Abstract

L’élimination des ions plomb (II) des solutions aqueuses a été réalisée en utilisant un charbon actif préparé à partir d’une biomasse de déchets. Les effets de divers paramètres tels que le pH, le temps de contact, la concentration initiale des ions plomb (II) et la température sur le processus d’adsorption ont été étudiés. L’analyse par spectroscopie de rayons X à dispersion d’énergie (EDS) après adsorption révèle l’accumulation d’ions de plomb (II) sur le charbon actif. Les modèles isothermes de Langmuir et Freundlich ont été appliqués pour analyser les données d’équilibre. La capacité maximale d’adsorption monocouche du charbon actif a été trouvée à 476.2 mg g-1. Les données cinétiques ont été évaluées et l’équation de pseudo-second ordre a fourni la meilleure corrélation. Les paramètres thermodynamiques suggèrent que le processus d’adsorption est endothermique et spontané.

1. Introduction

L’utilisation de divers adsorbants pour l’élimination des ions de métaux lourds de la solution aqueuse est d’un grand intérêt en raison des préoccupations environnementales. Les déchets de coquilles d’œufs broyées ont été trouvés comme un adsorbant efficace pour l’élimination du colorant anionique de la solution aqueuse . L’élimination du cadmium en utilisant des agrumes, des pommes et des raisins a été étudiée. Il a été rapporté que les pelures d’agrumes ont montré une capacité d’adsorption élevée. Les charbons actifs sont largement utilisés pour l’élimination des ions de métaux lourds des solutions aqueuses. La préparation de charbon actif en grains (CAG) à partir de sous-produits agricoles et leur utilisation dans des expériences d’adsorption ont été rapportées par Johns et al. Il a été conclu que les CAGs produits à partir de sous-produits agricoles étaient plus efficaces que les CAGs commerciaux en termes de capacité d’adsorption. L’élimination du mercure organique des eaux usées a été testée en utilisant des charbons actifs et des résines échangeuses d’ions (Amberlite GT73). Il a été rapporté que les charbons actifs ont montré une plus grande capacité d’adsorption que la résine échangeuse d’ions .

Il y a naturellement un grand effort pour trouver un matériau à faible coût pour produire le charbon actif. Dans le présent article, nous décrivons nos efforts pour éliminer les ions de plomb (II) d’une solution aqueuse en utilisant le charbon actif produit à partir de tourteaux de soja avec activation chimique. Le tourteau de soja, un sous-produit agricole, a été utilisé pour la préparation du charbon actif. L’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif a été étudiée avec des variations des paramètres de pH, de temps de contact, de concentration en ions plomb (II) et de température. Le modèle cinétique de l’adsorption du plomb (II) sur le charbon actif a également été étudié.

2. expérimental

2.1. Matériaux

La biomasse (tourteau de soja) a été obtenue auprès d’Altinyag Oil Company, Izmir, Turquie. L’échantillon contenait 17,86 % en poids d’extractibles, 52,51 % en poids d’hémicellulose, 2,80 % en poids de lignine et 21,58 % en poids de cellulose. L’analyse élémentaire du tourteau de soja est la suivante : 44,48 % en poids de C, 6,28 % en poids de H, 8,21 % en poids de N, 0,54 % en poids de S, 40,49 % en poids de O (par différence), et 5,83 % en poids de cendres. Tous les produits chimiques utilisés dans la présente étude étaient de qualité analytique.

2.2. Préparation du charbon actif

On a procédé à la préparation du charbon actif à partir du tourteau de soja par activation au K2CO3 avec le taux d’imprégnation de 1,0. Le K2CO3 a été mélangé avec le gâteau d’huile de soja pendant une nuit afin que les réactifs soient entièrement absorbés par la biomasse. La bouillie a ensuite été séchée à 105°C. Le matériau imprégné a été placé dans un réacteur puis carbonisé à 1073,15 K. Les détails expérimentaux pour la préparation du charbon actif peuvent être trouvés dans un rapport précédent. Le rendement du charbon actif a été trouvé à 11.56 % en poids. Le charbon actif, désigné comme SAC2, a été tamisé en particules de taille <63 μm et utilisé pour les expériences. Une mesure des surfaces spécifiques du charbon actif produit à partir du gâteau d’huile de soja par activation chimique avec K2CO3 a été effectuée par adsorption de N2 (à 77 K), en utilisant un analyseur de surface (Quantachrome Inst., Nova 2200e). La distribution des charges de surface du SAC2 a été mesurée en fonction du pH en utilisant un Zetasizer Nanoseries de Malvern. Les compositions élémentaires du charbon actif ont été déterminées en utilisant un analyseur élémentaire LECO CHNS 932. Les propriétés physico-chimiques du charbon actif sont les suivantes : 81,03 % en poids de C, 0,53 % en poids de H, 0,06 % en poids de N, 0,05 % en poids de S, 18,33 % en poids de O (par différence) ; 0,98 % en poids de teneur en cendres, 1352,86 m2 g-1 de surface spécifique, 0,680 cm3 g-1 de volume total de pores, 0,400 cm3 g-1 de volume de micropores, et 10,05 Å de diamètre moyen de pores.

2.3. Expériences d’adsorption

Les expériences d’adsorption ont été faites dans un système de lot. Une certaine quantité de SAC2 a été ajoutée à une solution de nitrate de plomb (II) dans une fiole Erlenmeyer fermée par un bouchon en verre et le contenu de la fiole a été agité à l’aide d’un agitateur magnétique à 200 rpm pour déterminer les valeurs optimales du pH, la concentration initiale des ions plomb (II).

Une solution mère contenant 1000 mg L-1 d’ions plomb (II) a été utilisée pour les expériences d’adsorption. Les concentrations de plomb (II) requises ont été fournies par la dilution à l’aide d’eau déionisée. 100 mL d’une solution de plomb (II) contenant 50 mg de l’adsorbant dans une fiole conique à bouchon de 250 mL ont été agités à 200 rpm dans un bain-marie, dont la température a été contrôlée à la température désirée (298.15, 308.15, et 318.15 K). La concentration en ions plomb (II) de la solution a été déterminée par spectrométrie d’absorption atomique (modèle Perkin Elmer A. Analyst 800). La quantité d’ions plomb (II) sur l’adsorbant à l’équilibre a été déterminée à partir de la différence entre les concentrations initiale et finale des solutions de plomb (II).

Le SAC2 après adsorption des ions plomb (II) a été séché dans un four sous vide à 50°C pendant 24 h, puis les ions plomb (II) adsorbés sur le SAC2 ont été caractérisés par un microscope électronique à balayage à émission de champ (MEB, Carl Zeiss Ultra Plus) équipé d’une analyse par spectrophotomètre à rayons X à dispersion d’énergie (EDS).

3. Résultats et discussion

3.1. Effet du pH

L’effet du pH sur la capacité d’adsorption des ions plomb (II) de SAC2 a été étudié à une concentration initiale de 300 mg L-1 d’ions plomb (II) et à 298,15 K. Le pH des solutions est un facteur qui joue un rôle important dans le processus d’adsorption. Comme les ions plomb (II) précipitent sous forme d’hydroxyde de plomb (II) à des valeurs de pH supérieures à 6,7, les expériences d’adsorption n’ont pas été réalisées au-delà de cette valeur. La nature amphotère du charbon a affecté à la fois les groupes fonctionnels de surface et le point de charge zéro (pHPZC) du charbon actif. L’adsorption cationique est favorisée à pH > pHPZC et l’adsorption anionique est favorisée à pH < pHPZC. Les potentiels zêta et la capacité d’adsorption du SAC2 en fonction du pH de la solution sont illustrés dans les figures 1(a) et 1(b), respectivement. Comme on peut le voir sur la figure, le pHPZC de SAC2 est de 6,1 et la surface était chargée positivement lorsque le pH de la solution était inférieur à 6,1. La magnitude de la charge de surface de SAC2 a été réduite lorsque le pH a été augmenté de 2 à 6. L’augmentation de la densité de la charge positive sur les sites de la surface du charbon actif à de faibles valeurs de pH (moins de 3) a bloqué la venue des cations métalliques. Au contraire, lorsque la valeur du pH a augmenté, la répulsion électrostatique entre les ions plomb (II) a diminué et la surface du SAC2 est devenue moins chargée positivement, et la capacité d’adsorption du SAC2 a augmenté. La capacité d’adsorption maximale a été trouvée comme 244,9 mg g-1 à pH 6,0.

(a)

(b)

.
(a)
(b)

Figure 1

(a) potentiels zêta de SAC2 en fonction du pH, (b) effet du pH pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2). ( = 300 mg L-1 ; mg ; mL ; °C ; vitesse d’agitation 200 rpm).

3.2. Effet du temps de contact

Une série d’expériences de temps de contact pour l’adsorption des ions plomb (II) sur SAC2 a été réalisée à la concentration initiale des ions plomb (II) (300 mg L-1) et aux températures de 298,15, 308,15 et 318,15 K. Les effets du temps de contact sur le processus d’adsorption sont présentés dans la figure 2. La quantité adsorbée d’ions plomb (II) a augmenté avec l’augmentation du temps de contact jusqu’à 100 min, après quoi il n’y a pas eu d’augmentation significative de l’adsorption des ions plomb (II) sur SAC2. Avec un temps de contact de 60 min, les quantités adsorbées d’ions plomb (II) sur SAC2 étaient 221,9, 232,6, et 240,2 mg g-1 à 298,15, 308,15, et 318,15 K, respectivement.

Figure 2

Effet du temps de contact pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2). ( = 300 mg L-1 ; mg ; mL ; pH = 5,5 ; vitesse d’agitation 200 rpm).

3.3. Effet de la concentration initiale en ions plomb (II)

La capacité d’adsorption du SAC2 pour les ions plomb (II) a augmenté avec une augmentation de la concentration initiale en ions plomb (II). L’augmentation de la concentration initiale des ions plomb (II) provoque le transfert de masse de la phase aqueuse vers la phase solide. Les capacités d’adsorption maximales ont été obtenues à la concentration initiale en ions plomb (II) de 500 mg L-1. L’image SEM et le spectre de rayons X de SAC2 après adsorption sont visibles sur la Figure 3. L’existence d’un pic sur le spectre appartenant au plomb prouve clairement que l’accumulation des ions plomb (II) sur SAC2 a eu lieu.

(a)

(b)

.
(a)
(b)

Figure 3

Image SEM et spectre EDS du SAC2 après adsorption du plomb (II).

3.4. Cinétique d’adsorption

Pour étudier le processus d’adsorption des ions plomb (II) sur SAC2, les modèles de cinétique de pseudo-premier ordre , de cinétique de pseudo-second ordre , et de diffusion intraparticulaire ont été appliqués aux données expérimentales.

L’équation du modèle cinétique de pseudo-premier ordre est représentée par où et sont les quantités d’ions plomb (II) (mg g-1) absorbés à l’équilibre et au temps , respectivement, et est la constante de vitesse de premier ordre (min-1).

Le modèle cinétique d’ordre pseudo secondaire est représenté par où est la capacité d’adsorption maximale (mg g-1) pour l’adsorption d’ordre pseudo secondaire et est la constante de vitesse à l’équilibre pour l’adsorption d’ordre pseudo secondaire (g mg-1 min-1).

La diffusion intraparticulaire peut être présentée par l’équation suivante : où est l’intercept et est la constante de vitesse de diffusion intraparticulaire (mg g-1 min-1/2).

Les tracés de la forme linéaire du pseudo premier ordre (non montré), du pseudo second ordre, et de la diffusion intraparticulaire (non montré) pour l’adsorption des ions plomb (II) sur SAC2 ont été obtenus aux températures de 298,15, 308,15, et 318,15 K. Les résultats des paramètres cinétiques sont présentés dans le tableau 1. Les valeurs des coefficients de corrélation du modèle cinétique de pseudo-second ordre () étaient plus élevées que celles du modèle cinétique de pseudo-premier ordre et du modèle de diffusion intra-particulaire. Ceci indique que l’adsorption des ions plomb (II) a suivi la cinétique de pseudo-second ordre avec des coefficients de corrélation supérieurs à 0.99 pour toutes les températures testées. La figure 4 donne les tracés de versus pour le processus d’adsorption à différentes températures. Avec l’augmentation de la température, les valeurs des coefficients de corrélation du modèle cinétique pseudo-premier ordre ont diminué.

Figure 4

Pseudo-tracé cinétique d’ordre secondaire pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2).

3.5. Thermodynamique de l’adsorption

Les paramètres thermodynamiques constitués du changement d’énergie libre de Gibbs (), du changement d’enthalpie () et du changement d’entropie () ont été calculés à partir de l’équation suivante : où est la constante universelle des gaz (8,314 J mol-1 K-1), est la température (K), et la valeur a été calculée à l’aide de l’équation suivante : où et sont la concentration à l’équilibre des ions plomb (II) sur le charbon actif (mg g-1) et dans la solution (mg L-1), respectivement.

La variation d’enthalpie () et la variation d’entropie () de l’adsorption ont été estimées à partir de l’équation suivante :

Le changement d’enthalpie () et le changement d’entropie () peuvent être obtenus à partir de la pente et de l’intercept d’une équation de Van’t Hoff de () comme suit : où est le changement d’énergie libre de Gibbs (J), est la constante universelle des gaz (8,314 J mol-1 K-1), et est la température absolue (K).

Les paramètres thermodynamiques sont énumérés dans le tableau 2. Le changement d’énergie libre de Gibbs () est un indicateur du degré de spontanéité du processus d’adsorption. Afin d’assurer une meilleure adsorption, il est nécessaire d’avoir une valeur négative pour les changements d’énergie libre de Gibbs (). Les valeurs du changement d’énergie libre de Gibbs () de l’adsorption des ions plomb (II) ont été déterminées comme étant 0.74, -0.99, et -1.40 kJ mol-1 aux températures de 298.73, 308.73, et 318.73 K, respectivement. Ces valeurs indiquent que le processus d’adsorption est spontané et réalisable dans ces conditions. Les valeurs à haute température sont plus négatives que celles à basse température. Cela signifie que l’efficacité élevée de l’adsorption a lieu à des températures élevées. Le tracé de versus pour l’estimation des paramètres thermodynamiques pour l’adsorption des ions plomb (II) sur SAC2 est montré dans la Figure 5. La valeur positive de reflète une augmentation du degré de liberté de la surface de l’adsorbant. Une observation similaire a été rapportée dans la littérature. La valeur positive de pour l’adsorption du plomb (II) sur SAC2 suggère une nature endothermique du processus.

Figure 5

Plot de versus pour l’estimation des paramètres thermodynamiques pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2).

Plot de versus pour l’estimation de l’énergie d’activation pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le SAC2 est présenté dans la figure 6. L’énergie d’activation a été trouvée à 9,02 kJ mol-1 à 308,73 K.

Figure 6

Plot de versus pour l’estimation de l’énergie d’activation pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2).

3.6. Isothermes d’adsorption

Les données d’adsorption ont été analysées avec l’utilisation des isothermes de Langmuir et de Freundlich .

Isotherme de Langmuir : où est la concentration d’ions plomb (II) à l’équilibre sur le charbon actif (mg g-1), est la concentration d’ions plomb (II) à l’équilibre dans la solution (mg L-1), est la capacité d’adsorption monocouche du charbon actif (mg g-1), et est la constante d’adsorption de Langmuir (L mg-1).

Isotherme de Freundlich : où est la concentration d’ions plomb (II) à l’équilibre sur le charbon actif (mg g-1), est la concentration d’ions plomb (II) à l’équilibre dans la solution (mg L-1), et (L g-1) et sont les constantes d’isotherme d’adsorption de Freundlich. Les tracés de versus pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif sont présentés dans la Figure 7. Les paramètres des isothermes de Langmuir et de Freundlich sont donnés dans le tableau 3. La valeur du modèle de Freundlich est supérieure à celle du modèle de Langmuir. Cela montre que le modèle de Freundlich s’adapte mieux que le modèle de Langmuir. Le modèle d’isotherme de Freundlich suggère une surface hétérogène. Une comparaison des capacités d’adsorption des ions plomb (II) des charbons actifs produits à partir de divers matériaux lignocellulosiques est présentée dans le tableau 4. La capacité maximale d’adsorption monocouche de SAC2 à partir des isothermes de Langmuir pour les ions plomb (II) se révèle être la plus élevée par rapport à la littérature .

Langmuir q max (mg g-1) 476.19 (L mg-1) 2.201 0,419 0,9413 Freundlich 1.586 (L g-1) 7,381 0.9624

Tableau 3

Constantes des isothermes d’adsorption pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2) à 298,15 K.

Biomasse pH (K) Conditions opératoires Concentration ou gamme initiale . concentration ou gamme (mg L-1) Montant d’adsorbant (g L-1) Capacité d’adsorption (mg g-1) Pierre d’abricot 6.5 298,15 – 2,0 22,85 Coquilles de soja 5,0 296,15 518 10,0 39.37 Coquille de pécan 4,8 – 104 0,5-10,0 64,2 Coquille de noix de coco 5.6 298,15 – 2,0 76,66 Coquille de palme 3,0 et 5,0 300,15 100-700 5,0 95.20 Sciure de bois 5.0 300.15 50-1000 2.0 200.00 La moelle de sacasse 4.0-8.0 303,15 100 – 200,00 Déchets de moelle de coco 4,0 – 25-100 – 263.00 Euphorbia rigida 5,0 313,15 50-200 0,8 279,72 Tourteau d’huile de soja* 5.5 298,15 50-500 0,5 476,2

Étude actuelle.

Tableau 4

Comparaison des capacités d’adsorption des charbons actifs obtenus à partir de divers matériaux lignocellulosiques pour les ions plomb (II).

Figure 7

Graphe de Freundlich pour l’adsorption des ions plomb (II) sur le charbon actif (SAC2) à 298.15 K.

4. Conclusions

L’élimination des ions de métaux lourds d’une solution aqueuse par le charbon actif produit à partir de tourteaux de soja a été réalisée avec succès. Les principales conclusions sont les suivantes :(i)La capacité d’adsorption des ions plomb (II) a augmenté avec une augmentation de la concentration initiale des ions plomb (II). (ii)La modélisation cinétique du processus a suivi le modèle cinétique de pseudo-second ordre à toutes les températures testées. (iii)Le processus d’adsorption s’est adapté au modèle de Freundlich.(iv)La capacité maximale d’adsorption monocouche du charbon actif était de 476,2 mg g-1, ce qui est assez élevé par rapport aux valeurs de la littérature.

En conséquence, la conversion d’un sous-produit de l’industrie de l’huile végétale au charbon actif et son utilisation sur l’adsorption des ions plomb (II) de la solution aqueuse sont très importantes du point de vue des aspects économiques et environnementaux.