó con una mayor

oxidación del BC, esto puede explicarse debido a la competencia con otros cationes en los

sitios de intercambio. Esto concuerda con una observación común de que los cationes

aluminio, hierro y otros metales dominan los sitios de intercambio a valores de pH muy

bajos [233]. Incluso los BC`s basados en madera relativamente ricos en carbono, poseen

cantidades apreciables de cenizas que contienen metales [64]. La ceniza de madera

comúnmente contiene altas concentraciones de óxidos metálicos, incluidos CaO, MgO,

Fe2O3, TiO2 y CrO. La exposición de BC´s a las cenizas solubilizadas puede resultar en la

retención de estos óxidos potencialmente catalíticos en las superficies activas del BC.

Estas superficies de óxido pueden adsorber eficazmente amonio o amoniaco y

potencialmente catalizar la fotooxidación de amonio [234].

Yao y col. [193] encontraron que 9 de los 13 BC`s probados en su experimento de

adsorción podrían remover NH4+ de la solución (0.1 g de BC en 50 mL de 10 mg NH4

+ L-1),

con tasas de remoción que van desde 1.8% a 15.7%, variando ampliamente con la materia

prima y la temperatura de pirólisis. Ding y col. [235] encontraron que un BC de bambú

(pirólizado a 600 °C y agregado al 0.5% en peso a 0-10 cm de profundidad) afectó las

concentraciones de amonio en la solución del suelo a 20 cm de profundidad cuando se

agregó a una velocidad de 400 kg N ha-1 a un suelo limoso arenoso, pero no se observaron

diferencias a 40 cm de profundidad después de 70 días. Además, Dempster y col. [236]

observaron que cuando se agregaba un BC con CIC de ~10 cmolc kg-1 a un suelo arenoso

(CIC de ~2 cmolc kg-1) se redujo la lixiviación de NH4+ días siguientes a la fertilización. En

cuanto a la desorción, Clough y col. [191] encontraron que el amonio adsorbido por grupos



funcionales orgánicos cargados negativamente en superficies de BC puede ser totalmente

desorbible por cloruro de potasio. Sin embargo, los resultados de la desorción del BC de

maní mostraron baja capacidad de adsorción con KCl [226].

Hale y col. [149] reportaron bajos coeficientes de partición (Kd). El Kd describe la

distribución de amonio entre la fase sólida y la solución en equilibrio. Es la pendiente de la

curva de adsorción o desorción en una concentración de solución de suelo única [237]. Los

Kd de alrededor de 100 L kg-1 para amonio para dos tipos de BC, uno producido en un

horno de carbón tradicional y el otro en una sola cámara de combustión. Yao y col. [193]

corroboran esto, ya que informaron una adsorción débil de amonio en la mayoría de los

BC´s (se adsorbió entre el 1.8 y el 15.7% del NH4+ agregado).

Nitrato

El nitrato es un compuesto muy soluble, es la forma dominante de nitrógeno residual en el

suelo. La actividad microbiana mejorada del suelo vegetal inducida por la adición de BC

puede ser una de las razones para la acumulación reducida de nitratos en el suelo, debido

a una elevada inmovilización microbiana de nitrógeno [25] [238]. Los suelos generalmente

no tienen la capacidad de adsorber nitrato porque el suelo no presenta capacidad de

intercambio aniónico en su pH natural. Sin embargo, un estudio de Gai y col. [21] encontró

que los BC´s a base de cáscara de arroz tenían una alta capacidad para adsorber nitrato.

Una mejora en la retención de nitratos inducida por la adición de BC se puede explicar por

la existencia de grupos funcionales básicos en la superficie del BC o quimisorción a través

del enlace hidrógeno [239] [220]. Lawrinenko y Laird [168] informaron que la capacidad de

intercambio aniónico del BC aumenta con la producción de grupos oxonio funcionales

independientes del pH. Por su parte, Xiao y col. [85] observaron que la adición de BC

redujo el grado de lixiviación de nitrato en el perfil del suelo.

La adsorción de N-NO3- (nitrógeno nítrico) por BC hasta 0.6 mg g-1 se produce a

temperaturas >660°C con cantidades adsorbidas dependientes de la materia prima y la

concentración de nitrato. Yao y col. [193] señalan que la capacidad de los BC´s de mayor

temperatura para eliminar N-NO3- es consistente con los hallazgos de Mizuta y col. [240]

que encontraron que el BC de bambú fabricado a 900 °C presentaba una alta capacidad

de adsorción de N-NO3-. Kameyama y col. [241] realizaron un estudio con BC de bagazo

Capítulo 3 71

de caña de azúcar pirolizado a temperaturas de 400-800°C, encontrando que el BC a ≥700

°C realizó una adsorción importante de N-NO3-. A altas temperaturas de pirólisis, los BC`s

presentaban un pH alto (8,7-9,8), por lo cual la adsorción de N-NO3- se origina gracias a la

presencia de grupos funcionales básicos. Del mismo modo, Dempster y col. [236]

mostraron que un BC a base de eucalipto, sintetizado a una temperatura de 600°C puede

adsorber nitrato cuando se coloca en una solución de nitrato de amonio (10 g:100 mL),

presentando una adsorción de hasta 80% después de 24 h.Con base a lo anterior, la

adsorción de nitrato debe ocurrir a una temperatura de al menos 600 °C.

Yao y col. [193] probaron la importancia del mecanismo de retención de nitrato, con

respecto a su lixiviación, utilizando dos BC`s (de casco de maní y de madera de pino

brasileño elaborados a 600 °C) con buenas propiedades de retención de nitrato. Estos se

incorporaron (2% en peso) en un suelo arenoso, en columnas, y se aplicó una solución

(34.4, 10.0 y 30.8 mg L-1 de NO3-, NH4

+ y PO43-, respectivamente). Después de enjuagar

las columnas con 4 volúmenes de agua durante 4 días, se descubrió que los materiales de

BC redujeron el nitrato, lo que supone una lixiviación del 34%. En Dempster y col. [236] el

BC de eucaliptus se colocó en macetas lisimétricas (25 t ha-1) sosteniendo un suelo

arenoso, fertilizado ((NH4)2SO4; 40 kg N ha-1) y se regó durante 21 días, el nitrato lixiviado

fue reducido en un 25% en comparación con un tratamiento de control. Por lo tanto, los

BC´s que adsorben nitrato pueden reducir la lixiviación del mismo. Las diferencias en la

magnitud de la lixiviación de nitrato es reducida entre los estudios de laboratorio y de

columna posiblemente por el hecho de que los estudios de columna contienen suelo, con

tasas de BC y concentraciones de nitrato que difieren de los estudios de laboratorio, y

tienen el potencial para otras vías de pérdida tales como inmovilización y desnitrificación

de NO3- [191].

Kameyama y col. [241] estudiaron la permanencia del nitrato adsorbido, midiendo el nitrato

en columnas de suelo modificado con el mismo BC de bagazo (0%, 5% o 10% en peso).

Descubrieron que cuando se aplica una solución de 20 mg N L-1 de nitrato de potasio a las

columnas del suelo, la concentración máxima de nitrato en el efluente es de ~ 5% menor

que en un suelo no enmendado. De este estudio se concluye que el nitrato que se adsorbió

débilmente por el BC, podría ser desorbido por infiltración de agua, y que el resultado neto

podría ser un mayor tiempo de residencia para el NO3- en el suelo, permitiendo una mayor

oportunidad para que la planta lo absorba. Por lo tanto, el papel de un BC en reducir la

lixiviación de nitrato depende de su capacidad de adsorción, la CIC y la capacidad de



intercambio aniónico dependientes de la oxidación del BC en el suelo, la tasa de BC

aplicada, la carga de nitrógeno del ecosistema dado, las características hidráulicas del

suelo resultantes, eventos de precipitación/irrigación, tipo de suelo y demanda de nitrógeno

por plantas y microbios.

A temperaturas de pirólisis bajas Ippolito y col. [242] descubrieron que menos nitrato se

lixivió. Esto se explica por la presencia de compuestos de carbono fácilmente degradables

a la temperatura más baja y una mayor inmovilización de nitrógeno. Un extracto de KCl 2M

de la matriz incubada de BC-suelo también apoyó este razonamiento con menos nitrato

presente en suelos tratados con un BC tratado a baja temperatura. En un estudio de campo

de Xiao y col. [85] en el primer y tercer año se demostró que la adición de BC de paja de

maíz no tuvo influencia en la concentración de nitrato en una capa de suelo mixto en

cosecha. En el segundo año, los tratamientos con BC a tasas de 10 y 20 t ha-1 aumentaron

las concentraciones de nitrato en las capas de suelo de 10-20 y 0-20 cm, respectivamente,

atribuidas a la mejora en la retención de nitrato o la promoción de la mineralización del

suelo.

Sin embargo, se han informado resultados confusos con respecto al efecto de la aplicación

de BC en la lixiviación de nitrógeno. Por ejemplo, Laird y col. [188] observaron una

reducción de la lixiviación total de nitrógeno en un 11% en suelos agrícolas típicos del

medio oeste de Estados Unidos después de la adición de BC a la capa superficial del suelo,

concluyendo que el BC se puede utilizar como una enmienda efectiva del suelo para

reducir las pérdidas de nitrógeno. Ding y col. [137] notaron una reducción de la lixiviación

de amonio a una profundidad del suelo de 0.2 m en un 15%.

Xiao y col. [85] mostraron que la adición de BC disminuyó la concentración de amonio del

suelo solo en la capa superficial de 20 cm, presumiblemente debido a que el BC estimuló

la volatilización de amoniaco o promovió la nitrificación, convirtiendo el amonio en nitrato

o ambos. Zhao y col. [243] en un estudio de campo de varios años, encontraron que el BC

estimuló el proceso de nitrificación, atribuido al mayor aumento del pH del suelo causado

por la adición de BC; sin embargo, no se encontró evidencia de que la adición de BC haya

incrementado significativamente la concentración de nitrato- en la cosecha en el año 2012.

En los años 2013 y 2014 no hubo efectos en la cosecha con la adición de BC. Además, se

observó poca diferencia en las capas de suelo más profundas (20-200 cm). Este hallazgo

puede estar relacionado con el hecho de que el amonio solo aumentó rápidamente en la

Capítulo 3 73

capa superficial del suelo después de la fertilización y luego disminuyó a su nivel original

debido a la nitrificación, lo que resultó en lixiviación mínima de amonio en el perfil del suelo

[244]. Estos resultados contradictorios son posibles debido a las diferencias en las

propiedades entre los BC´s, lo que plantea una necesidad urgente de revelar la relación

entre las características del BC y sus efectos sobre la adsorción de amonio y nitrito.

Además, la materia prima y la temperatura durante la pirólisis pueden influir en la estructura

molecular y la distribución del tamaño de los poros del BC, y por lo tanto afectar las

características de adsorción del mismo.

3.5.2 Fósforo

El fósforo (P) es uno de los principales nutrientes que limita el crecimiento de los cultivos.

La aplicación de fertilizantes fosfatados en los suelos ácidos deriva en la formación de

compuestos secundarios insolubles, que disminuyen la eficiencia del fertilizante. La adición

de BC, puede ser una solución al problema de disponibilidad de nutrientes, especialmente

de fósforo [150]. Similar al ciclo del nitrógeno, el recambio microbiano y la descomposición

regulan la mineralización de fósforo y por lo tanto, influyen en la cantidad de fósforo

disponible para la absorción de la planta. Sin embargo, a diferencia del ciclo del nitrógeno,

la disponibilidad de fósforo también se ve afectada por una serie de reacciones abióticas

dependientes del pH que influyen en la proporción de grupos de fósforo soluble a insoluble

en el suelo [16].

Los BC´s son fuente directa de sales de fósforo soluble e intercambiable, mediante

diferentes mecanismos: a) los BC´s modifican el pH del suelo y a su vez facilitan la

presencia de metales formadores de complejos de fósforo (Al3+, Fe3, Fe2+, Ca2+); b) los

BC´s promueven la actividad microbiana y la mineralización de fósforo; c) la presencia de

sales de fósforo solubles y la disponibilidad de fósforo intercambiable se asocian con la

liberación de sales de fósforo de los BC´s durante la carbonización; d) hay una interferencia

de los BC`s en la adsorción de fósforo mediante óxidos de Al y Fe; y e) los BC`s generan

cambios inducidos en la capacidad de intercambio iónico del suelo [70]

La concentración de fósforo en los tejidos de las plantas es pequeña en relación con la

gran concentración de carbono, una porción significativa de fósforo se incorpora dentro de

las moléculas orgánicas a través de enlaces éster o pirofosfato (P-O-P) [209]. La

combustión o carbonización de materiales orgánicos puede mejorar considerablemente la



disponibilidad de fósforo en el tejido de las plantas al dividir los enlaces fósforo orgánicos,

lo que da como resultado un residuo de sales de fósforo solubles asociadas con el material

carbonizado. Gundale y DeLuca [212] demostraron esto como un aumento de fosfato

extraíble a partir de BC`s elaborados a partir de residuos forestales. También, se ha

observado un aumento de fósforo extraíble en suelos enmendados con una variedad de

materiales carbonizados para suelos tropicales [189]. Además de liberar directamente

fósforo soluble, el BC puede tener una alta capacidad de intercambio iónico [232] y puede

alterar la disponibilidad de fósforo al proporcionar capacidad de intercambio aniónico o

influir en la actividad de los cationes que interactúan con fósforo. Es posible que sitios de

intercambio positivo compitan con los óxidos de Al y Fe (por ejemplo, Gibbsita Al(OH)3 y

goethita (forma mineral del oxihidróxido de hierro (III), cuya fórmula es α-Fe³⁺O)) para la

adsorción de fósforo soluble, puesto que al reducir la presencia de Al3+ y Fe3+ libres cerca

de la superficie de las raíces de las plantas, el BC puede promover la formación y el

reciclaje de fracciones de fósforo lábiles [245].

Una parte importante del ciclo del fósforo consiste en una serie de reacciones de

precipitación que influyen en la solubilidad y cantidad de fósforo disponible para la

adsorción. El grado en que se producen estas reacciones de precipitación está fuertemente

influenciado por el pH del suelo debido a que los iones responsables tales como Al3+, Fe2+,

Fe+3 y Ca2+ presentan formas poco solubles que pueden co-existir con la química

superficial inherente al BC como se observa en la Figura 3-2 [209]. En suelos alcalinos, la

solubilidad de fósforo está regulada principalmente por su interacción con el calcio, donde

se desarrolla una vía mineral de apatita (Ca5(PO4)3(F,Cl,OH)) en cascada. En suelos

ácidos, la disponibilidad de fósforo está regulada principalmente por su interacción con los

iones Al3+ y Fe2+, Fe3+, donde se forman fosfatos de Al y Fe altamente insolubles. Los BC`s

pueden influir en la precipitación de P en estos grupos insolubles al alterar el pH y por lo

tanto, la fuerza de las interacciones iónicas de P con Al3+, Fe2+, Fe+3 y Ca2+ [189] [246] o

por clasificación orgánica de moléculas que actúan como quelatos de iones metálicos

[224].

Un aumento en el pH asociado con la adición de BC a los suelos ácidos se debe a una

mayor concentración de óxidos de metales alcalinos (Ca2+, Mg2+ y K+) en los BC´s y una

concentración reducida de Al3+ [132]. Agregar estos metales alcalinos, tanto como sales

solubles como asociados con los sitios de intercambio en BC, es probablemente el efecto

Capítulo 3 75

más significativo de los BC´s en la solubilidad del fósforo, particularmente en suelos ácidos.

Además de su efecto sobre el pH del suelo, los BC´s también pueden influir en la

biodisponibilidad de fósforo a través de varios otros mecanismos asociados con la

precipitación de fósforo, como la adsorción superficial inducida por BC de moléculas

orgánicas quelantes. Los BC´s cuentan con una superficie excepcionalmente buena para

adsorber moléculas orgánicas polares o no polares en un amplio rango de masa molecular

[205]. Las moléculas orgánicas involucradas en la quelación de iones Al3+, Fe3+ y Ca2+

serán potencialmente adsorbidas en superficies hidrófobas de BC´s. Los ejemplos de tales

quelatos incluyen ácidos orgánicos simples, ácidos fenólicos, aminoácidos y proteínas o

carbohidratos complejos [209].

De acuerdo con Uchimiya y col. [247], después del proceso de pirólisis, los contenidos

totales de carbono y nitrógeno del BC de estiércol disminuyen, mientras que a menudo se

observa un aumento progresivo del contenido de fósforo total. Con respecto a las especies

de fósforo, la mayoría del fósforo en el estiércol crudo se presenta como ortofosfato,

pirofosfato y monoésteres, pero la pirólisis los convierte en especies de fósforo inorgánicas

que variarán con respecto a su solubilidad y disponibilidad para las plantas [248]. En

particular, los compuestos de Ca/Mg y su contenido relativo determinan la lentitud con que

se libera fósforo del BC de estiércol [249].

Estudios como los de Marchetti y Castelli [250] y Gunes y col. [251] han demostrado que

el BC de estiércol puede aportar más fósforo disponible para las plantas que los

fertilizantes inorgánicos de fósforo. El tratamiento térmico del estiércol aumenta el pH, los

grupos funcionales orgánicos y transforma fósforo lábil en minerales de fosfato en BC`s

[252]. El aumento del contenido mineral también influye en la electroquímica de la

superficie y en las propiedades de intercambio iónico del BC [253]. A medida que aumenta

el pH, los compuestos de fósforo fácilmente solubles en BC pueden disminuir

gradualmente [156]. Además, un valor de pH excesivamente alto será desfavorable para

el crecimiento del cultivo.

Un estudio de extracción de fósforo a partir de BC de estiércol de cerdo muestra una

extracción relativamente alta en soluciones de oxalato de amonio (89.5 a 97.7%) y NaOH-

EDTA (40.1 a 77.7%), inferior al 10% en agua desionizada y soluciones de Mehlich-3.

Excepto por el oxalato de amonio, las eficiencias de extracción en las otras tres soluciones

disminuyeron con el aumento de la temperatura de pirólisis, en particular para el BC



fabricado a 700°C que solo asciende a 0.7 y 0.9% en agua desionizada y soluciones de

Mehlich-3. El fósforo se liberó con mayor rapidez en el BC de menor temperatura (400°C)

especialmente durante las primeras 40 h el nivel de liberación de fósforo del estiércol

aumentó de 0.3 a 2.2 g kg− 1. Sin embargo, la liberación de fósforo de BC a 700°C aumentó

con el tiempo transcurrido, mientras que sus niveles de liberación fueron extremadamente

bajos y solo en un rango limitado de 0.004 y 0.0158 g kg -1. Mientras que para el BC a

400°C, la liberación de fósforo mantuvo un nivel relativamente alto de 03.3 g kg-1 durante

un período de observación de 300 h. Esto se debe a que con el aumento de la temperatura

de pirólisis a más de 400 °C, los compuestos de carbono en las muestras de BC se

carbonizaron considerablemente, y algunos grupos funcionales importantes, tales como O-

H fenólico, C-H alifático y C–O aromático, se transformaron en carbonatos y/o se

gasificación a CO2. Los carbonatos fueron los principales componentes alcalinos en el BC

y se generaron más a temperaturas de pirólisis más altas, lo que conllevó a un aumento

de pH no favorable para los cultivos [249].

Xu y col. [224] evaluaron los efectos de cuatro tasas de aplicación de BC (0, 1%, 5% y

10%, p / p) sobre la adsorción y desorción de fósforo en tres tipos de suelo con diferentes

niveles de acidez. Los resultados mostraron que a medida que aumentaba la tasa de

aplicación de BC, la adsorción de fósforo aumentaba en el suelo ácido, pero disminuía

ligeramente en el suelo alcalino. La desorción de fósforo aumentó significativamente en

todos los niveles de aplicación de BC en los suelos estudiados. Sin embargo, el aumento

en la adsorción de fósforo con la adición del BC se atribuye al calcio, inducida por la

precipitación de fósforo y es menos afectada por los óxidos de hierro y aluminio.

El mecanismo sugerido para las interacciones entre los aniones fosfato y la superficie del

BC es la formación de puentes de hidrógeno con elementos funcionales de la superficie

del BC: grupos hidroxilo, carboxilo, carbonilo e incluso compuestos fenólicos [254] sin

embargo, la capacidad del BC para retener los fosfatos es mucho menor que la del suelo

porque el BC se obtuvo a altas temperaturas, altas velocidades de calentamiento y largos

períodos de contacto [167].

También, se observa la adsorción de fósforo por BC`s que tienen una significativa cantidad

de sales minerales, específicamente aquellas que tienen magnesio [255]. A su vez, la

adsorción de fósforo en BC estuvo influenciada por la concentración de fosfato en solución,

por la temperatura de carbonización y por el tiempo de residencia. Cuanto mayor sea la

Capítulo 3 77

temperatura de carbonización y cuanto mayor sea el tiempo de residencia, mayor será la

capacidad de adsorción. Sin embargo, la diferencia en las cantidades de fosfato adsorbido

es menor para temperaturas más altas, puesto que la reactividad de los sitios de superficie

y la velocidad de difusión intrapartícula de iones de adsorción en los poros del adsorbente

aumentan [256]. La mayoría de las investigaciones confirman que la adsorción de fosfato

aumenta con la temperatura [175] [257] [258]. La capacidad de adsorción de fosfato por el

BC aumentó con la temperatura de pirólisis, posiblemente debido a las reacciones de

precipitación de iones metálicos entre el fosfato y el carbón de calcio y el magnesio [2]. Se

obtuvieron resultados opuestos para la adsorción de fosfato en dolomita mineral y en

residuos de trigo modificado [259], lo que sugiere una tendencia a que los iones fosfato se

escapen de la fase sólida a la fase en masa a medida que aumenta la temperatura de la

solución.

Trazzi y col. [167] encontraron que la máxima adsorción de fosfato se logró cuando la

concentración de fosfato en la solución fue la más alta. La adsorción de fosfato en las

muestras de BC se analizó utilizando los modelos de isoterma de Langmuir y Freundlich.

La isoterma de Langmuir asume una adsorción uniforme en todos los sitios de unión,

mientras que la isoterma de Freundlich sugiere una superficie heterogénea con una

distribución no uniforme de calor de adsorción sobre la superficie [260]. Para este estudio

el modelo de Langmuir dió los valores más altos de R2, lo que muestra que la adsorción

de BC a base de Miscanthus y caña de azúcar podría describirse mejor con ese modelo.

Resultados similares fueron encontrados por Gao y col. [175] y por Kilpimaa y col. [261]

para otros BC. De este estudio se concluye que los BC´s formados a 500ºC durante 60

min se comportaron mejor en relación con la adsorción de fosfato en términos de energía

gastada; además, el proceso de adsorción se caracterizó como endotérmico no

espontáneo y la adsorción aumentó con la temperatura [167].

En un estudio de incubación realizado por Morales y col. [166] se ejecutaron ensayos para

determinar el efecto de un suelo enmendado con cinco niveles de BC (0.5, 10, 20 y 35%

p/p) sobre los fenómenos de adsorción y desorción de fósforo. También se evaluó el efecto

del tiempo de contacto de las mezclas suelo/BC sobre la disponibilidad de fósforo. Se

encontró que la adsorción es menor en suelos que contienen BC frente al suelo sin

tratamientos. La cantidad desorbida acumulada, después de ocho extracciones

consecutivas fue 85% superior cuando se agregó BC en 35% p/p. Además, la aplicación

de BC aumentó la concentración de fósforo soluble hasta 38% después de 30 días de



incubación cuando se añadió 35% p/p. Por lo cual se deduce que los BC´s inducen

cambios en las propiedades de retención de fósforo del suelo que pueden ser benéf icas

para los suelos agrícolas. Por otra parte, Morales y col. [166] demostraron que

dependiendo de la temperatura de pirólisis y el tipo de biomasa se aumenta la capacidad

de adsorción de fósforo y el coeficiente de partición de adsorción. La Kd describe la

distribución de fósforo entre la fase sólida y solución en equilibrio, es la pendiente de la

curva de adsorción o desorción en una concentración de solución de suelo única [237].

Otro estudio de incubación Martinez y col. [134] manifiesta que el BC a base de Eucalyptus

globullus obtenido a altas temperaturas, alta velocidad de calentamiento y largos periodos

de contacto, especialmente al 20 y 35% de BC, conduce a cambios en las propiedades del

suelo que podrían ser beneficiosos para los suelos agrícolas, mejorando potencialmente

la disponibilidad de fósforo en suelos ácidos, por lo cual la presencia de BC favorece la

liberación lenta de los fertilizantes fosforados en la solución del suelo, manteniendo así la

cantidad necesaria a lo largo del tiempo para una correcta nutrición de las plantas. Sin

embargo, los autores indican que es necesario tener cuidado al extrapolar los resultados

de laboratorio al campo porque en condiciones naturales, una mayor concentración de

fósforo en la solución del suelo también puede conducir a mayores pérdidas por lixiviación,

dependiendo de la precipitación que tenga lugar.

En el estudio de Martínez y col. [134], con el fin de obtener isotermas de adsorción de P,

se tomaron muestras de cada tratamiento de suelo en una solución de fósforo (KH2PO4)

que posteriormente se preparó en CaCl2 y se agitó durante 24 h, utilizándose diferentes

concentraciones (100, 250, 500 y 1000 mg kg-1), una vez que las muestras alcanzaron el

equilibrio (24 h), se centrifugaron y se tomó una alícuota de 1.0 ml del sobrenadante

clarificado para determinar la cantidad de fósforo. A partir de la realización de este

experimento, se obtiene que la adsorción aumenta cuando la concentración de fósforo en

la solución aumenta para todos los tratamientos. Por su parte, los parámetros isotérmicos

de Langmuir indicaron que el suelo (ácido) presenta una alta capacidad de fijación de

fósforo. Además, se evidenció un aumento en el pH del suelo, traducido en un aumento en

el número de cargas negativas de los coloides del suelo, que conlleva a un aumento en la

repulsión aniónica y la reducción de la adsorción de aniones fosfato [202].

En cuanto a la desorción, esta se ve influenciada por la concentración de fósforo en

solución, por la temperatura de carbonización y por el tiempo de residencia. La

Capítulo 3 79

desorbabilidad del fosfato se puede definir como la relación del fosfato desorbido al total

adsorbido por los adsorbentes, y se puede usar para indicar el grado de desorción del

fosfato del adsorbato [262]. Además, la velocidad de desorción del fosfato del BC depende

claramente de las condiciones de desorción empleadas, el gradiente de concentración de

fosfato y las concentraciones de varios iones en solución. Según Morales y col. [166], la

materia prima hace una diferencia significativa en las propiedades de desorción de fosfato

y abre la posibilidad de diseñar preparaciones de BC para objetivos específicos de manejo

de suelos.

Los BC´s también pueden aumentar la alcalinidad del suelo, lo que resulta en un aumento

en la disponibilidad de fósforo ya que, en condiciones ácidas (pH <4), este nutriente estaría

ligado como fosfatos de hierro y aluminio insolubles por el aluminio y los óxidos de hierro

respectivamente [263] [181]. La CIC y la química de superficie también podrían influir en

la retención de nutrientes [188]; por ejemplo, Zheng y col. [264] observaron que la química

de la superficie (carga superficial negativa) y las reacciones de precipitación de fosfato

metálico desempeñan un papel más importante que el del área superficial en las

capacidades de adsorción de fosfato. Se cree que la capacidad de adsorción de fosfato

aumenta con el aumento de los niveles de iones metálicos, por lo que los BC´s con menor

contenido de cenizas tendrán menores capacidades de adsorción de fosfato [2]. Sin

embargo, también se reportan estudios en los que se presenta una disminución en la

adsorción de fósforo con la aplicación de BC que es afectada por el pH, puesto que a

medida que aumenta el pH, la superficie del suelo se carga más negativamente,

aumentando la repulsión de los aniones y disminuyendo la adsorción de fósforo [224]. De

manera similar, Walter y col. [265], por ejemplo, informaron que los BC`s de cáscara de

arroz no tuvieron efecto sobre la adsorción de nitrógeno y fósforo para un cultivo de batata,

sugiriendo que la alta relación C/N de estos BC puede haber aumentado la inmovilización

de nitrógeno en el suelo e inhibido la adsorción de nutrientes.

3.5.3 Potasio

En este apartado se hace énfasis en la disponibilidad del potasio en los BC`s pero no se

enfatiza en la adsorción y desorción de potasio debido a la falta de estudios en esta área.

Los BC`s aplicados a los suelos mejoran la disponibilidad de cationes [189]. En un estudio

de Zolfi-Bavariani y col. [87] el BC producido a mayor temperatura fue más efectivo para

aumentar la disponibilidad de potasio en el suelo en comparación con los preparados a



temperatura más baja. El alto valor de CIC de la muestra de suelo tratado a 400°C y una

correlación significativa entre la disponibilidad de la CIC y potasio del suelo indican un

posible efecto de la CIC sobre la recuperación de potasio en la muestra de suelo tratada

con el BC de 400°C. Liang y col. [232] confirmaron un aumento en la disponibilidad de

potasio como resultado del aumento en la CIC del suelo mediante la adición de BC al suelo

[87].

Además, los BC´s influyen en el ciclo de nutrientes a través de procesos biológicos, físicos

y químicos a corto y largo plazo [188] [263]. En el corto plazo, las fracciones lábiles de BC

pueden introducir potasio biodisponible en los suelos [181], así como retener nutrientes

dentro de sus poros, mientras que los efectos del BC a largo plazo podrían implicar la

creación de hábitats favorables para los hongos del suelo, como las micorrizas, que

influyen en el ciclo de nutrientes [266]. La materia orgánica del suelo aumenta la CIC del

suelo y al hacerlo, aumenta la cantidad de potasio, calcio y magnesio disponible para la

liberación durante la mineralización [267]. El potasio también se libera relativamente rápido

de los residuos de cultivos para contribuir a las reservas de potasio no intercambiables y

de solución del suelo. Sin embargo, a diferencia del nitrógeno y el fósforo, el potasio

disponible en muchas situaciones parece estar más vinculado al tipo de suelo (complejo

de arcilla) que a la materia orgánica del suelo [113].

Las formas químicas y la liberación de potasio y sodio de BC de paja de arroz durante el

procesamiento a temperaturas de pirólisis entre 400 °C y 1373 °C. Entre 473 °C y 673 °C,

aproximadamente la mitad del contenido total de metal (48 y 55%, respectivamente, para

K y Na) se perdió por vaporización, y al calentarse más a 1373 °C, la pérdida fue más lenta

y se totalizó en ~70%. Aproximadamente el 90% del potasio total en el BC de paja de arroz

estaba en forma soluble en agua y, por lo tanto, estaba disponible para la planta antes de

la pirolisis, fue esta forma de potasio la que se perdió cuando se calentó hasta 673 °C. Con

el aumento de la temperatura (> 600 °C), una mayor proporción del potasio restante se

encontró en forma intercambiable y extraíble con ácido. Wornat y col. [268] encontraron

que los BC´s de pino y hierba producidos a 625 °C contenían del 15 al 20% de oxígeno, y

utilizando espectroscopia de rayos X de dispersión de energía (EDS), llegaron a la

conclusión de que tanto potasio como calcio están bien dispersos en las matrices de BC y

pueden unirse a los grupos funcionales que contienen oxígeno, como fenóxidos iónicos

(es decir, fenóxidos de potasio). Sin embargo, el calentamiento adicional a temperaturas

Capítulo 3 81

más altas condujo a mayores pérdidas por vaporización, así como a la incorporación de

potasio en la estructura de silicato, que se espera sea mucho menos biodisponible. Estos

resultados fueron respaldados por los hallazgos de Shinogi [269], quienes informaron una

reducción de potasio disponible de 14 a <1% durante la pirólisis de BC de lodos de

depuradora, mientras que las concentraciones de potasio total se duplicaron (0.5% a 250

°C a 1.12 por ciento a 600 °C).

3.6 Adsorción y desorción de micronutrientes

Las investigaciones realizadas en cuanto a la adsorción y desorción de micronutrientes

como: S, Ca, Mg, Na, Mn, Si, Fe, Al, Cu y Zn son escasas. Solo se reportan algunos

estudios de adsorción de zinc y otros en los que se evidencia la disponibilidad de

micronutrientes con la adición de BC, por lo tanto, la adsorción de micronutrientres por

BC`s de diferentes biomasas requiere más investigación. Xu y col. [145] a partir de un

experimento de columna de suelo observaron que con la adición de BC al suelo

aumentaron Ca, K y Mn disponibles en el suelo, mientras que el S y Zn disminuyeron

después de la adición de BC. En otro estudio se reporta que la adición de BC al suelo

disminuyó significativamente los niveles de Ca, P, Mn y Zn, y aumentó las concentraciones

de K y Na en soluciones de lixiviados.

Azufre

Existe un potencial significativo para que los BC´s influyan en la mineralización de azufre

y en la actividad de oxidación en el suelo. Aunque la mayoría del azufre del suelo se origina

a partir del material geológico original, el azufre del suelo existe en estado orgánico y debe

ser mineralizado antes de la absorción por la planta [209]. El azufre orgánico existe ya sea

como sulfato o como azufre unido a carbono. La mineralización de azufre se favorece en

pH ligeramente ácido a neutro. La oxidación del azufre se lleva a cabo tanto por

organismos autótrofos (por ejemplo, Thiobacillus) como por organismos heterótrofos. Sin

embargo, estos organismos autótrofos tienen requisitos excepcionalmente altos para

ciertos elementos traza que se encuentran en concentraciones relativamente altas en BC´s

[270]. Las adiciones de BC al suelo que reducen en última instancia la superficie del albedo

de los suelos minerales dan como resultado un calentamiento más rápido de los suelos en

primavera aumentando las tasas de oxidación o mineralización del azufre [209].



En el tratamiento por pirolisis hasta el 50% del total de azufre de ocho tipos de biomasa se

perdió durante la pirólisis a 500 °C. Knudsen y col. [271] estudiaron la transformación de

azufre durante la pirólisis de la paja de trigo danesa típica, antes de la pirólisis, se encontró

que el azufre estaba asociado en parte como sulfato inorgánico (40 a 50% del S total) y en

parte como proteínas (50 a 60%). Los resultados indicaron que del 35 al 50% del total de

azufre se liberó a la fase gaseosa durante la pirólisis a 400 °C como resultado de la

descomposición térmica del azufre. A temperaturas altas (500 °C - 700 °C), el contenido

de azufre residual de BC no cambió significativamente. Sin embargo, las formas de azufre

cambiaron en las condiciones altamente reductoras prevalecientes durante la pirólisis, con

la desaparición del sulfato inorgánico (S) (al 21.1% a 500 °C y al 3.1% a 800 °C) debido a

la conversión a sulfuro insoluble (por ejemplo, CaS, K2S) en la matriz de BC, o de

superficies de BC fijas a reactivas, ya sea mediante la adición de azufre a sitios insaturados

o mediante la sustitución de oxígeno en óxidos de superficie [165].

Las adiciones de BC a los suelos minerales también pueden afectar directa o

indirectamente las reacciones de adsorción de azufre y la reducción de azufre. Puesto que

el BC mejora las propiedades físicas del suelo a través del aumento de la superficie

específica, la capacidad de retención de agua y la mejora del drenaje de la superficie [209].

El azufre se adsorbe fácilmente a las superficies minerales en el ambiente del suelo y

particularmente por óxidos de hierro y aluminio. Las adiciones de materia orgánica al suelo

reducen la adsorción de sulfato en suelos de bosques ácidos; por lo tanto, las enmiendas

de BC pueden actuar para aumentar las concentraciones de solución de azufre en suelos

ácidos ricos en hierro [165]. Sin embargo, no se reportan investigaciones de adsorción y

desorción de azufre por BC.

Zinc

El zinc es uno de los metales pesados liberados en el ambiente, esencialmente de fuentes

industriales. Las concentraciones excesivas de zinc en el suelo pueden causar daños a

largo plazo en el ecosistema (suelo-planta-microbio). En suelos ácidos, la acidificación

puede disminuir la CIC y las concentraciones de nutrientes, afectar la materia orgánica del

suelo y la dinámica microbiana, y cambiar la capacidad de retención e inmovilización de

metales pesados. Se han informado los efectos de BC en la adsorción de zinc por el suelo,

por ejemplo, Chen y col. [272] encontraron que la adsorción de zinc podría ajustarse bien

con el modelo de Langmuir, con capacidades de adsorción de zinc máximas de 4.54 mg

Capítulo 3 83

g-1 por BC de madera dura. Xu y col. [273] indicaron que la capacidad máxima de adsorción

de zinc del BC derivado de estiércol de ganado era de 31.6 mg g−1 y que la precipitación

con fosfato o carbonato era el mecanismo principal. Beesley y Marmiroli [274] encontraron

que la adsorción de zinc en la superficie del BC de madera dura disminuyó las

concentraciones de lixiviados en 45 veces. Kołodynska [275] mostraron que el BC derivado

de estiércol de cerdo y vaca aumentó la eliminación de zinc al aumentar la concentración

de BC, la concentración de zinc y el pH del suelo.

Dai y col. [276] compararon los efectos de BC de estiércol de cerdo y paja de colza en la

adsorción de zinc por cuatro tipos diferentes de suelo ácido. La adsorción y/o desorción de

zinc a diferentes concentraciones iniciales y pH se determinó a partir de experimentos de

adsorción y desorción por lotes. La incorporación de BC aumentó la adsorción de zinc por

cuatro tipos de suelos ácidos cuando la concentración inicial de zinc fue mayor a 0.25 mm.

Los aumentos en la adsorción de zinc difirieron con el tipo de BC y el tipo de suelo. El suelo

con mayor contenido de caolinita (Al2Si2O5(OH)4), CIC relativamente pequeña y área de

superficie pequeña, tenía la capacidad de adsorción de zinc más baja, mientras que el

suelo con más esmectita, CIC y AS grande, tenía la mayor capacidad de adsorción de zinc

junto con un gran contenido de materia orgánica y pH (5.91) son propiedades importantes

para inducir mayores capacidades de adsorción de zinc, porque la materia orgánica puede

formar complejos con los metales pesados [221].

La adsorción de metales pesados por el suelo se describe mediante mecanismos de

adsorción electrostáticos y no electrostáticos [273] [277]. Los metales pesados en solución

acuosa pueden intercambiarse con cationes en los sitios de adsorción de las mezclas de

BC y suelo. Después de ser adsorbido, el zinc puede ser reemplazado por cationes

intercambiables tales como Na+ y K+. El zinc adsorbido que permanece en los sitios de

adsorción, se mantiene por adsorción no electrostática (es decir, la formación de complejos

entre zinc y grupos funcionales de oxígeno) y la precipitación superficial entre zinc y

algunos aniones [278] [279]. En este estudio Dai y col. [276] introdujeron nitrato de sodio

para desorber el zinc En general, sodio es un competidor más efectivo para los sitios de

adsorción de zinc que otros cationes como potasio, ya que contribuye en gran medida a la

adsorción electrostática de zinc. Además, los grupos de oxígeno funcionales (es decir, –

OH y –COOH), desempeñan un papel importante en la adsorción no electrostática de zinc.



De acuerdo con Dai y col. [276] la adsorción de zinc aumentó al aumentar el pH, ya que

según lo informado por Jiang y col. [277] y Abollino y col. [280] un aumento en el pH puede

aumentar la carga superficial negativa de las mezclas BC-suelo y también puede conducir

a la hidrólisis de zinc .El Zn es un elemento anfótero que puede reaccionar con ácidos y

bases; en general, el zinc precipita como Zn(OH)2 cuando el pH es mayor que 7, y el

precipitado se puede disolver con la formación de Zn(OH)42− debido al efecto del ion común

cuando el pH es mayor que 10 [281] [282].

El aumento de la adsorción de zinc con el aumento del pH se atribuyó principalmente al

aumento de la carga superficial negativa. El principal mecanismo para la adsorción de zinc

cambió gradualmente de adsorción electrostática a no electrostática a medida que el pH

aumenta. La adsorción no electrostática fue mayor con el BC de estiércol que con el BC

de paja, la adsorción electrostática fue mayor para el BC de paja que para el BC de

estiércol. Otra posible razón fue que había más minerales (relacionados con P y Si) en el

BC de estiércol que en el BC de paja, lo que también resultó en la mayor adsorción no

electrostática [276].

4. Adsorción de compuestos orgánicos por biocarbonizados.

Los BC´s han sido estudiados por varios investigadores [283] [284] [285] [286] [287] por

tener una estructura porosa, superficies cargadas y una gran cantidad de grupos

funcionales de superficie (grupos carboxilo, hidroxilo, hidroxilo fenólico y carbonilo), lo que

lo convierte en un adsorbente eficiente para contaminantes orgánicos y una herramienta

prometedora para la remediación del suelo gracias a que son efectivos en la eliminación

de diversos contaminantes orgánicos, colorantes aromáticos, antibióticos, bifenilos

policlorados (PCB), hidrocarburos poliaromáticos (HAP) y agroquímicos generados por

fuentes industriales, residenciales, agrícolas y comerciales que con frecuencia contaminan

los ecosistemas del suelo. La amplia aplicación de BC´s se debe a varias características,

por ejemplo, gran AS, capacidad de intercambio iónico, grupos funcionales, capacidad de

adsorción y microporosidad [288].

4.1 Mecanismos de adsorción de compuestos orgánicos por biocarbonizados

De acuerdo con Ahmad y col. [138] Younis y col. [289] y Vithanage y col. [290] distintos

mecanismos, tales como la interacción hidrofóbica, el llenado de poros, el reparto, la

interacción donor-aceptor de electrones la interacción electrostática y los enlaces de

hidrógeno podrían ser los principales mecanismos de adsorción de contaminantes

orgánicos en BC´s, tal como se presenta en la Figura 4-1. La variación en estos

mecanismos de eliminación y las propiedades fisicoquímicas del BC tienen implicaciones

en su eficacia e idoneidad para la remediación de contaminantes específicos. Diferentes

factores como la temperatura de pirólisis, la dosificación de los BC´s, el proceso de

envejecimiento, el pH de la solución y el tiempo de contacto influyen en gran medida en la

capacidad de adsorción total del BC al alterar los mecanismos de eliminación [287] [291]

[292] [293] [294] descritos a continuación.



Figura 4-1. Mecanismos de adsorción de compuestos orgánicos por BC´s preparados por

diferentes residuos que propician la remediación de suelos.

Reparto

La adsorción de contaminantes orgánicos en BC´s depende de las características de las

fracciones carbonizadas y no carbonizadas. En BC´s el reparto de compuestos orgánicos

se produce en la fase no carbonizada que contiene compuestos alifáticos y poliaromáticos,

como cetonas, azúcares, fenoles, entre otros [296]. El reparto inicia ya sea con la difusión

de adsorbatos en los poros o en la biomasa de la porción no carbonizada del BC [254]

[295]. Más adelante, en el reparto, estos compuestos orgánicos se solubilizan dentro de la

matriz del BC para mejorar su adsorción. Este mecanismo es dominante cuando se

produce a una alta concentración de soluto y con BC´s enriquecidos con alto contenido de

materia volátil. Los estudios de y Sun y col. [296] muestran que las fracciones de carbono

orgánico de BC´s de madera y de hierba aumentaron la adsorción de herbicidas como

norflurazon y fluridona a través del reparto.

Interacciones π-π

De acuerdo con Zheng y col. [297] algunos compuestos orgánicos son considerados

aceptores de electrones π, mientras que en los BC´s pirolizados a baja temperatura (< de

500 ° C), el sistema π aromático actúa como un aceptor de electrones, y a alta temperatura

(>500 ° C) el BC sirve como donor de electrones π [297] [298]. La grafitización total del BC

se produce a temperaturas mayores a 1100°C, pero las distribuciones de carga no

Capítulo 4 87

uniformes dentro de los anillos aromáticos de los BC´s a más de 500 °C pueden aumentar

o reducir su densidad electrónica, creando sistemas π-ricos en electrones o deficientes

[29]. Los grupos funcionales de la superficie del BC pueden actuar como donor de

electrones π debido a que a) los grupos hidroxilo están situados en los anillos de benceno

(especialmente participando en la resonancia como donor de electrones π); y b) un fuerte

aceptor de electrones π debido a grupos funcionales carboxilo en los anillos de benceno

(especialmente, los grupos carboxilo protonados que participan en la resonancia

electrónica como aceptador de electrones π) [299]. Li y col. [300] encontraron que las

especies protonadas y neutrales del antibiótico tetraciclina son receptores de electrones π

efectivos, ya que el mecanismo de interacción π-π - antibiótico puede contribuir a la mayor

adsorción de tetraciclina en un BC de bagazo.

Enlaces de hidrógeno y grupos funcionales

La superficie del BC contiene una serie de grupos funcionales como hidroxilo fenólico,

carboxilo y anhídrido, que forman fácilmente enlaces de hidrógeno con los electrones del

anillo de benceno de algunos contaminantes emergentes (cualquier producto químico que

generalmente no se controla en el ambiente, pero puede causar efectos adversos

conocidos o sospechosos en los ecosistemas y la salud humana en concentraciones

ambientalmente relevantes), lo que mejora la capacidad de adsorción del BC [298]. La

formación de enlaces de hidrógeno en la superficie del BC es posible gracias a la presencia

de grupos carboxilo, amina o nitro en antibióticos de cloranfenicol [293].

Interacciones electrostáticas

Zheng y col. [297] indican que las interacciones electrostáticas son el mecanismo más

importante involucrado en la adsorción de compuestos orgánicos iónicos o ionizables.

Puesto que los adsorbatos catiónicos tienden a unirse con la superficie cargada

negativamente del BC, los aniónicos se unen con la superficie cargada positivamente del

BC y los adsorbatos iónicos generalmente se atraen hacia la superficie adsorbente de

carga opuesta. De acuerdo con Ahmad y col. [138] el pH y la fuerza iónica determinan las

fuerzas electrostáticas atrayentes y repulsivas en la adsorción de contaminantes orgánicos

ya que, el pH de la solución controla la carga neta en la superficie del BC, la superficie del

BC mantiene una carga positiva a bajo pH, mientras que a un pH alto la superficie del BC

capta una carga negativa neta [202]. El aumento de la fuerza iónica de la solución de

adsorbato finalmente mejora la adsorción durante la interacción electrostática repulsiva



entre los adsorbatos y el BC. En un estudio Inyang y col. [301] encontraron que la adsorción

de los tintes de violeta de metilo y azul de metileno implicó el proceso de interacción

electrostática a través de un BC de bagazo.

Interacciones hidrofóbicas

La interacción hidrófoba implica tanto el reparto como los mecanismos hidrófobos en la

adsorción de compuestos orgánicos. Los BC´s con estructura amorfa contienen

proporciones considerables de dominios alifáticos "blandos", lo que proporciona un medio

eficaz para el reparto de compuestos orgánicos hidrófobos. Li y col. [302] encontraron que

la adsorción de contaminantes orgánicos ionizables como el ácido p-clorobenzoico , el

ácido o-clorobenzoico y el ácido benzoico estuvo dominado por la interacción hidrofóbica

al igual que en un estudio de Longcheng y col. [293] en el que la adsorción de bifenilos

policlorados en BC estuvo dominada por el reparto hidrófoba.

Llenado de poros

El llenado de poros comprende uno de los mecanismos de adsorción más importantes para

diversos contaminantes emergentes, puesto que la adsorción se correlaciona con las

propiedades superficiales del BC y es directamente proporcional al área del microporo

[303]. De acuerdo con Pignatello y col. [304] la presencia de microporos (<2 nm) y

mesoporos (2–50 nm) en la superficie del BC determina la aplicabilidad del mecanismo de

llenado de poros en la adsorción de contaminantes orgánicos. Dependiendo del tipo y la

naturaleza del BC, el mecanismo de llenado de poros facilita la gran adsorción de

contaminantes orgánicos tanto polares como no polares. El proceso de llenado de poros

favorece la adsorción de compuestos orgánicos, generalmente a baja concentración de

soluto y en BC que contiene un pequeño contenido de materia volátil [295]. Según Ran y

col. [305] se espera que un BC con alto contenido de carbono aromático y mayor AS sea

un mejor adsorbente para contaminantes debido a las interacciones π-π hidrófobas y a los

mecanismos de llenado de poros. Además, el efecto selectivo de polaridad de la superficie

promueve interacciones específicas para los solutos orgánicos polares, mientras que el

efecto selectivo de la porosidad dificulta la adsorción de moléculas orgánicas grandes.

Zhang y col. [306] encontraron que el llenado de poros domina la adsorción de 17β-

estradiol por los BC´s. Mientras que, Ji y col. [307] hallaron una mayor adsorción de

antibiótico sulfametoxazol en BC, probablemente por llenado de microporos y debido al

Capítulo 4 89

bajo tamaño molecular del adsorbato. Kasozi y col. [295] encontraron que el mecanismo

dominante de llenado de microporos estuvo involucrado en la adsorción del catecol por

BC´s de pino y roble. En un estudio de Nguyen y col. [308] el pequeño diámetro molecular

de los poros del BC de Pino bronco se atribuyó a la adsorción de 1,2,4-triclorobenceno y

1,4-diclorobenceno a través del mecanismo de llenado de poros.

4.2 Aplicaciones

Los BC´s han sido ampliamente utilizados como adsorbentes de bajo costo para diferentes

contaminantes orgánicos como los tintes sintéticos, antibióticos, hidrocarburos aromáticos

policiclicos y plaguicidas que se bioacumulan o degradan en los suelos generando daños

ambientales que ocasionan la baja productividad de cultivos. En este sentido, los BC´s se

usan eficientemente en la remediación o eliminación de contaminantes de los suelos como

se describe en los siguientes párrafos.

Remediación de tintes sintéticos

Los tintes sintéticos se liberan al medio como componentes de los efluentes de las

industrias de cuero, papel, textil y de la impresión, tienen impactos adversos en términos

de carbono orgánico total, demanda de oxígeno biológico y demanda química de oxígeno

y pueden causar daños ecológicos graves; además, son difíciles de tratar mediante

métodos convencionales debido a su resistencia a la luz y a los agentes oxidantes [309].

Los BC´s se han utilizado para eliminar tintes mediante varios mecanismos, por ejemplo,

Xu y col. [84] compararon la eficacia de eliminación del violeta de metilo en BC´s derivados

de la paja de canola, la paja de cacahuete, la paja de soja y de la cáscara de arroz y

encontraron que el orden de capacidad de adsorción era consistente con la cantidad de

carga negativa de los BC´s (paja de canola > paja de cacahuete > paja de soja > cáscara

de arroz), lo que indica que la atracción electrostática desempeñó un papel importante en

la adsorción de este colorante al igual que en otros estudios [301] [310] donde el

mecanismo predominante fue la atracción electrostática.

Según Ahmad y col. [138] además de la funcionalidad química y las fuerzas electrostáticas,

los adsorbatos orgánicos pueden verse afectados por el pH y la fuerza iónica, por ejemplo,

la capacidad de adsorción del BC derivado de residuos de cultivos pirolizado a 350 °C para



violeta de metilo aumentó considerablemente de pH 7.7 a 8.7. La pirólisis de la biomasa

influyó en gran medida en la adsorción de los colorantes a medida que el área de superficie

aumentaba con temperaturas más altas de pirólisis. El BC de paja de arroz preparado a

700 °C bajo nitrógeno y aplicado a una solución de 25 mg L-1 de colorante verde de

malaquita mostró una eliminación del 95% a pH 5 y 30 °C en 40 min [311].

Remediación de antibióticos

De acuerdo con Długosz y col. [312] la constante de liberación y aparición de productos

farmacéuticos, sus metabolitos y productos de transformación en el medio ambiente se ha

convertido en un motivo de gran preocupación debido a su extenso uso en la medicina

humana y veterinaria, encontrándose con frecuencia en aguas residuales tratadas, aguas

superficiales y subterráneas en todo el mundo. La eliminación de antibióticos ha sido

estudiada utilizando adsorbentes como los BC´s [313]. La adsorción de antibióticos puede

variar mucho según las propiedades del antibiótico y del BC utilizado [193] [314]. En

algunos casos, la tasa de eliminación puede ser tan alta como el 100% según las clases

de antibióticos [313]. Los principales mecanismos en la adsorción de antibióticos por BC´s

han sido las interacciones π–π, donor-aceptor de electrones, llenado de poros e

interacciones hidrófobas [297] [301] [315]. El pH es un factor importante para la eliminación

efectiva de antibióticos, por ejemplo, la adsorción de sulfametoxazol en BC derivado de

caña a pH 7.0, hizo que la superficie del BC se cargara negativamente, provocando el

aumento proporcional de sulfametoxazol con el aumento del pH [297]. En otro estudio

[316], los modelos de isotermas de Langmuir y Freundlich se aplicaron para ajustar los

datos de adsorción del antibiótico levofloxacino en BC´s de cáscara de arroz y astillas de

madera.

Remediación de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP)

Según Ogbonnaya y col. [317] los HAP son constituyentes de los hidrocarburos del

petróleo y se han vuelto omnipresentes en el medio ambiente debido a la explotación

persistente del petróleo crudo y sus derivados, estos pueden sufrir fotolisis, oxidación

química, volatilización, lixiviación, bioacumulación y/o adsorción en el suelo. La

disminución en las concentraciones de HAP total y biodisponible por adición de BC debido

a sus propiedades de adsorción, se ha estudiado por Werner y Karapanagioti [318] quienes

demostraron que la adsorción de los HAP por BC´s de madera se realiza por interacciones

Capítulo 4 91

π-π y mecanismos de llenado de poros, adsorción multicapa, cobertura superficial,

condensación en poros capilares y adsorción. Otros ejemplos exitosos incluyen la

reducción de fenantreno en la biota del suelo después de la adición de BC y una

disminución en la concentración de los HAP en un 50% [140] [317]. En otro estudio de

Khan y col. [319] la eliminación de HAP en el suelo usando BC de lodo de depuradora

producido a 500°C se llevó a cabo por el mecanismo de reparto.

La temperatura de pirólisis en relación con la biomasa utilizada afecta la adsorción, es así

como James y col. [320] determinaron la capacidad de adsorción de fenantreno de los

BC´s de madera de las especies Pinus y Betula y demostraron que la adsorción de

fenantreno se incrementó con el área de superficie más alta de BC´s producidos a

temperaturas altas. También la eliminación de fenantreno se logró a través del BC de

madera de pino producido a 350 y 700 °C, mostrando retención de HAP en micro o

mesoporos del suelo [321] [322].

Remediación de pesticidas orgánicos

Los pesticidas orgánicos se agregan al suelo deliberadamente para controlar plagas y

enfermedades en la agricultura. El aumento de la adsorción y la disminución de pesticidas

en presencia de BC´s puede reducir el riesgo de contaminación ambiental y exposición

humana, aumentando el rendimiento de los cultivos. La adsorción de pesticidas orgánicos

por BC´s ha sido observada por algunos investigadores, como Graber y col. [323] quienes

a partir de su estudio concluyeron que los BC´s con mayor AS y por lo tanto mayor

capacidad de adsorción, no son deseables en la adsorción de plaguicidas, esto se debe a

que si la fuerza de adsorción del BC supera un umbral específico, entonces el plaguicida

no obtendrá un control adecuado de plagas o malezas. Por lo tanto, Graber y col. [323]

sugirieron un valor de hasta 10 s de m2 g−1 de AS del BC para lograr el propósito de control

de plagas. Así mismo, Nag y col. [324] encontraron un fuerte efecto de la aplicación de BC

en el suelo sobre la eficacia de la atrazina para controlar la hierba de raigrás observando

que la dosis para el suelo modificado con BC (1% p/p) podría incrementarse de 3 a 4 veces

para lograr un control de malezas deseado, señalando también, que la magnitud del efecto

del BC sobre la eficacia del herbicida depende de la química de la molécula del herbicida

y de su modo de acción.

Li y col. [325] en su estudio sobre el comportamiento de adsorción y desorción de atrazina

por BC de residuos de yuca encontraron que la adición de 0.1% –5% (w / w) de BC



promovió la adsorción de atrazina de 1.7 a 36 veces en comparación con el control natural

del suelo, después de 60 días. Dicha liberación de atrazina del suelo se vio afectada por

un rango de pH de 3 a 9 y la cantidad de atrazina desorbida aumentó con el aumento de

las condiciones de pH. Del mismo modo, se encontró que la intensidad de la perturbación,

la complejación de la superficie y el intercambio de cationes desempeñan funciones

importantes en los mecanismos de adsorción. Por su parte, Zhelezova y col. [326]

examinaron cómo el BC de madera afectó la adsorción y degradación de dos herbicidas,

glifosato y diurón ,en el suelo arenoso y otro arcillos; encontrándo que con la adición de

BC el pH aumentó en ambos suelos al igual que la capacidad de retención de agua del

suelo arenoso. La adsorción de diurón mejoró con el BC en ambos suelos, mientras que

la adsorción de glifosato se redujo en el suelo arenoso. Del mismo modo, Cederlund y col.

[326] usando un BC de madera para reducir la lixiviación y adsorción de los pesticidas

clorpirifos, diurón y glifosato en un sistema de prueba de columna de arena. Demostraron

que la cinética de adsorción estaba controlada por los valores de log Kow de los pesticidas

y las tasas de adsorción variaban en el orden: clorpirifos > diuron > glifosato. La lixiviación

de diurón se redujo mediante la aplicación de BC y la retención se relacionó linealmente

con el espesor de las capas de BC. La lixiviación fue baja para todos los pesticidas cuando

estos se agregaron directamente al BC y luego se agregaron a la columna, sugiriendo que

el BC puede ser usado como un medio para mitigar la lixiviación de pesticidas.

5. Conclusiones y recomendaciones

5.1 Conclusiones

1. Mediante la discusión y el análisis del estado de arte se concluye que los

biocarbonizados dependiendo del tipo de biomasa y la temperatura de pirólisis a la

que se produzcan, se comportan como enmiendas de bajo costo que permiten

mejorar la calidad de los suelos y con ello la productividad de los cultivos, debido a

que su aplicación incrementa la disponibilidad de nutrientes para las plantas y por

lo tanto, la adsorción y desorción de nutrientes del suelo durante un período

prolongado debido a su estabilidad y estructura. De igual forma, los

biocarbonizados propician la remediación de los suelos debido a características

esenciales como el área superficial y la microporosidad que permiten la adsorción

de compuestos orgánicos.

2. De acuerdo con la bibliografía consultada se encuentra que las materias primas de

mayor utilización en la preparación de los biocarbonizados son las provenientes de

residuos agrícolas, forestales, animales y municipales, destacando por sus

propiedades fisicoquímicas como conductividad eléctrica las biomasas de cáscaras

de pistacho, cáscaras de avellana, cáscaras de café y estiércol de ave de corral;

por tener un pH alto y por lo tanto aumentar el pH ácido de los suelos sobresalen

la cáscara de soja, el estiércol de pollo y desechos de papel; por sus áreas

superficiales altas se destacan las ramas de árbol de manzana, las cáscaras de

soja y maní y el roble; aquellas que se caracterizan por tener un gran volumen de

poro son el eucalipto, cáscara de maní y aserrín de abeto de Douglas; y finalmente,

por su capacidad de intercambio catiónico sobresalen el estiércol de aves, paja de

maíz y trigo.

3. Debido a que a menores temperaturas de pirólisis los grupos funcionales que

contienen oxígeno y que son los responsables de la adsorción se conservan en la



superficie de los biocarbonizados, se encuentra que la temperatura de pirólisis

óptima para la adsorción de nutrientes y contaminantes orgánicos oscila entre 400

y 550ºC, ya que a temperaturas mayores aunque se obtiene un aumento del área

superficial, conductividad eléctrica, pH, volumen de poro y mayor estabilidad en la

estructura del biocarbonizado, la adsorción se ve afectada por la disminución de la

capacidad de intercambio catiónico.

4. La aplicación de biocarbonizados depende de la composición, el orden, la textura

y las propiedades fisicoquímicas del suelo, ya que con la adición de

biocarbonizados disminuye la densidad aparente del suelo y aumenta su porosidad,

lo que incide en un mayor contenido de oxígeno, en características beneficiosas

para la mineralización del suelo y en una mayor disponibilidad de nitrógeno y

capacidad de retención de agua, lo que optimiza el desarrollo de las raíces de las

plantas y la actividad microbiana del suelo. Además, el biocarbonizado da como

resultado un contenido de materia orgánica más alta en el suelo que la aplicación

de abono o fertilizante.

5. En cuanto a la adsorción de nutrientes se concluye que la retención de amonio por

biocarbonizados se llevó a cabo por la adsorción electrostática a grupos funcionales

de superficie con contenido de oxígeno que generan una carga negativa al

biocarbonizado. Mientras que, la adsorción de fósforo se realizó por interacciones

iónicas del fósforo con Al3+, Fe2+, Fe+3 y Ca2+. Para el zinc, el principal mecanismo

de adsorción cambia gradualmente de adsorción electrostática a no electrostática

a medida que el pH aumenta.

6. La adsorción de compuestos orgánicos por biocarbonizados se da principalmente

por atracción electrostática para tintes sintéticos, interacciones π–π, donor-aceptor

de electrones, llenado de poros e interacciones hidrófobas para antibióticos e

hidrocarburos aromáticos policiclicos; en su lugar, la pirólisis de la biomasa influye

en gran medida en la adsorción de compuestos orgánicos debido a que a

temperaturas altas de pirólisis se incrementa el área superficial y con ello la

adsorción.

Conclusiones y recomendaciones 95

5.2 Recomendaciones

1. De acuerdo con el estado de arte realizado se evidencia la falta de estudios acerca

de la adsorción de potasio y micronutrientes tales como S, Ca, Mg, K, P, Na, Mn,

Si, Fe, Al, Cu y Zn; por lo cual se recomienda realizar investigaciones que

permitirían tener un conocimiento más completo acerca de la adsorción y los

mecanismos de adsorción de los biocarbonizados y su aplicación en suelos.

2. Para futuras investigaciones sobre biocarbonizados se recomienda la aplicación en

campo, debido a que la mayoría de estudios desarrollados se llevan a cabo con

experimentos en lotes o en columnas; además, los estudios en campo podrían ser

útiles para identificar la acción de biocarbonizados en la biota del suelo, su dosis

de aplicación a gran escala y su efecto en los cultivos.

6. Bibliografía

[1] W. T. Tsai, S. C. Liu, H. R. Chen, Y. M. Chang, and Y. L. Tsai, “Textural and chemical

properties of swine-manure-derived biochar pertinent to its potential use as a soil

amendment,” Chemosphere, vol. 89, no. 2, pp. 198–203, 2012.

[2] C. A. Takaya, L. A. Fletcher, S. Singh, K. U. Anyikude, and A. B. Ross, “Phosphate

and ammonium sorption capacity of biochar and hydrochar from different wastes,”

Chemosphere, vol. 145, pp. 518–527, 2016.

[3] R. R. Domingues et al., “Properties of biochar derived from wood and high-nutrient

biomasses with the aim of agronomic and environmental benefits,” PLoS One, vol.

12, no. 5, pp. 1–19, 2017.

[4] J. W. Lee et al., “Characterization of biochars produced from cornstovers for soil

amendment,” Environ. Sci. Technol., vol. 44, no. 20, pp. 7970–7974, 2010.

[5] N. Firdaus Abdul R and N. S. Abdul R, “The Effect of Biochar Application on Nutrient

Availability of Soil Planted with MR219,” J. Microb. Biochem. Technol., vol. 09, no.

02, pp. 583–586, 2017.

[6] S. Abiven, A. Hund, V. Martinsen, and G. Cornelissen, “Biochar amendment

increases maize root surface areas and branching: a shovelomics study in Zambia,”

Plant Soil, vol. 395, no. 1–2, pp. 45–55, 2015.

[7] H. Blanco-Canqui, “Biochar and Soil Physical Properties,” Soil Sci. Soc. Am. J., vol.

84, no. 4, p. 687, 2017.

[8] G. Agegnehu, A. K. Srivastava, and M. I. Bird, “The role of biochar and biochar-

compost in improving soil quality and crop performance: A review,” Appl. Soil Ecol.,

vol. 119, no. October 2016, pp. 156–170, 2017.

[9] I. C. B. da Silva et al., “Biochar from different residues on soil properties and common

bean production,” Sci. Agric., vol. 74, no. 5, pp. 378–382, 2017.

[10] A. Ali et al., “Using bamboo biochar with compost for the stabilization and


compuestos orgánicos

phytotoxicity reduction of heavy metals in mine-contaminated soils of China,” Sci.

Rep., vol. 7, no. 1, pp. 1–12, 2017.

[11] J. Tang, W. Zhu, R. Kookana, and A. Katayama, “Characteristics of biochar and its

application in remediation of contaminated soil,” J. Biosci. Bioeng., vol. 116, no. 6,

pp. 653–659, 2013.

[12] Y. Yao, B. Gao, J. Chen, and L. Yang, “Engineered biochar reclaiming phosphate

from aqueous solutions: Mechanisms and potential application as a slow-release

fertilizer,” Environ. Sci. Technol., vol. 47, no. 15, pp. 8700–8708, 2013.

[13] X. Tan et al., “Application of biochar for the removal of pollutants from aqueous

solutions,” Chemosphere, vol. 125, pp. 70–85, 2015.

[14] X. fei Tan et al., “Biochar as potential sustainable precursors for activated carbon

production: Multiple applications in environmental protection and energy storage,”

Bioresour. Technol., vol. 227, pp. 359–372, 2017.

[15] X. Wang et al., “Adsorption removal of 17β-estradiol from water by rice straw-derived

biochar with special attention to pyrolysis temperature and background chemistry,”

Int. J. Environ. Res. Public Health, vol. 14, no. 10, pp. 1–17, 2017.

[16] J. Lehmann and S. Joseph, “Biochar for environmental management : An

introduction,” Biochar Environ. Manag. - Sci. Technol., vol. 1, pp. 1–12, 2009.

[17] Q. Fang, B. Chen, Y. Lin, and Y. Guan, “Aromatic and hydrophobic surfaces of wood-

derived biochar enhance perchlorate adsorption via hydrogen bonding to oxygen-

containing organic groups,” Environ. Sci. Technol., vol. 48, no. 1, pp. 279–288, 2014.

[18] M. K. Rafiq, R. T. Bachmann, M. T. Rafiq, Z. Shang, S. Joseph, and R. L. Long,

“Influence of pyrolysis temperature on physico-chemical properties of corn stover

(zea mays l.) biochar and feasibility for carbon capture and energy balance,” PLoS

One, vol. 11, no. 6, pp. 1–17, 2016.

[19] K. Jindo, H. Mizumoto, Y. Sawada, M. A. Sanchez-Monedero, and T. Sonoki,

“Physical and chemical characterization of biochars derived from different

agricultural residues,” Biogeosciences, vol. 11, no. 23, pp. 6613–6621, 2014.

[20] M. Ahmad et al., “Effects of pyrolysis temperature on soybean stover- and peanut

shell-derived biochar properties and TCE adsorption in water,” Bioresour. Technol.,

vol. 118, pp. 536–544, 2012.

[21] X. Gai et al., “Effects of feedstock and pyrolysis temperature on biochar adsorption

Bibliografía 99

of ammonium and nitrate,” PLoS One, vol. 9, no. 12, pp. 1–19, 2014.

[22] P. Conte, H.-P. Schmidt, G. Cimò, M. Guo, Z. He, and S. M. Uchimiya, “Research

and Application of Biochar in Europe,” Soil Science Society of America, Inc. January,

2016.

[23] M. I. Al-Wabel et al., “Impact of biochar properties on soil conditions and agricultural

sustainability: A review,” L. Degrad. Dev., January, pp. 1-38, 2017.

[24] W. Suliman, J. B. Harsh, N. I. Abu-Lail, A. M. Fortuna, I. Dallmeyer, and M. Garcia-

Perez, “Influence of feedstock source and pyrolysis temperature on biochar bulk and

surface properties,” Biomass and Bioenergy, vol. 84, January, pp. 37–48, 2016.

[25] J. Lehmann, M. C. Rillig, J. Thies, C. A. Masiello, W. C. Hockaday, and D. Crowley,

“Biochar effects on soil biota - A review,” Soil Biol. Biochem., vol. 43, no. 9, pp. 1812–

1836, 2011.

[26] S. X. Zhao, N. Ta, and X. D. Wang, “Effect of temperature on the structural and

physicochemical properties of biochar with apple tree branches as feedstock

material,” Energies, vol. 10, no. 9, 2017.

[27] T. Wang, M. Camps-Arbestain, and M. Hedley, “Predicting C aromaticity of biochars

based on their elemental composition,” Org. Geochem., vol. 62, pp. 1–6, 2013.

[28] Z. Tan, C. S. K. Lin, X. Ji, and T. J. Rainey, “Returning biochar to fields: A review,”

Appl. Soil Ecol., vol. 116, September 2016, pp. 1–11, 2017.

[29] M. Keiluweit, P. S. Nico, M. Johnson, and M. Kleber, “Dynamic molecular structure

of plant biomass-derived black carbon (biochar),” Environ. Sci. Technol., vol. 44, no.

4, pp. 1247–1253, 2010.

[30] A. V. McBeath, R. J. Smernik, E. S. Krull, and J. Lehmann, “The influence of

feedstock and production temperature on biochar carbon chemistry: A solid-state

13C NMR study,” Biomass and Bioenergy, vol. 60, pp. 121–129, 2014.

[31] M. I. Al-Wabel, A. Al-Omran, A. H. El-Naggar, M. Nadeem, and A. R. A. Usman,

“Pyrolysis temperature induced changes in characteristics and chemical composition

of biochar produced from conocarpus wastes,” Bioresour. Technol., vol. 131, pp.

374–379, 2013.

[32] N. Claoston, A. W. Samsuri, M. H. Ahmad Husni, and M. S. Mohd Amran, “Effects of

pyrolysis temperature on the physicochemical properties of empty fruit bunch and

rice husk biochars,” Waste Manag. Res., vol. 32, no. 4, pp. 331–339, 2014.

[33] J. A. Ippolito, K. A. Spokas, J. M. Novak, R. D. Lentz, and K. B. Cantrell, “Biochar



elemental composition and factors influencing nutrient retention,” Biochar Environ.

Manag. Sci. Technol. Implement., 2015.

[34] Z. Aslam, M. Khalid, and M. Aon, “Impact of Biochar on Soil Physical Properties,”

Sch. J. Agric. Sci., vol. 4, no. 5, pp. 280–284, 2014.

[35] W. J. Liu, H. Jiang, and H. Q. Yu, “Development of Biochar-Based Functional

Materials: Toward a Sustainable Platform Carbon Material,” Chem. Rev., vol. 115,

no. 22, pp. 12251–12285, 2015.

[36] D. Shen, R. Xiao, S. Gu, and K. Luo, “The pyrolytic behavior of cellulose in

lignocellulosic biomass: A review,” RSC Adv., vol. 1, no. 9, pp. 1641–1660, 2011.

[37] D. K. Shen, S. Gu, and A. V. Bridgwater, “The thermal performance of the

polysaccharides extracted from hardwood: Cellulose and hemicellulose,” Carbohydr.

Polym., vol. 82, no. 1, pp. 39–45, 2010.

[38] D. K. Shen and S. Gu, “The mechanism for thermal decomposition of cellulose and

its main products,” Bioresour. Technol., vol. 100, no. 24, pp. 6496–6504, 2009.

[39] S. Li, J. Lyons-Hart, J. Banyasz, and K. Shafer, “Real-time evolved gas analysis by

FTIR method: An experimental study of cellulose pyrolysis,” Fuel, vol. 80, no. 12, pp.

1809–1817, 2001.

[40] P. R. Patwardhan, D. L. Dalluge, B. H. Shanks, and R. C. Brown, “Distinguishing

primary and secondary reactions of cellulose pyrolysis,” Bioresour. Technol., vol.

102, no. 8, pp. 5265–5269, 2011.

[41] R. Vinu and L. J. Broadbelt, “A mechanistic model of fast pyrolysis of glucose-based

carbohydrates to predict bio-oil composition,” Energy Environ. Sci., vol. 5, no. 12, pp.

9808–9826, 2012.

[42] D. K. Shen, S. Gu, and A. V. Bridgwater, “Study on the pyrolytic behaviour of xylan-

based hemicellulose using TG-FTIR and Py-GC-FTIR,” J. Anal. Appl. Pyrolysis, vol.

87, no. 2, pp. 199–206, 2010.

[43] B. Peters, “Prediction of pyrolysis of pistachio shells based on its components

hemicellulose, cellulose and lignin,” Fuel Process. Technol., vol. 92, no. 10, pp.

1993–1998, 2011.

[44] M. Kosa, H. Ben, H. Theliander, and A. J. Ragauskas, “Pyrolysis oils from CO2

precipitated Kraft lignin,” Green Chem., vol. 13, no. 11, p. 3196, 2011.

[45] S. Chu, A. V. Subrahmanyam, and G. W. Huber, “The pyrolysis chemistry of a β-O-

Bibliografía 101

4 type oligomeric lignin model compound,” Green Chem., vol. 15, no. 1, pp. 125–

136, 2013.

[46] H. Ben and A. J. Ragauskas, “NMR characterization of pyrolysis oils from kraft

lignin,” Energy and Fuels, vol. 25, no. 5, pp. 2322–2332, 2011.

[47] J. Bourke, M. Manley-Harris, C. Fushimi, K. Dowaki, T. Nunoura, and M. J. Antal,

“Do all carbonized charcoals have the same chemical structure? 2. A model of the

chemical structure of carbonized charcoal,” Ind. Eng. Chem. Res., vol. 46, no. 18,

pp. 5954–5967, 2007.

[48] S. Yaman, “Pyrolysis of biomass to produce fuels and chemical feedstocks,” Energy

Convers. Manag., vol. 45, no. 5, pp. 651–671, 2004.

[49] M. Jouiad, N. Al-Nofeli, N. Khalifa, F. Benyettou, and L. F. Yousef, “Characteristics

of slow pyrolysis biochars produced from rhodes grass and fronds of edible date

palm,” J. Anal. Appl. Pyrolysis, vol. 111, pp. 183–190, 2015.

[50] J. Zhang, J. Liu, and R. Liu, “Effects of pyrolysis temperature and heating time on

biochar obtained from the pyrolysis of straw and lignosulfonate,” Bioresour. Technol.,

vol. 176, pp. 288–291, 2015.

[51] K. B. Cantrell, P. G. Hunt, M. Uchimiya, J. M. Novak, and K. S. Ro, “Impact of

pyrolysis temperature and manure source on physicochemical characteristics of

biochar,” Bioresour. Technol., vol. 107, pp. 419–428, 2012.

[52] Z. Chen, B. Chen, and C. T. Chiou, “Fast and slow rates of naphtalene sorption to

biochars produced at different temperatures,” Environ. Sci. Technol., vol. 46, pp.

11104–11111, 2012.

[53] Z. Chen, B. Chen, D. Zhou, and W. Chen, “Bisolute sorption and thermodynamic

behavior of organic pollutants to biomass-derived biochars at two pyrolytic

temperatures,” Environ. Sci. Technol., vol. 46, no. 22, pp. 12476–12483, 2012.

[54] C. Y. Jeong, S. K. Dodla, and J. J. Wang, “Fundamental and molecular composition

characteristics of biochars produced from sugarcane and rice crop residues and by-

products,” Chemosphere, vol. 142, pp. 4–13, 2016.

[55] Z. Liu, B. Dugan, C. A. Masiello, and H. M. Gonnermann, “Biochar particle size,

shape, and porosity act together to influence soil water properties,” PLoS One, vol.

12, no. 6, pp. 1–19, 2017.

[56] B. Fungo et al., “Aggregate size distribution in a biochar-amended tropical Ultisol

under conventional hand-hoe tillage,” Soil Tillage Res., vol. 165, pp. 190–197, 2017.



[57] X. Xiao, Z. Chen, and B. Chen, “H/C atomic ratio as a smart linkage between pyrolytic

temperatures, aromatic clusters and sorption properties of biochars derived from

diverse precursory materials,” Sci. Rep., vol. 6, no. October 2015, pp. 1–13, 2016.

[58] S. A. Zamani, R. Yunus, A. W. Samsuri, M. A. M. Salleh, and B. Asady, “Removal of

Zinc from Aqueous Solution by Optimized Oil Palm Empty Fruit Bunches Biochar as

Low Cost Adsorbent,” Bioinorg. Chem. Appl., vol. 2017, 2017.

[59] F. Ronsse, S. van Hecke, D. Dickinson, and W. Prins, “Production and

characterization of slow pyrolysis biochar: Influence of feedstock type and pyrolysis

conditions,” GCB Bioenergy, vol. 5, no. 2, pp. 104–115, 2013.

[60] R. Subedi et al., “Greenhouse gas emissions and soil properties following

amendment with manure-derived biochars: Influence of pyrolysis temperature and

feedstock type,” J. Environ. Manage., vol. 166, pp. 73–83, 2016.

[61] G. Agegnehu, A. M. Bass, P. N. Nelson, B. Muirhead, G. Wright, and M. I. Bird,

“Biochar and biochar-compost as soil amendments: Effects on peanut yield, soil

properties and greenhouse gas emissions in tropical North Queensland, Australia,”

Agric. Ecosyst. Environ., vol. 213, pp. 72–85, 2015.

[62] T. Manickam, G. Cornelissen, R. T. Bachmann, I. Z. Ibrahim, J. Mulder, and S. E.

Hale, “Biochar application in Malaysian sandy and acid sulfate soils: Soil

amelioration effects and improved crop production over two cropping seasons,”

Sustain., vol. 7, no. 12, pp. 16756–16770, 2015.

[63] P. Stella Mary, G.Sugumaran, S. Niveditha, B. Ramalakshmi, P. Ravichandran, and

S. Seshadri, “Production, characterization and evaluation of biochar from pod (Pisum

sativum), leaf (Brassica oleracea) and peel (Citrus sinensis) wastes,” Int. J. Recycl.

Org. Waste Agric., vol. 5, no. 1, pp. 43–53, 2016.

[64] A. Enders, K. Hanley, T. Whitman, S. Joseph, and J. Lehmann, “Characterization of

biochars to evaluate recalcitrance and agronomic performance,” Bioresour.

Technol., vol. 114, pp. 644–653, 2012.

[65] Z. Z. Chowdhury, M. Ziaul Karim, M. A. Ashraf, and K. Khalid, “Influence of

carbonization temperature on physicochemical properties of biochar derived from

slow pyrolysis of durian wood (Durio zibethinus) sawdust,” BioResources, vol. 11,

no. 2, pp. 3356–3372, 2016.

[66] L. Fryda and R. Visser, “Biochar for Soil Improvement: Evaluation of Biochar from

Bibliografía 103

Gasification and Slow Pyrolysis,” Agriculture, vol. 5, no. 4, pp. 1076–1115, 2015.

[67] P. Kim, D. Hensley, and N. Labbé, “Nutrient release from switchgrass-derived

biochar pellets embedded with fertilizers,” Geoderma, vol. 232–234, pp. 341–351,

2014.

[68] M. Laghari, Z. Hu, M. S. Mirjat, B. Xiao, A. A. Tagar, and M. Hu, “Fast pyrolysis

biochar from sawdust improves the quality of desert soils and enhances plant

growth,” J. Sci. Food Agric., vol. 96, no. 1, pp. 199–206, 2016.

[69] M. Ghidotti, D. Fabbri, and A. Hornung, “Profiles of Volatile Organic Compounds in

Biochar: Insights into Process Conditions and Quality Assessment,” ACS Sustain.

Chem. Eng., vol. 5, no. 1, pp. 510–517, 2017.

[70] C. J. Atkinson, J. D. Fitzgerald, and N. A. Hipps, “Potential mechanisms for achieving

agricultural benefits from biochar application to temperate soils: A review,” Plant Soil,

vol. 337, no. 1, pp. 1–18, 2010.

[71] W. K. Kim et al., “Characterization of cadmium removal from aqueous solution by

biochar produced from a giant Miscanthus at different pyrolytic temperatures,”

Bioresour. Technol., vol. 138, pp. 266–270, 2013.

[72] M. Li et al., “Cu(II) removal from aqueous solution by Spartina alterniflora derived

biochar,” Bioresour. Technol., vol. 141, pp. 83–88, 2013.

[73] D. Vamvuka and S. Sfakiotakis, “Effects of heating rate and water leaching of

perennial energy crops on pyrolysis characteristics and kinetics,” Renew. Energy,

vol. 36, no. 9, pp. 2433–2439, 2011.

[74] A. Mukherjee and A. R. Zimmerman, “Organic carbon and nutrient release from a

range of laboratory-produced biochars and biochar-soil mixtures,” Geoderma, vol.

193–194, pp. 122–130, 2013.

[75] A. Shaaban, S. M. Se, M. F. Dimin, J. M. Juoi, M. H. Mohd Husin, and N. M. M.

Mitan, “Influence of heating temperature and holding time on biochars derived from

rubber wood sawdust via slow pyrolysis,” J. Anal. Appl. Pyrolysis, vol. 107, pp. 31–

39, 2014.

[76] C. E. Brewer et al., “New approaches to measuring biochar density and porosity,”

Biomass and Bioenergy, vol. 66, pp. 176–185, 2014.

[77] W. Suliman, J. B. Harsh, N. I. Abu-Lail, A. M. Fortuna, I. Dallmeyer, and M. Garcia-

Pérez, “The role of biochar porosity and surface functionality in augmenting

hydrologic properties of a sandy soil,” Sci. Total Environ., vol. 574, no. March 2018,



pp. 139–147, 2017.

[78] M. Oduor, X. Xia, A. Nahayo, X. Liu, P. Khan, and G. Pan, “Geoderma Quanti fi

cation of biochar effects on soil hydrological properties using meta-analysis of

literature data,” Geoderma, vol. 274, pp. 28–34, 2016.

[79] M. C. Andrenelli et al., “Field application of pelletized biochar: Short term effect on

the hydrological properties of a silty clay loam soil,” Agric. Water Manag., vol. 163,

pp. 190–196, 2016.

[80] F. Sun and S. Lu, “Biochars improve aggregate stability , water retention , and pore-

space properties of clayey soil,” J. Plant Nutr. Soil Sci. pp. 26–33, 2014.

[81] K. Yang, Y. Jiang, J. Yang, and D. Lin, “Correlations and adsorption mechanisms of

aromatic compounds on biochars produced from various biomass at 700 °C,”

Environ. Pollut., vol. 233, pp. 64–70, 2018.

[82] S. Rajkovich, A. Enders, K. Hanley, C. Hyland, A. R. Zimmerman, and J. Lehmann,

“Corn growth and nitrogen nutrition after additions of biochars with varying properties

to a temperate soil,” Biol. Fertil. Soils, vol. 48, no. 3, pp. 271–284, 2012.

[83] A. H. El-Naggar, A. R. A. Usman, A. Al-Omran, Y. S. Ok, M. Ahmad, and M. I. Al-

Wabel, “Carbon mineralization and nutrient availability in calcareous sandy soils

amended with woody waste biochar,” Chemosphere, vol. 138, pp. 67–73, 2015.

[84] J. H. Yuan, R. K. Xu, and H. Zhang, “The forms of alkalis in the biochar produced

from crop residues at different temperatures,” Bioresour. Technol., vol. 102, no. 3,

pp. 3488–3497, 2011.

[85] Q. Xiao, L. Zhu, L. Tang, Y. Shen, and S. Li, “Responses of crop nitrogen partitioning,

translocation and soil nitrogen residue to biochar addition in a temperate dryland

agricultural soil,” Plant Soil, vol. 418, no. 1–2, pp. 405–421, 2017.

[86] K. Komnitsas, D. Zaharaki, G. Bartzas, G. Kaliakatsou, and A. Kritikaki, “Efficiency

of pecan shells and sawdust biochar on Pb and Cu adsorption,” Desalin. Water

Treat., vol. 57, no. 7, pp. 3237–3246, 2016.

[87] M. Zolfi-Bavariani, A. Ronaghi, R. Ghasemi-Fasaei, and J. Yasrebi, “Influence of

poultry manure–derived biochars on nutrients bioavailability and chemical properties

of a calcareous soil,” Arch. Agron. Soil Sci., vol. 62, no. 11, pp. 1578–1591, 2016.

[88] V. Lorn, H. Tanaka, S. D. Bellingrath-kimura, and Y. Oikawa, “The Effects of Biochar

from Rice Husk and Chromolaena odorata on the Soil Properties and Tomato Growth

Bibliografía 105

in Cambodia,” Trop. Agr. Develop., pp. 99–106, 2017.

[89] M. Ahmedna, S. J. Clarke, R. M. Rao, W. E. Marshall, and M. M. Johns, “Use of

filtration and buffers in raw sugar colour measurements,” J. Sci. Food Agric., vol. 75,

no. 1, pp. 109–116, 1997.

[90] A. R. A. Usman et al., “Conocarpus Biochar Induces Changes in Soil Nutrient

Availability and Tomato Growth Under Saline Irrigation,” Pedosphere, vol. 26, no. 1,

pp. 27–38, 2016.

[91] A. Mishra, K. Taing, M. W. Hall, and Y. Shinogi, “Effects of Rice Husk and Rice Husk

Charcoal on Soil Physicochemical Properties, Rice Growth and Yield,” Agric. Sci.,

vol. 08, no. 09, pp. 1014–1032, 2017.

[92] J. A. Alburquerque et al., “Effects of biochars produced from different feedstocks on

soil properties and sunflower growth,” J. Plant Nutr. Soil Sci., vol. 177, no. 1, pp. 16–

25, 2014.

[93] L. Githinji, “Effect of biochar application rate on soil physical and hydraulic properties

of a sandy loam,” Arch. Agron. Soil Sci., vol. 60, no. 4, pp. 457–470, 2014.

[94] N. Rogovska, D. A. Laird, and D. L. Karlen, “Field Crops Research Corn and soil

response to biochar application and stover harvest ଝ , ଝଝ,” F. Crop. Res., vol. 187,

pp. 96–106, 2016.

[95] E. Prima, A. Pratiwi, and Y. Shinogi, “Rice husk biochar application to paddy soil and

its effects on soil physical properties , plant growth , and methane emission,” Paddy

Water Environ., pp. 6–10, 2016.

[96] Z. Liu, B. Dugan, C. A. Masiello, R. T. Barnes, M. E. Gallagher, and H. Gonnermann,

“Impacts of biochar concentration and particle size on hydraulic conductivity and

DOC leaching of biochar – sand mixtures,” J. Hydrol., vol. 533, pp. 461–472, 2016.

[97] C. H. Cheng et al., “Sorption properties for black carbon (wood char) after long term

exposure in soils,” Org. Geochem., vol. 70, pp. 53–61, 2014.

[98] T. K. Oh, B. Choi, Y. Shinogi, and J. Chikushi, “Effect of pH conditions on actual and

apparent fluoride adsorption by biochar in aqueous phase,” Water. Air. Soil Pollut.,

vol. 223, no. 7, pp. 3729–3738, 2012.

[99] F. Yang, X. qing LEE, and B. Wang, “Characterization of biochars produced from

seven biomasses grown in three different climate zones,” Chinese J. Geochemistry,

vol. 34, no. 4, pp. 592–600, 2015.



[100] S. Gul, J. K. Whalen, B. W. Thomas, V. Sachdeva, and H. Deng, “Physico-chemical

properties and microbial responses in biochar-amended soils: Mechanisms and

future directions,” Agric. Ecosyst. Environ., vol. 206, pp. 46–59, 2015.

[101] S. Jeffery et al., “Initial biochar effects on plant productivity derive from N fertilization,”

Plant Soil, vol. 415, no. 1–2, pp. 435–448, 2017.

[102] R. Chintala, J. Mollinedo, T. E. Schumacher, D. D. Malo, and J. L. Julson, “Effect of

biochar on chemical properties of acidic soil,” Arch. Agron. Soil Sci., vol. 60, no. 3,

pp. 393–404, 2014.

[103] T. Dang, L. M. Mosley, R. Fitzpatrick, and P. Marschner, “Organic Materials Differ in

Ability to Remove Protons, Iron and Aluminium from Acid Sulfate Soil Drainage

Water,” Water. Air. Soil Pollut., vol. 226, no. 11, 2015.

[104] G. Yoo, Y. J. Kim, Y. O. Lee, and W. Ding, “Investigation of greenhouse gas

emissions from the soil amended with rice straw biochar,” KSCE J. Civ. Eng., vol.

20, no. 6, pp. 2197–2207, 2016.

[105] J. H. Park et al., “Characteristics of biochars derived from fruit tree pruning wastes

and their effects on lead adsorption,” J. Korean Soc. Appl. Biol. Chem., vol. 58, no.

5, pp. 751–760, 2015.

[106] A. Brennan, E. M. Jiménez, M. Puschenreiter, J. A. Alburquerque, and C. Switzer,

“Effects of biochar amendment on root traits and contaminant availability of maize

plants in a copper and arsenic impacted soil,” Plant Soil, vol. 379, no. 1–2, pp. 351–

360, 2014.

[107] M. Hagner et al., “Birch (Betula spp.) wood biochar is a potential soil amendment to

reduce glyphosate leaching in agricultural soils,” J. Environ. Manage., vol. 164, pp.

46–52, 2015.

[108] Y. Fang, B. Singh, B. P. Singh, and E. Krull, “Biochar carbon stability in four

contrasting soils,” Eur. J. Soil Sci., vol. 65, no. 1, pp. 60–71, 2014.

[109] R. Subedi et al., “Chemically and biologically-mediated fertilizing value of manure-

derived biochar,” Sci. Total Environ., vol. 550, pp. 924–933, 2016.

[110] G. Liu, M. Xie, and S. Zhang, “Effect of organic fraction of municipal solid waste

(OFMSW)-based biochar on organic carbon mineralization in a dry land soil,” J.

Mater. Cycles Waste Manag., vol. 19, no. 1, pp. 473–482, 2017.

[111] D. Kupryianchyk et al., “Sorption of hydrophobic organic compounds to a diverse

Bibliografía 107

suite of carbonaceous materials with emphasis on biochar,” Chemosphere, vol. 144,

pp. 879–887, 2016.

[112] J. M. De la Rosa, M. Paneque, I. Hilber, F. Blum, H. E. Knicker, and T. D. Bucheli,

“Assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons in biochar and biochar-amended

agricultural soil from Southern Spain,” J. Soils Sediments, vol. 16, no. 2, pp. 557–

565, 2016.

[113] F. Hoyle, “Managing Soil Organic Matter: A Practical Guide,” Grains Research &

Development Corporation, 2013.

[114] D. Jaramillo, “Introducción a la ciencia del suelo,” Universidad Nacional de

Colombia, Medellín, 2002.

[115] L. F. Debano, “Water Repellent Soils : a state-of-the-art,” U.S. Department of

Agriculture, Forest Service, Pacific Southwest Forest and Range Experiment Station,

1981.

[116] P. G. Oguntunde, B. J. Abiodun, A. E. Ajayi, and N. Van De Giesen, “Effects of

charcoal production on soil physical properties in Ghana,” J. Plant Nutr. Soil Sci.

2008, pp. 591–596, 2008.

[117] C. T. Petersen et al. “Pore-size distribution and compressibility of coarse sandy

subsoil with added biochar,” Eur J Soil Sci. pp. 1–11, 2016.

[118] S. Lu, F. Sun, and Y. Zong, “Catena Effect of rice husk biochar and coal fl y ash on

some physical properties of expansive clayey soil ( Vertisol ),” Catena, vol. 114, pp.

37–44, 2014.

[119] X. Qian et al., “Soil amendment with biochar increases maize yields in a semi-arid

region by improving soil quality and root growth,” Crop and Pasture Science, 2014,

pp. 495–507, 2016.

[120] B. Glaser, J. Lehmann, and W. Zech, “Ameliorating physical and chemical properties

of highly weathered soils in the tropics with charcoal – a review,” Biol Fertil Soils, pp.

219–230, 2002.

[121] T. C. Bond and H. Sun, “Can Reducing Black Carbon Emissions Counteract Global

Warming ?,” Environ. Sci. Technol., no. 217, pp. 5921–5926, 2005.

[122] C. Cheng, J. Lehmann, J. E. Thies, S. D. Burton, and M. H. Engelhard, “Oxidation of

black carbon by biotic and abiotic processes,” Organic Geochemistry, vol. 37, pp.

1477–1488, 2006.

[123] K. Tenggara, V. Paris, and L. Ddfense, “Interactions between decomposition of plant



residues and nitrogen cycling in soil,” Plant and Soil, pp. 71–82, 1996.

[124] M. K. Hossain, V. Strezov, K. Y. Chan, and P. F. Nelson, “Chemosphere Agronomic

properties of wastewater sludge biochar and bioavailability of metals in production of

cherry tomato ( Lycopersicon esculentum ),” Chemosphere, vol. 78, no. 9, pp. 1167–

1171, 2010.

[125] J. W. Gaskin, C. Steiner, K. Harris, K. C. Das, and B. Bibens, “Effect of Low-

Temperature Pyrolysis Conditions on Biochar for Agricultural Use.,” Transactions of

the ASABE vol. 51, no. 6, pp. 2061–2069, 2008.

[126] R. S. Kookana, A. K. Sarmah, L. Van Zwieten, and E. Krull, Biochar Application to

Soil : Agronomic and Environmental Benefits and Unintended Consequences, 1st

ed., vol. 112. Elsevier Inc., 2011.

[127] S. Castaldi et al., “Chemosphere Impact of biochar application to a Mediterranean

wheat crop on soil microbial activity and greenhouse gas fluxes,” Chemosphere, vol.

85, no. 9, pp. 1464–1471, 2011.

[128] V. Martinsen et al., “pH effects of the addition of three biochars to acidic Indonesian

mineral soils,” Soil Sci. Plant Nutr., vol. 61, no. 5, pp. 821–834, 2015.

[129] L. Wang C. R. Butterly Y. Wang H. M. S. K. Herath Y. G. Xi X. J. Xiao., “Effect of

crop residue biochar on soil acidity amelioration in strongly acidic tea garden soils,”

Soil Use and Management, March, pp. 119–128, 2014.

[130] A. Maru, O. A. Haruna, and W. C. Primus, “Coapplication of Chicken Litter Biochar

and Urea Only to Improve Nutrients Use Efficiency and Yield of Oryza sativa L .

Cultivation on a Tropical Acid Soil,” 2015.

[131] B. P. Singh, B. Hatton, B. Singh, A. L. Cowie, “Influence of Biochars on Nitrous Oxide

Emission and Nitrogen Leaching,” J. Environ. Qual., vol. 39, pp.1224 -1235, 2010.

[132] C. Steiner et al., “Long term e V ects of manure , charcoal and mineral fertilization

on crop production and fertility on a highly weathered Central Amazonian upland

soil,” Plant Soil, pp. 275–290, 2007.

[133] T. Han, Z. Zhao, M. Bartlam, and Y. Wang, “Combination of biochar amendment and

phytoremediation for hydrocarbon removal in petroleum-contaminated soil,” Environ.

Sci. Pollut. Res., vol. 23, no. 21, pp. 21219–21228, 2016.

[134] M. J. Martínez C., J. C. España A., and J. D. J. Diaz V., “Effect of Eucalyptus

globullus biochar addition on the availability of phosphorus in acidic soil,” Agron.

Bibliografía 109

Colomb., vol. 35, no. 1, p. 75, 2017.

[135] M. Waqas et al., “Additive effects due to biochar and endophyte application enable

soybean to enhance nutrient uptake and modulate nutritional parameters,” J.

Zhejiang Univ. B, vol. 18, no. 2, pp. 109–124, 2017.

[136] H. K. Bayabil, C. R. Stoof, J. C. Lehmann, B. Yitaferu, and T. S. Steenhuis,

“Geoderma Assessing the potential of biochar and charcoal to improve soil hydraulic

properties in the humid Ethiopian Highlands : The Anjeni watershed,” Geoderma, vol.

243–244, pp. 115–123, 2015.

[137] Y. Ding et al., “Biochar to improve soil fertility. A review,” Agron. Sustain. Dev., vol.

36, no. 2, 2016.

[138] M. Ahmad et al., “Chemosphere Biochar as a sorbent for contaminant management

in soil and water : A review,” Chemosphere, vol. 99, pp. 19–33, 2014.

[139] G. Qin, D. Gong, and M. Fan, “International Biodeterioration & Biodegradation

Bioremediation of petroleum-contaminated soil by biostimulation amended with

biochar,” Int. Biodeterior. Biodegradation, vol. 85, pp. 150–155, 2013.

[140] L. Beesley, E. Moreno-jiménez, and J. L. Gomez-eyles, “Effects of biochar and

greenwaste compost amendments on mobility , bioavailability and toxicity of

inorganic and organic contaminants in a multi-element polluted soil,” Environmental

Pollution, vol. 158, pp. 2282–2287, 2010.

[141] C. A. Takaya, L. A. Fletcher, S. Singh, U. C. Okwuosa, and A. B. Ross, “Recovery

of phosphate with chemically modified biochars,” J. Environ. Chem. Eng., vol. 4, no.

1, pp. 1156–1165, 2016.

[142] M. A. Naeem, M. Khalid, M. Arshad, and R. Ahmad, “Yield and nutrient composition

of biochar produced from yield and nutrient composition of biochar produced from

different feedstocks at varying pyrolytic temperatures,” Pak. J. Agri. Sci., Vol. 51 no.

1, pp. 75-82, 2014.

[143] P. G. Hunt, K. B. Cantrell, P. J. Bauer, and J. O. Miller, “Phosphorus fertilization of

ryegrass with ten precisely prepared manure biochars,” Transactions of the ASABE

vol. 56, no. 6, pp. 1317–1324, 2013.

[144] K. Sasmita, I. Anas, S. Anwar, S. Yahya, and G. Djajakirana, “Application of Biochar

and Organic Fertilizer on Acid Soil as Growing Medium for Cacao (Theobroma cacao

L.) Seedlings,” Researchgate.Net, vol. 4531, pp. 261–273.

[145] G. Xu, J. Sun, H. Shao, and S. X. Chang, “Biochar had effects on phosphorus



sorption and desorption in three soils with differing acidity,” Ecol. Eng., vol. 62, pp.

54–60, 2014.

[146] J. Sun, F. Lian, Z. Liu, L. Zhu, and Z. Song, “Ecotoxicology and Environmental Safety

Biochars derived from various crop straws : Characterization and Cd ( II ) removal

potential,” Ecotoxicol. Environ. Saf., vol. 106, pp. 226–231, 2014.

[147] G. Xu, L. L. Wei, J. N. Sun, H. B. Shao, and S. X. Chang, “What is more important

for enhancing nutrient bioavailability with biochar application into a sandy soil : Direct

or indirect mechanism ?,” Ecological Engineering, vol. 52, pp. 119–124, 2013.

[148] D. H. Moon, J. Park, and Y. Chang, “Immobilization of lead in contaminated firing

range soil using biochar,” Environ Sci Pollut Res, 2013.

[149] S. E. Hale, V. Alling, V. Martinsen, J. Mulder, G. D. Breedveld, and G. Cornelissen,

“The sorption and desorption of phosphate-P, ammonium-N and nitrate-N in cacao

shell and corn cob biochars,” Chemosphere, vol. 91, no. 11, pp. 1612–1619, 2013.

[150] I. I. Manolikaki, A. Mangolis, and E. Diamadopoulos, “The impact of biochars

prepared from agricultural residues on phosphorus release and availability in two

fertile soils,” J. Environ. Manage., vol. 181, pp. 536–543, 2016.

[151] C. Y. Jeong, J. J. Wang, S. K. Dodla, T. L. Eberhardt, and L. Groom, “Effect of

Biochar Amendment on Tylosin Adsorption–Desorption and Transport in Two

Different Soils,” J. Environ. Qual., vol. 41, no. 4, p. 1185, 2012.

[152] M. Smith, S. Ha, J. E. Amonette, I. Dallmeyer, and M. Garcia-perez, “Biomass and

Bioenergy Enhancing cation exchange capacity of chars through ozonation,”

Biomass and Bioenergy, vol. 81, pp. 304–314, 2015.

[153] P. Nutrition, “Variations in mineral element concentrations of poultry manure biochar

obtained at different pyrolysis temperatures , and their effects on crop growth and

mineral nutrition,” Soil Use and Management, pp. 429–437, 2015.

[154] N. Touray, W. Tsai, H. Chen, and S. Liu, “Journal of Analytical and Applied Pyrolysis

Thermochemical and pore properties of goat-manure-derived biochars prepared

from different pyrolysis temperatures,” J. Anal. Appl. Pyrolysis, vol. 109, pp. 116–

122, 2014.

[155] E. A. N. Marks, J. M. Alcañiz, and X. Domene, “Unintended effects of biochars on

short-term plant growth in a calcareous soil,” Plant Soil, vol. 385, no. 1–2, pp. 87–

105, 2014.

Bibliografía 111

[156] Y. Wang, Y. Lin, P. C. Chiu, P. T. Imhoff, and M. Guo, “Phosphorus release

behaviors of poultry litter biochar as a soil amendment,” Sci. Total Environ., vol. 512–

513, pp. 454–463, 2015.

[157] F. N. D. Mukome, X. Zhang, L. C. R. Silva, J. Six, and S. J. Parikh, “Use of Chemical

and Physical Characteristics To Investigate Trends in Biochar Feedstocks,” J. Agric.

Food Chem, vol. 61, pp. 2196−2204, 2013

[158] T. Wang, M. Camps-arbestain, M. Hedley, and P. Bishop, “Predicting phosphorus

bioavailability from high-ash biochars,” Plant Soil, vol. 357, pp. 173–187, 2012.

[159] M. K. Hossain, V. Strezov, K. Y. Chan, A. Ziolkowski, and P. F. Nelson, “In fl uence

of pyrolysis temperature on production and nutrient properties of wastewater sludge

biochar,” J. Environ. Manage., vol. 92, no. 1, pp. 223–228, 2011.

[160] H. Wu et al., “Release of soluble elements from biochars derived from various

biomass feedstocks,” Environ Sci Pollut Res, 2015.

[161] A. Faz, R. Zornoza, J. A. Acosta, and M. A. Mu, “Stability, nutrient availability and

hydrophobicity of biochars derived from manure, crop residues, and municipal solid

waste for their use as soil amendments,” Chemosphere, vol. 144, pp. 122–130,

2016.

[162] D. Rehrah, R. R. Bansode, O. Hassan, and M. Ahmedna, “Physico-chemical

characterization of biochars from solid municipal waste for use in soil amendment,”

J. Anal. Appl. Pyrolysis, 2015.

[163] H. Knicker, “How does fire affect the nature and stability of soil organic nitrogen and

carbon ? A review,” Biogeochemistry, pp. 91–118, 2007.

[164] H. Yuan, T. Lu, Y. Wang, Y. Chen, and T. Lei, “Sewage sludge biochar: Nutrient

composition and its effect on the leaching of soil nutrients,” Geoderma, vol. 267, pp.

17–23, 2016.

[165] J. Lehmann and S. Joseph, “Biochar for Environmental Management,” science and

technology, 2009.

[166] M. M. Morales, N. Comerford, I. A. Guerrini, N. P. S. Falcão, and J. B. Reeves,

“Sorption and desorption of phosphate on biochar and biochar-soil mixtures,” Soil

Use Manag., vol. 29, no. 3, pp. 306–314, 2013.

[167] P. A. Trazzi, J. J. Leahy, M. H. B. Hayes, and W. Kwapinski, “Adsorption and

desorption of phosphate on biochars,” J. Environ. Chem. Eng., vol. 4, no. 1, pp. 37–

46, 2016.



[168] M. Lawrinenko and D. A. Laird, “Anion exchange capacity of biochar,” Green Chem.,

vol. 17, pp. 4628–4636, 2015.

[169] Y. Yao et al., “Removal of phosphate from aqueous solution by biochar derived from

anaerobically digested sugar beet tailings,” J. Hazard. Mater., vol. 190, no. 1–3, pp.

501–507, 2011.

[170] C. Gerente, V. K. C. Lee, P. Le Cloirec, and G. Mckay, “Application of Chitosan for

the Removal of Metals From Wastewaters by Adsorption — Mechanisms and Models

Review Application of Chitosan for the Removal of Metals From Wastewaters by

Adsorption — Mechanisms and Models Review,” Critical Reviews in Environmental

Science and Technology, vol. 37, pp. 41–127, 2007

[171] Q. Yin, B. Zhang, R. Wang, and Z. Zhao, “Phosphate and ammonium adsorption of

sesame straw biochars produced at different pyrolysis temperatures,” Environ. Sci.

Pollut. Res., vol. 25, no. 5, pp. 4320–4329, 2018.

[172] G. Fang, J. Gao, C. Liu, D. D. Dionysiou, Y. Wang, and D. Zhou, “Key Role of

Persistent Free Radicals in Hydrogen Peroxide Activation by Biochar: Implications

to Organic Contaminant Degradation,” Environ. Sci. Technol., vol. 48, pp.

1902−1910, 2014.

[173] Z. Zeng et al., “Sorption of ammonium and phosphate from aqueous solution by

biochar derived from phytoremediation plants,” J. Zhejiang Univ. Sci. B, vol. 14, no.

12, pp. 1152–1161, 2013.

[174] Y. Yao et al., “Bioresource Technology Biochar derived from anaerobically digested

sugar beet tailings : Characterization and phosphate removal potential,” Bioresour.

Technol., vol. 102, no. 10, pp. 6273–6278, 2011.

[175] Y. Gao, N. Chen, W. Hu, C. Feng, and B. Zhang, “Phosphate Removal from Aqueous

Solution by an Effective Clay Composite Material,” J Solution Chem., pp. 691–704,

2013.

[176] N. O. Nelson, S. C. Agudelo, W. Yuan, and J. Gan, “Nitrogen and Phosphorus

Availability in Biochar-Amended Soils,” Soil Sci., vol. 176, no. 5, pp. 218–226, 2011.

[177] H. Soinne, J. Hovi, P. Tammeorg, and E. Turtola, “Geoderma Effect of biochar on

phosphorus sorption and clay soil aggregate stability,” Geoderma, vol. 219–220, pp.

162–167, 2014.

[178] R. Sivaraj, C. Namasivayam, and K. Kadirvelu, “Orange peel as an adsorbent in the

Bibliografía 113

removal of Acid violet 17 ( acid dye ) from aqueous solutions,” Waste Management,

vol. 21, pp. 105–110, 2001.

[179] L. Cox, M. C. Hermosin, J. Cornejo, I. De Recursos, A. De Sevilla, and P. O. Box,

“Adsorption mechanisms of thiazafluron in mineral soil clay components,” no.

European Journal of Soil Science, pp. 431–438, 1995.

[180] R. D. Wauchope et al., “Pesticide soil sorption parameters : theory , measurement ,

uses , limitations and reliability,” Pest Manag., vol. 445, no. 640, pp. 419–445, 2002.

[181] K. C. Uzoma, M. Inoue, H. Andry, H. Fujimaki, A. Zahoor, and E. Nishihara, “Effect

of cow manure biochar on maize productivity under sandy soil condition,” Soil Use

Manag., vol. 27, no. 2, pp. 205–212, 2011.

[182] P. Nutrition, “Impacts of biochar and processed poultry manure , applied to a

calcareous soil , on the growth of bean and maize,” Soil Use and Management, pp.

1–8, 2015.

[183] G. Osmond, “Biochar – root interactions are mediated by biochar,” European journal

of soils science, pp. 173–185, 2014.

[184] J. Major, M. Rondon, D. Molina, S. J. Riha, and J. Lehmann, “Maize yield and

nutrition during 4 years after biochar application to a Colombian savanna oxisol,”

Plant Soil, vol. 333, no. 1, pp. 117–128, 2010.

[185] A. Nigussie, E. Kissi, M. Misganaw, and G. Ambaw, “Effect of Biochar Application on

Soil Properties and Nutrient Uptake of Lettuces ( Lactuca sativa ) Grown in

Chromium Polluted Soils,” vol. 12, no. 3, pp. 369–376, 2012.

[186] F. Verheijen, S. Jeffery, A.C. Bastos, M. van der Velde, I. Diafas, A Critical Scientific

Review of Effects on Soil Properties, Processes and Functions, Review, Biochar

Application to Soils. 2009.

[187] O. Wood, C. C. Hollister, J. J. Bisogni, and J. Lehmann, “Ammonium, Nitrate, and

Phosphate Sorption to and Solute Leaching from Biochars Prepared from Corn

Stover, J. Environ. Qual.,” pp. 137–144, 2012.

[188] D. Laird, P. Fleming, B. Wang, R. Horton, and D. Karlen, “Biochar impact on nutrient

leaching from a Midwestern agricultural soil,” Geoderma, vol. 158, no. 3–4, pp. 436–

442, 2010.

[189] J. Lehmann, J. Pereira, C. Steiner, T. Nehls, W. Zech, and B. Glaser, “Nutrient

availability and leaching in an archaeological Anthrosol and a Ferralsol of the Central

Amazon basin : fertilizer , manure and charcoal amendments,” Plant and Soil, pp.



343–357, 2003.

[190] K. A. Spokas, J. M. Novak, and R. T. Venterea, “Biochar’s role as an alternative N-

fertilizer: Ammonia capture,” Plant Soil, vol. 350, no. 1–2, pp. 35–42, 2012.

[191] T. Clough, L. Condron, C. Kammann, and C. Müller, “A Review of Biochar and Soil

Nitrogen Dynamics,” Agronomy, vol. 3, no. 2, pp. 275–293, 2013.

[192] J. A. Ippolito, D. A. Laird, and W. J. Busscher, “Environmental Benefi ts of Biochar,”

J. Environ. Qual., pp. 967–972, 2012.

[193] Y. Yao, B. Gao, M. Zhang, M. Inyang, and A. R. Zimmerman, “Effect of biochar

amendment on sorption and leaching of nitrate, ammonium, and phosphate in a

sandy soil,” Chemosphere, vol. 89, no. 11. pp. 1467–1471, 2012.

[194] H. Zhang, R. P. Voroney, and G. W. Price, “Effects of temperature and processing

conditions on biochar chemical properties and their influence on soil C and N

transformations,” Soil Biol. Biochem., vol. 83, pp. 19–28, 2015.

[195] N. Brunswick, “Sorption of Nonionic , Hydrophobic Organic Chemicals to Mineral

Surfaces,” Environmental science & technology, vol. 31, no. 4, pp. 1079–1086, 1997.

[196] K. Goss and Ä. P. Schwarzenbach, “Critical Review Linear Free Energy

Relationships Used To Evaluate Equilibrium Partitioning of Organic Compounds,”

vol. 35, no. 1, pp. 1–9, 2001.

[197] V. A. Ggarwal, Y. C. Hien, and B. J. T. Eppen, “Molecular simulations to estimate

thermodynamics for adsorption of polar organic solutes to montmorillonite,”

European Journal of Soil Science, pp. 945–957, 2007.

[198] W. Weihenstephan and T. Universita, “Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons

to mineral surfaces,” European Journal of Soil Science, pp. 918–931, 2007.

[199] V. H. Freed, “A Physical Concept of Soil-Water Equilibria for Nonionic Organic

Compounds Widmanstaetten Patterns in Josephinite , a Metal-Bearing Terrestrial

Rock,” SCIENCE,vol. 206, no. November, pp. 831–832, 1979.

[200] A. Swiatkowski, M. Pakula, S. Biniak, and M. Walczyk, “Influence of the surface

chemistry of modified activated carbon on its electrochemical behaviour in the

presence of lead(II) ions,” Carbon N. Y., vol. 42, no. 15, pp. 3057–3069, 2004.

[201] J. K. Brennan, T. J. Bandosz, K. T. Thomson, and K. E. Gubbins, “Water in porous

carbons,” Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects, vol. 188, pp. 539–

568, 2001.

Bibliografía 115

[202] A. Mukherjee, A. R. Zimmerman, and W. Harris, “Surface chemistry variations

among a series of laboratory-produced biochars,” Geoderma, vol. 163, no. 3–4, pp.

247–255, 2011.

[203] M. Inyang, B. Gao, P. Pullammanappallil, W. Ding, and A. R. Zimmerman,

“Bioresource Technology Biochar from anaerobically digested sugarcane bagasse,”

Bioresour. Technol., vol. 101, no. 22, pp. 8868–8872, 2010.

[204] G. Settanni et al., “Protein corona composition of PEGylated nanoparticles correlates

strongly with amino acid composition of protein surface,” 2016.

[205] L. C. Bornemann, R. S. Kookana, and G. Welp, “Differential sorption behaviour of

aromatic hydrocarbons on charcoals prepared at different temperatures from grass

and wood,” Chemosphere, vol. 67, pp. 1033–1042, 2007.

[206] C. Cheng, J. Lehmann, and M. H. Engelhard, “Natural oxidation of black carbon in

soils : Changes in molecular form and surface charge along a climosequence,”

Geochim. Cosmochim. Acta, vol. 72, no. 6, pp. 1598–1610, 2008.

[207] A. Bagreev, T. J. Bandosz, and D. C. Locke, “Pore structure and surface chemistry

of adsorbents obtained by pyrolysis of sewage sludge-derived fertilizer,” Carbon, vol.

39, pp. 1971–1979, 2001.

[208] M. V Lopez-ramon, F. Stoeckli, C. Moreno-castilla, and F. Carrasco-marin, “On the

characterization of acidic and basic surface sites on carbons by various techniques,”

Carbon, vol. 37, no. 1999, pp. 1215–1221, 2000.

[209] “Soil Nutrient Cycling” pp. 19–36.

[210] S. Leininger et al., “Archaea predominate among ammonia-oxidizing prokaryotes in

soils,” NATURE, vol. 442, no. August, 2006.

[211] L. M. Berglund, T. H. Deluca, and O. Zackrisson, “Activated carbon amendments to

soil alters nitrification rates in Scots pine forests,” Soil Biology & Biochemistry, vol.

36, pp. 2067–2073, 2004.

[212] M. J. Gundale and T. H. Deluca, “Temperature and source material influence

ecological attributes of ponderosa pine and Douglas-fir charcoal,” Forest Ecology

and Management, vol. 231, pp. 86–93, 2006.

[213] C. Prayogo, J. E. Jones, J. Baeyens, and G. D. Bending, “Impact of biochar on

mineralisation of C and N from soil and willow litter and its relationship with microbial

community biomass and structure,” Biol Fertil Soils, 2013.

[214] V. Nelissen, T. Rütting, D. Huygens, J. Staelens, and G. Ruysschaert, “Soil Biology



& Biochemistry Maize biochars accelerate short-term soil nitrogen dynamics in a

loamy sand soil,” Soil Biol. Biochem., vol. 55, pp. 20–27, 2012.

[215] K. Hanley, A. Enders, M. L. Cayuela, M. A. Sa, and J. Lehmann, “how much and why

does biochar reduce,” SCIENTIFIC REPORTS, pp. 1–7, 2013.

[216] J. Lehmann, J. Gaunt, and M. Rondon, “Biochar sequestration in terrestrial

ecosystems – A review,” Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change,

pp. 403–427, 2006.

[217] T. H. DeLuca and G. H. Aplet, “Charcoal and carbon storage in forest soils of the

Rocky Mountain West,” Front Ecol Environ, vol. 6 no. 1, pp. 18–24, 2008.

[218] Y. Cheng, Z. Cai, S. X. Chang, and J. Wang, “Wheat straw and its biochar have

contrasting effects on inorganic N retention and N2O production in a cultivated Black

Chernozem,” Biol Fertil Soils, pp. 941–946, 2012.

[219] A. Zhang, Y. Liu, and G. Pan, “Effect of biochar amendment on maize yield and

greenhouse gas emissions from a soil organic carbon poor calcareous loamy soil

from Central China Plain,” Plant Soil, pp. 263–275, 2012.

[220] T. Thu et al., “Effects of biochar on soil available inorganic nitrogen : A review and

meta-analysis,” Geoderma, vol. 288, pp. 79–96, 2017.

[221] M. Sánchez-García et al., “Compost vs biochar amendment: a two-year field study

evaluating soil C build-up and N dynamics in an organically managed olive crop,”

Plant Soil, vol. 408, no. 1–2, 2016.

[222] H. H. Schomberg et al., “Infl uence of Biochar on Nitrogen Fractions in a Coastal

Plain Soil,” pp. 1087–1095, 2012.

[223] W. A. R. N. Fernando, K. Xia, and C. W. Rice, “Sorption and Desorption of

Ammonium from Liquid Swine Waste in Soils,” Soil Sci. Soc. Am. J., pp. 1057–1065,

2005.

[224] H. Xu, X. Wang, H. Li, H. Yao, J. Su, and Y. Zhu, “Biochar Impacts Soil Microbial

Community Composition and Nitrogen Cycling in an Acidic Soil Planted with Rape,”

2014.

[225] H. Zheng, Z. Wang, X. Deng, S. Herbert, and B. Xing, “Impacts of adding biochar on

nitrogen retention and bioavailability in agricultural soil,” Geoderma, vol. 206, pp. 32–

39, 2013.

[226] B. Wang, J. Lehmann, K. Hanley, R. Hestrin, and A. Enders, “Adsorption and

Bibliografía 117

desorption of ammonium by maple wood biochar as a function of oxidation and pH,”

Chemosphere, vol. 138, pp. 120–126, 2015.

[227] T. J. Clough and L. M. Condron, “Biochar and the Nitrogen Cycle : Introduction,” J.

Environ. Qual. vol. 39 pp. 1218–1223, 2010.

[228] H. Zheng et al., “Characteristics and nutrient values of biochars produced from giant

reed at different temperatures,” Bioresour. Technol., vol. 130, pp. 463–471, 2013.

[229] R. L. Johnson, J. Lehmann, D. C. Olk, E. G. Neves, and M. L. Thompson, “Abundant

and Stable Char Residues in Soils: Implications for Soil Fertility and Carbon

Sequestration,” Environ. Sci. Technol., vol. 46, pp. 9571−9576, 2012.

[230] I. Bargmann, M. C. Rillig, A. Kruse, J. Greef, and M. Kücke, “Effects of hydrochar

application on the dynamics of soluble nitrogen in soils and on plant availability,” J.

Plant Nutr. Soil Sci. pp. 48–58, 2014.

[231] K. A. Spokas et al., “Qualitative analysis of volatile organic compounds on biochar,”

Chemosphere, vol. 85, no. 5, pp. 869–882, 2011.

[232] B. Liang et al., “Black Carbon Increases Cation Exchange Capacity in Soils,” pp.

1719–1730, 2006.

[233] S. Section, “Impact of Biochar Enriched with Dairy Manure Effl uent on Carbon and

Nitrogen Dynamics,” J. Environ. Qual., vol. 41, 2012.

[234] L. M. Le Leuch and T. J. Bandosz, “The role of water and surface acidity on the

reactive adsorption of ammonia on modified activated carbons,” Carbon, vol. 45, pp.

568–578, 2007.

[235] Y. Ding, Y. Liu, and W. Wu, “Evaluation of Biochar Effects on Nitrogen Retention and

Leaching in Multi-Layered Soil Columns,” Water Air Soil Pollut, pp. 47–55, 2010.

[236] D. N. Dempster, D. L. Jones, and D. V. Murphy, “Clay and biochar amendments

decreased inorganic but not dissolved organic nitrogen leaching in soil,” Soil

Research, no. 3, pp. 216–221, 2012.

[237] S. Sato and N. B. Comerford, “Assessing methods for developing phosphorus

desorption isotherms from soils using anion exchange membranes,” Plant and Soil,

pp. 107–117, 2006.

[238] C. Zavalloni et al., “Microbial mineralization of biochar and wheat straw mixture in

soil : A short-term study,” Appl. Soil Ecol., vol. 50, pp. 45–51, 2011.

[239] R. Chintala et al., “Microporous and Mesoporous Materials Nitrate sorption and

desorption in biochars from fast pyrolysis,” Microporous Mesoporous Mater., vol.



179, pp. 250–257, 2013.

[240] K. Mizuta, “Removal of nitrate-nitrogen from drinking water using bamboo powder

charcoal,” Bioresource Technology, vol. 95, pp. 255–257, 2004.

[241] K. Kameyama, T. Miyamoto, T. Shiono, Y. Shinogi (2012) “Influence of sugarcane

bagasse-derived biochar application on nitrate leaching in calcaric dark red soil,” J

Environ Qual vol. 41 no. 4, pp. 1131–1137, 2012.

[243] X. Zhao, S. Wang, and G. Xing, “Nitrification , acidification , and nitrogen leaching

from subtropical cropland soils as affected by rice straw-based biochar : laboratory

incubation and column leaching studies,” J Soils Sediments, pp. 471–482, 2014.

[244] X. Liu, X. Ju, F. Zhang, J. Pan, and P. Christie, “Nitrogen dynamics and budgets in

a winter wheat – maize cropping system in the North China Plain,” Field Crops

Research, vol. 83, pp. 111–124, 2003.

[245] J. F. Hunt, T. Ohno, Z. He, C. W. Honeycutt, and D. B. Dail, “Inhibition of phosphorus

sorption to goethite , gibbsite , and kaolin by fresh and decomposed organic matter,”

Biol Fertil Soils, pp. 277–288, 2007.

[246] S. Ballof, “Manioc peel and charcoal : a potential organic amendment for sustainable

soil fertility in the tropics,” Biol Fertil Soils, pp. 15–21, 2005.

[247] M. Uchimiya, D. I. Bannon, L. H. Wartelle, I. M. Lima, and K. T. Klasson, “Lead

Retention by Broiler Litter Biochars in Small Arms Range Soil: Impact of Pyrolysis

Temperature,” J. Agric. Food Chem., vol. 60, pp. 5035−5044, 2012

[248] M. Uchimiya and S. Hiradate, “Pyrolysis Temperature-Dependent Changes in

Dissolved Phosphorus Speciation of Plant and Manure Biochars,” J. Agric. Food

Chem. vol. 62, pp. 1802−1809, 2014.

[249] X. Liang et al., “Phosphorus speciation and release kinetics of swine manure biochar

under various pyrolysis temperatures,” Environ. Sci. Pollut. Res., pp. 1–9, 2017.

[250] R. Marchetti and F. Castelli, “Biochar from Swine Solids and Digestate Infl uence

Nutrient Dynamics and Carbon Dioxide Release in Soil,” J. Environ. Qual. vol. pp.

893–901, 2013.

[251] P. Nutrition, “Effect of phosphorus-enriched biochar and poultry manure on growth

and mineral composition of lettuce ( Lactuca sativa L . cv .) grown in alkaline soil,”

Soil Use and Management, pp. 1–7, 2014.

[252] Y. Jin, X. Liang, M. He, Y. Liu, G. Tian, and J. Shi, “Manure biochar influence upon

Bibliografía 119

soil properties , phosphorus distribution and phosphatase activities : A microcosm

incubation study,” Chemosphere, 2015.

[253] L. Zhao, X. Cao, W. Zheng, Q. Wang, and F. Yang, “Chemosphere Endogenous

minerals have influences on surface electrochemistry and ion exchange properties

of biochar,” Chemosphere, vol. 136, pp. 133–139, 2015.

[254] B. Chen and D. Zhou, “Transitional Adsorption and Partition of Nonpolar and Polar

Aromatic Contaminants by Biochars of Pine Needles with Different Pyrolytic

Temperatures,” Environ. Sci. Technol, vol. 42, no. 14, pp. 5137–5143, 2008.

[255] E. P. A. Pratiwi, A. K. Hillary, T. Fukuda, and Y. Shinogi, “The effects of rice husk

char on ammonium, nitrate and phosphate retention and leaching in loamy soil,”

Geoderma, vol. 277, pp. 61–68, 2016.

[256] A. Halajnia, S. Oustan, N. Naja, A. R. Khataee, and A. Lakzian, “Applied Clay

Science Adsorption – desorption characteristics of nitrate , phosphate and sulfate on

Mg – Al layered double hydroxide,” Applied Clay Science, vol. 81, pp. 305–312,

2013.

[257] C. Fang, T. Zhang, P. Li, R. F. Jiang, and Y. C. Wang, “Application of magnesium

modified corn biochar for phosphorus removal and recovery from swine wastewater,”

Int. J. Environ. Res. Public Health, vol. 11, no. 9, pp. 9217–9237, 2014.

[258] F. Peng et al., “Adsorption of Phosphate by Biomass Char Deriving from Fast

Pyrolysis of Biomass Waste,” Clean – Soil, Air, Water, vol. 40, no. 5, pp. 493–498,

2012.

[259] X. Xu, B. Gao, W. Wang, Q. Yue, Y. Wang, and S. Ni, “Colloids and Surfaces B :

Biointerfaces Adsorption of phosphate from aqueous solutions onto modified wheat

residue : Characteristics , kinetic and column studies,” Colloids and Surfaces B:

Biointerfaces, vol. 70, pp. 46–52, 2009.

[260] “Adsorption of Zinc using Tea Factory Waste : Kinetics, Equilibrium and

Thermodynamics,” Clean, vol. 36, no. 3, pp. 320–329, 2008.

[261] S. Kilpimaaa, H. Runtti, T. Kangasa, U. Lassi, T. Kuokkanena, “Removal of

phosphate and nitrate over a modified,” vol. 92, pp. 1923-1933, 2014.

[262] H. Cui, M. K. Wang, M. Fu, and E. Ci, “Enhancing phosphorus availability in

phosphorus-fertilized zones by reducing phosphate adsorbed on ferrihydrite using

rice straw-derived biochar,” J Soils Sediments, pp. 1135–1141, 2011.

[263] L. A. Biederman and W. Stanley Harpole, “Biochar and its effects on plant



productivity and nutrient cycling: A meta-analysis,” GCB Bioenergy, vol. 5, no. 2, pp.

202–214, 2013.

[264] W. Zheng, M. Guo, T. Chow, D. N. Bennett, and N. Rajagopalan, “Sorption properties

of greenwaste biochar for two triazine pesticides,” J. Hazard. Mater., vol. 181, no. 1–

3, pp. 121–126, 2010.

[265] R. Walter and B. K. R. Rao, “Biochars influence sweet-potato yield and nutrient

uptake in tropical Papua New Guinea,” J. Plant Nutr. Soil Sci., pp. 393–400, 2015.

[266] M. Yamato, Y. Okimori, I. F. Wibowo, S. Anshori, and M. Ogawa, “Effects of the

application of charred bark of Acacia mangium on the yield of maize , cowpea and

peanut , and soil chemical properties in South Sumatra , Indonesia,” Soil Science

and Plant Nutrition, pp. 489–495, 2006.

[267] R. F. Follett and J. A. Delgado, “Nitrogen fate and transport in agricultural systems,”

Journal of Soil and Water Conservation, pp. 402–408, 2002.

[268] T. J. Headley, “Structural and Compositional Transformations of Biomass Chars

during Combustion,” COMBUSTIONAND FLAME, vol. 100, pp. 131–143, 1995.

[269] Y. Shinogi, “Nutrient leaching from carbon,” pp. 0–9, 2004.

[270] M. A. Rondon, J. Lehmann, J. Ramírez, and M. Hurtado, “Biological nitrogen fixation

by common beans (Phaseolus vulgaris L.) increases with bio-char additions,” Biol.

Fertil. Soils, vol. 43, no. 6, pp. 699–708, 2007.

[271] J. N. Knudsen, P. A. Jensen, W. Lin, F. J. Frandsen, and K. Dam-johansen, “Sulfur

Transformations during Thermal Conversion of Herbaceous Biomass,” Energy&

Fuels, pp. 810–819, 2004.

[272] X. Chen et al., “Adsorption of copper and zinc by biochars produced from pyrolysis

of hardwood and corn straw in aqueous solution,” Bioresour. Technol., vol. 102, no.

19, pp. 8877–8884, 2011.

[273] X. Xu, X. Cao, L. Zhao, and H. Wang, “Removal of Cu , Zn , and Cd from aqueous

solutions by the dairy manure-derived biochar,” Environ Sci Pollut Res, pp. 358–368,

2013.

[274] L. Beesley and M. Marmiroli, “The immobilisation and retention of soluble arsenic ,

cadmium and zinc by biochar,” Environ. Pollut., vol. 159, no. 2, pp. 474–480, 2011.

[275] R. Wne, J. J. Leahy, M. H. B. Hayes, and W. Kwapin, “Kinetic and adsorptive

characterization of biochar in metal ions removal,” Chemical Engineering Journal,

Bibliografía 121

vol. 197, pp. 295–305, 2012.

[276] Z. Dai et al., “Effects of manure- and lignocellulose-derived biochars on adsorption

and desorption of zinc by acidic types of soil with different properties,” Eur. J. Soil

Sci., vol. 67, no. 1, pp. 40–50, 2016.

[277] T. Jiang, J. Jiang, R. Xu, and Z. Li, “Chemosphere Adsorption of Pb ( II ) on variable

charge soils amended with rice-straw derived biochar,” Chemosphere, vol. 89, no. 3,

pp. 249–256, 2012.

[278] W. S. W. Ngah and M. A. K. M. Hanafiah, “Removal of heavy metal ions from

wastewater by chemically modified plant wastes as adsorbents : A review,”

Bioresource Technology, vol. 99, pp. 3935–3948, 2008.

[279] X. Cao, L. Ma, Y. Liang, B. Gao, and W. Harris, “Simultaneous Immobilization of

Lead and Atrazine in Contaminated Soils Using Dairy-Manure Biochar,” Environ. Sci.

Technol., pp. 4884–4889, 2011.

[280] O. Abollino, M. Aceto, M. Malandrino, C. Sarzanini, and E. Mentasti, “Adsorption of

heavy metals on Na-montmorillonite . Effect of pH and organic substances,” Water

Research, vol. 37, pp. 1619–1627, 2003.

[281] M. B. Mcbride and J. J. Blasiak, “Zinc and Copper Solubility as a Function of pH in

an Acid Soil,” Soil Sci. Soc. Am. J., no. 1317, pp. 2–6, 1979.

[282] S. Peulon, D. Lincot, J. E. Soc, S. Peulon, and D. Lincot, “Mechanistic Study of

Cathodic Electrodeposition of Zinc Oxide and Zinc Hydroxychloride Films from

Oxygenated Aqueous Zinc Chloride Solutions Mechanistic Study of Cathodic

Elecfrodeposition of Zinc Oxide and Zinc Hydroxychioride Films from Oxygenated

Aqueous Zinc Chloride Solutions,” J. Electrochem. Soc., vol. 145, no. 3, pp. 864–

874, 1998.

[283] A. Peng, L. Carol, J. P. David, W. B. Richard, and C. Landis, “Mechanisms of

Mercury Removal by Biochars Produced from Different,” J. Hazard. Mater., 2016.

[284] C. Dong, C. Chen, and C. Hung, “Bioresource Technology Synthesis of magnetic

biochar from bamboo biomass to activate persulfate for the removal of polycyclic

aromatic hydrocarbons in marine sediments,” Bioresour. Technol., vol. 245, no. July,

pp. 188–195, 2017.

[285] T. Zhang et al., “Efficient removal of lead from solution by celery-derived biochars

rich in alkaline minerals,” Bioresour. Technol., 2017.

[286] L. Solanum, “‘ Agricultural Waste to Treasure ’ e Biochar and eggshell to impede soil



antibiotics / antibiotic resistant bacteria ( genes ) from accumulating in,” Environ.

Pollut., pp. 1–8, 2018.

[287] Z. Abbas et al., “A critical review of mechanisms involved in the adsorption of organic

and inorganic contaminants through biochar,” Arab. J. Geosci., vol. 11, no. 16, 2018.

[288] M. Z. Rehman et al., “Ecotoxicology and Environmental Safety Contrasting effects of

biochar , compost and farm manure on alleviation of nickel toxicity in maize ( Zea

mays L .) in relation to plant growth , photosynthesis and metal uptake,” Ecotoxicol.

Environ. Saf., vol. 133, pp. 218–225, 2016.

[289] U. Younis et al., “Biochar enhances the cadmium tolerance in spinach ( Spinacia

oleracea ) through modification of Cd uptake and physiological and biochemical

attributes,” Environ. Sci. Pollut. Res., 2016.

[290] M. Vithanage, S. S. Mayakaduwa, I. Herath, and Y. Sik, “Chemosphere Kinetics ,

thermodynamics and mechanistic studies of carbofuran removal using biochars from

tea waste and rice husks,” Chemosphere, pp. 1–9, 2015.

[291] Y. F. Lam, L. Yee, S. J. Chua, S. S. Lim, and S. Gan, “Ecotoxicology and

Environmental Safety Insights into the equilibrium , kinetic and thermodynamics of

nickel removal by environmental friendly Lansium domesticum peel biosorbent,”

Ecotoxicol. Environ. Saf., vol. 127, pp. 61–70, 2016.

[292] G. Tan, N. Xu, Y. Xu, H. Wang, and W. Sun, “Sorption of mercury ( II ) and atrazine

by biochar , modified biochars and biochar based activated carbon in aqueous

solution,” Bioresour. Technol., no. Ii, 2016.

[293] L. Li, D. Zou, Z. Xiao, and X. Zeng, “Biochar as a sorbent for emerging contaminants

enables improvements in waste management and sustainable resource use,” J.

Clean. Prod., vol. 210, pp. 1324–1342, 2019.

[294] M. Zia et al., “Effect of limestone , lignite and biochar applied alone and combined

on cadmium uptake in wheat and rice under rotation in an ef fl uent irrigated fi eld *,”

Environ. Pollut., vol. 227, pp. 560–568, 2017.

[295] G. N. Kasozi, P. Nkedi-kizza, and B. I. N. Gao, “Catechol and Humic Acid Sorption

onto a Range of Laboratory Produced Black Carbons (Biochars),” Environ. Sci.

Technol, vol. 44, no. 16, pp. 6189–6195, 2010.

[296] K. Sun, M. Keiluweit, M. Kleber, Z. Pan, and B. Xing, “Bioresource Technology

Sorption of fluorinated herbicides to plant biomass-derived biochars as a function of

Bibliografía 123

molecular structure,” Bioresour. Technol., vol. 102, no. 21, pp. 9897–9903, 2011.

[297] H. Zheng, Z. Wang, J. Zhao, S. Herbert, and B. Xing, “Sorption of antibiotic

sulfamethoxazole varies with biochars produced at different temperatures,” Environ.

Pollut., vol. 181, pp. 60–67, 2013.

[298] K. Sun et al., “Bioresource Technology Polar and aliphatic domains regulate sorption

of phthalic acid esters ( PAEs ) to biochars,” Bioresour. Technol., vol. 118, pp. 120–

127, 2012.

[299] X. Zhang et al., “Effect of aging process on adsorption of diethyl phthalate in soils

amended with bamboo biochar,” Chemosphere, vol. 142, pp. 28–34, 2016.

[300] H. Li et al., “The influence of biochar type on long-term stabilization for Cd and Cu in

contaminated paddy soils,” Journal of Hazardous Materials, vol. 304, pp. 40–48,

2016.

[301] M. Inyang, B. Gao, A. Zimmerman, M. Zhang, and H. Chen, “Synthesis ,

characterization , and dye sorption ability of carbon nanotube – biochar

nanocomposites,” Chem. Eng. J., vol. 236, pp. 39–46, 2014.

[302] Y. Li et al., “Hydrothermal Carbonization for Removal of Two Organics from Aqueous

Zhejiang Provincial Key Lab for Chemical and Biological Processing Technology of

Key Laboratory of Recycling and Eco-treatment of Waste Biomass of Zhejiang

Department of Agroindustry , Faculty of Agriculture and Food Processing , Mean

Chey,” Bioresour. Technol., 2018.

[303] M. Williams, S. Martin, and R. S. Kookana, “Sorption and plant uptake of

pharmaceuticals from an artificially contaminated soil amended with biochars,” Plant

Soil, 2015.

[304] J. J. Pignatello, S. Kwon, and Y. Lu, “Effect of Natural Organic Substances on the

Surface and Adsorptive Properties of Environmental Black Carbon ( Char ):

Attenuation of Surface Activity by Humic and Fulvic Acids,” Environ. Sci. Technol.,

pp. 7757–7763, 2006.

[305] I. Sciences and C. Academy, “Strong Sorption of Phenanthrene by Condensed

Organic Matter in Soils and Sediments,” vol. 41, no. 11, pp. 3952–3958, 2007.

[306] X. Zhang et al., “Bioresource Technology Biochar for volatile organic compound (

VOC ) removal : Sorption performance and governing mechanisms,” Bioresour.

Technol., vol. 245, no. July, pp. 606–614, 2017.

[307] L. Ji, Y. Wan, S. Zheng, and D. Zhu, “Adsorption of Tetracycline and



Sulfamethoxazole on Crop Residue-Derived Ashes : Implication for the Relative

Importance of Black Carbon to Soil Sorption,” Environ. Sci. Technol., pp. 5580–5586,

2011.

[308] W. Char and W. P. Ball, “Evidence for a Pore-Filling Mechanism in the Adsorption of

Aromatic Hydrocarbons to a Natural,” Environ. Sci. Technol., vol. 41, no. 4, pp. 1212–

1217, 2007.

[309] S. B. Jadhav, S. N. Surwase, and J. P. Jadhav, “Biodecolorization of Azo Dye

Remazol Orange by Pseudomonas aeruginosa BCH and Toxicity ( Oxidative Stress

) Reduction in Allium cepa Root Cells,” Appl Biochem Biotechnol, pp. 1319–1334,

2012.

[310] Y. Qiu, Z. Zheng, Z. Zhou, and G. D. Sheng, “Bioresource Technology Effectiveness

and mechanisms of dye adsorption on a straw-based biochar,” Bioresour. Technol.,

vol. 100, no. 21, pp. 5348–5351, 2009.

[311] B. H. Hameed and M. I. El-khaiary, “Kinetics and equilibrium studies of malachite

green adsorption on rice straw-derived char,” Journal of Hazardous Materials, vol.

153, pp. 701–708, 2008.

[312] A. Kwiecie, K. Szczubiałka, J. Krzek, and M. Nowakowska, “Photocatalytic

degradation of sulfamethoxazole in aqueous solution using a floating TiO2-expanded

perlite photocatalyst,” 2015.

[313] M. B. Ahmed, J. L. Zhou, H. H. Ngo, and W. Guo, “Science of the Total Environment

Adsorptive removal of antibiotics from water and wastewater : Progress and

challenges,” Sci. Total Environ., vol. 532, pp. 112–126, 2015.

[314] X. Zhang et al., “Using biochar for remediation of soils contaminated with heavy

metals and organic pollutants,” Environ. Sci. Pollut. Res., vol. 20, no. 12, pp. 8472–

8483, 2013.

[315] M. Teixid, J. J. Pignatello, and L. Beltr, “Speciation of the Ionizable Antibiotic

Sulfamethazine on Black Carbon ( Biochar ),” Environ. Sci. Technol. pp. 10020–

10027, 2011.

[316] S. Yi, B. Gao, Y. Sun, J. Wu, X. Shi, and B. Wu, “Chemosphere Removal of levo fl

oxacin from aqueous solution using rice-husk and wood-chip biochars,”

Chemosphere, no. 2015, pp. 1–8, 2016.

[317] O. U. Ogbonnaya, O. O. Adebisi, and K. T. Semple, “Environmental Science

Bibliografía 125

Processes & Impacts,” Environ. Sci. Process. Impacts, vol. 16, pp. 2635–2643, 2014.

[318] W. Treat-, “Modeling Maximum Adsorption Capacities of Soot and Soot-like

Materials for PAHs and PCBs,” Environ. Sci. Technol., vol. 38, no. 12, pp. 3305–

3309, 2004.

[319] S. Khan, C. Chao, M. Waqas, H. P. H. Arp, and Y. Zhu, “Sewage Sludge Biochar In

fl uence upon Rice ( Oryza sativa L) Yield, Metal Bioaccumulation and Greenhouse

Gas Emissions from Acidic Paddy Soil,” Environ. Sci. Technol., vol. 47, pp.

8624−8632, 2013.

[320] G. James, D. A. Sabatini, C. T. Chiou, D. Rutherford, A. C. Scott, and H. K.

Karapanagioti, “Evaluating phenanthrene sorption on various wood chars,” Water

Research, vol. 39, pp. 549–558, 2005.

[321] H. Zhang, K. Lin, H. Wang, and J. Gan, “Effect of Pinus radiata derived biochars on

soil sorption and desorption of phenanthrene,” Environ. Pollut., vol. 158, no. 9, pp.

2821–2825, 2010.

[322] H. Lyu, Y. Gong, R. Gurav, and J. Tang, Potential Application of Biochar for

Bioremediation of Contaminated Systems. Elsevier Inc., 2016.

[323] B. Soil, L. Tsechansky, and J. Khanukov, “Sorption, Volatilization, and Efficacy of the

Fumigant 1,3-Dichloropropene in a Biochar-Amended Soil,” Soil Sei. Soc. Am., vol.

75, no. 4, pp. 1365–1374, 2011.

[324] S. K. Nag, R. Kookana, L. Smith, E. Krull, L. M. Macdonald, and G. Gill,

“Chemosphere Poor efficacy of herbicides in biochar-amended soils as affected by

their chemistry and mode of action,” Chemosphere, vol. 84, no. 11, pp. 1572–1577,

2011.

[325] X. Li et al., “Science of the Total Environment Effect of cassava waste biochar on

sorption and release behavior of atrazine in soil,” Sci. Total Environ., vol. 644, pp.

1617–1624, 2018.

[326] A. Zhelezova, H. Cederlund, and J. Stenström, “Effect of Biochar Amendment and

Ageing on Adsorption and Degradation of Two Herbicides,” Water Air Soil Pollut, ()

vol. 228, pp. 216-017, 2017.

Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción ...

Documents

Transcript of Biocarbonizados en la agricultura: adsorción y desorción ...