Memoire Online - Adsorption du paracetamol en solution aqueuse par les charbons actifs obtenus des balles de riz

UNIVERSITE DE DSCHANG

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ECOLE DOCTORALE

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UNITE DE FORMATION DOCTORALE
SCIENCES FONDAMENTALES ET
TECHNOLOGIE

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UNIVERSITY OF DSCHANG

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POSTGRADUATE SCHOOL

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DOCTORAL TRAINING UNIT
FUNDAMENTAL SCIENCES AND
TECHNOLOGY

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MEMOIRE
Rédigé et présenté en accomplissement partiel en vue de l'obtention du
diplôme de « Master of Science (M.Sc) » en Chimie
Option : Chimie Inorganique
Spécialité : Chimie Analytique

Ce travail a été initié et réalisé au sein du Laboratoire de Chimie des Nuisances et du Génie de l'Environnement (LACHINGE) de l'Université de Dschang-Cameroun. Je voudrais remercier très chaleureusement:

Le Dr KAMGAING Théophile, responsable dudit Laboratoire pour la confiance qu'il m'a accordée en m'accueillant dans son laboratoire.

Le Pr KETCHA Joseph Mbadcam, responsable du Laboratoire de Chimie Physique et Théorique (LCPT) de l'Université de Yaoundé I, laboratoire dans lequel les matériaux ont été carbonisés.

Le Dr NCHE George NDIFOR-ANGWAFOR, pour avoir suivi de près et de bout en bout ce travail, pour tous ses conseils et son apport dans la réalisation de ce travail. Je voudrai aussi le remercier pour avoir accepté de m'initier à la recherche.

Le Pr NGOUELA Silvère Augustin, Chef de Département de Chimie, pour sa générosité, son dynamisme et ses conseils. Je le remercie vivement pour la bonne organisation du département, qui a permis que ce travail soit réalisé et soutenu dans les délais.

Les membres du jury pour avoir accepté malgré leurs multiples occupations, de sacrifier un peu de leur temps pour se réunir et examiner minutieusement ce travail;

Les enseignants de l'Université de Dschang (Cameroun) en particulier ceux du département de Chimie pour leurs connaissances transmises;

M. TCHUIFON Donald R, qui a fait preuve d'une grande disponibilité et qui m'a aidé lorsque j'en avais besoin. Merci pour son implication dans mon travail et pour toutes ses remarques toujours pertinentes qui m'ont permis d'avancer;

Les aînés du laboratoire pour leurs conseils, et leurs assistances dans la réalisation de ce travail;

Mes camarades de promotion pour leur esprit d'équipe, de fraternité et pour les discussions scientifiques enrichissantes;

Ma famille, et plus particulièrement à mes grands parents, mes frères et mes soeurs, ma profonde reconnaissance pour leur patience et leur réconfort dans les moments de doutes et de découragements, Je ne saurai passer sous silence l'apport inestimable des autres membres de ma famille.

Le Dr NGUENA Landry, M. NKEUKOH Francis, et M. NOUBOUDEM Ervis qui ne cessent de m'encourager jour après jour et à qui j'exprime toute ma gratitude et toute ma reconnaissance;

Maman TOUKEM Marceline à qui je dois une profonde reconnaissance pour son affection et ses efforts consentis pour mon épanouissement et ma réussite;

Mes chers amis que j'ai rencontrés lors de cette aventure et avec qui j'ai passé de bons moments, autour d'un café ou d'un repas. Je leur dis merci pour leur sincère camaraderie et pour leur soutien durant la réalisation de ce travail;

A tous ceux dont les noms ne figurent pas dans ce document et qui ont contribué d'une façon ou d'une autre à la réalisation de cette thèse, qu'ils acceptent l'expression de ma profonde gratitude.

Tableau 2.1: Formules chimiques, noms, pureté et origines des produits chimiques. 23

Tableau 3.1: Densité apparente et taux d'humidité des différents charbons 29

Tableau 3.3: Paramètre de Langmuir et surface spécifique à l'acide acétique 31

Tableau 3.5: Constantes de Vitesse et Coefficients de Corrélation des Modèles

Tableau 3.7: Comparaisons de la capacité d'adsorption du paracétamol avec d'autres

Figure 1.3: Schéma du mécanisme de transport d'un adsorbat au sein d'un grain 9

Figure 1.4: Types d'isothermes d'équilibre d'adsorption pour les systèmes gazeux

Figure 3.5: Influence du pH sur l'adsorption du paracétamol en solution aqueuse (concentration initial 100 mg/L, température ambiante, t = 90 min v=150

Figure 3.6 : Influence du temps de contact sur l'adsorption du paracétamol (concentration initial 100 mg/L, température ambiante, pH=2, v=150

Figure 3.7: Influence de la masse de l'adsorbant sur l'adsorption du paracétamol (concentration initial 100 ppm, température ambiante, pH=2, v=150

Figure 3.8: Influence de la force ionique (température ambiante, pH=2, temps = 100

Figure 3.9: Formes linéaires du modèle du pseudo-premier ordre pour CANa1 et

Figure 3.10 : Formes linéaires du modèle du pseudo-second ordre pour CANa1 et CANa2...37

Figure 3.11: Formes linéaires du modèle de diffusion intra-particulaire pour CANa1 et

Figure 3.12 : Influence de la concentration initiale sur l'adsorption du paracétamol en solution aqueuse (température ambiante, pH=2, temps= 100 minutes,

Figure 3.13 : Modèle linéaire de l'isotherme Langmuir pour CANa1 et CANa2. 40

Figure 3.14: Modèle linéaire de l'isotherme Freundlich pour CANa1 et CANa2. 40

Figure 3.16: Modèle linéaire de l'isotherme de Dubinin-Radushkevich pour CANa1et

RESUME

La pollution des eaux par des produits pharmaceutiques nécessite le recours à des procédés de dépollutions très performants. L'utilisation des charbons actifs préparés à partir

des balles de riz, ont été utilisée pour évaluer sa capacité à éliminer le paracétamol en solution
aqueuse. Le présent travail a pour but la préparation et caractérisation de deux charbons actifs, CANa1 et CANa2 à partir des balles de riz obtenus par pyrolyse précédée d'une imprégnation au sodium hydroxyde. Les charbons préparés présentent les caractéristiques suivantes: les pH de charge nul sont de 6,80 pour CANa1 et 6,54 pour CANa2 et les pH des charbons CANa1 et CANa2 sont respectivement de 7,10 et 7,13. Les surfaces spécifiques 178,13m²/g pour CANa1 et 104,82 m²/g pour CANa2 sont obtenues à partir de l'adsorption de l'acide acétique. La détermination de l'indice d'iode nous a donné les valeurs respectives de 528,39mg/g et de 494,67 mg/g respectivement pour CANa1 et CANa2. L'élimination du paracétamol en solution aqueuse par CANa1 et CANa2 a été étudiée en mode batch. L'influence de plusieurs paramètres, tels que le temps de contact, la masse du matériau, le pH de la solution, la concentration initiale et la force ionique, a été mise en évidence à température ambiante. L'adsorption maximale a lieu à pH = 2 et un temps de contact de 100 minutes pour les deux adsorbants. La cinétique a été bien décrite par le modèle du pseudo-second ordre et de diffusion intraparticulaire. Le modèle de Langmuir décrit mieux l'adsorption sur CANa1 tandis que le modèle de Freundlich décrit mieux l'adsorption sur CANa2. Les quantités adsorbées obtenues sont de 20,964 mg/g et 14,881 mg/g respectivement pour CANa1 et CANa2 par le modèle de Langmuir. Selon les résultats obtenus, CANa1 et CANa2 peuvent constituer un support efficace pour l'élimination du paracétamol des eaux usées industrielles.

ABSTRACT

Pollution of water by pharmaceutical products requires a remedy. The use of the activated carbon prepared from rice husks was used to evaluate the elimination capacity of paracetamol in aqueous solution. The purpose of this work is the prepare and characterizate two activated carbons CANa1 and CANa2 starting with rice husks obtained by a simple process of pyrolysis preceded by impregnation with sodium hydroxide. The characterization of the activated carbons showed that pH at zero charge was 6.80 for CANa1 and 6.54 for CANa2 and the pH of activated carbons CANa1 and CANa2 was 7.10 and 7.13 respectively The adsorption of the acetic acid enabled the specific surface area of 178.13m² /g for CANa1 and 104.82 m²/g for CANa2 to be obtained. The determination of the iodine index gave us the respective values of 528.39 mg/g and 494.67 mg/g for CANa1 and CANa2respectively.The elimination of paracetamol in aqueous solution by CANa1 and CANa2 was studied in batch mode. The influence of several parameters, such as contact time, mass of the adsorbent, pH of the solution, initial concentration and ionic force, was highlighted at ambient temperature. Maximum adsorption takes place at pH = 2 and a contact time of 100 minutes for the two adsorbents. The kinetic was described by the model of the pseudo-second order and diffusion intraparticulate. The model of Langmuir describes better adsorption on CANa1 while the model of Freundlich describes better adsorption on CANa2.The adsorbed quantities obtained are 20,964 mg/g and 14,881 mg/g respectively for CANa1 and CANa2 through Langmuir model. According to results obtained, CANa1 and CANa2 constitute an effective support for the elimination of paracetamol in industrial waste water.

INTRODUCTION GENERALE

Les activités anthropiques impactent les écosystèmes depuis plusieurs décennies, posant de réels problèmes environnementaux en ce qui concerne la biodiversité et les ressources, notamment dans le milieu marin, réceptacle final des polluants chimiques. Certaines substances, dites émergentes parce que leur détection à l'état de trace dans les écosystèmes est devenue possible par le développement de nouvelles techniques analytiques, inquiètent actuellement la communauté scientifique. Parmi ces contaminants émergents, les composés pharmaceutiques humains et vétérinaires deviennent une source de préoccupation environnementale (Soufan, 2011).

Les produits pharmaceutiques sont principalement retrouvés dans les eaux usées suite à leur excrétion métabolique par l'homme et les animaux, notamment via les effluents hospitaliers ou les effluents agricoles (médicaments vétérinaires). De plus, les composés pharmaceutiques assimilés par l'homme et les animaux peuvent se dégrader au sein des organismes vivants, et les produits de dégradation issus de la métabolisation, également excrétés dans les urines ou les fèces, peuvent aussi être considérés comme micropolluants. Certains d'entre eux sont considérés comme des micropolluants cancérigènes, mutagène et dangereux même lorsqu'ils existent sous forme de traces (Soufan, 2011). Parmi ces produits, nous avons le paracétamol, molécule pharmaceutique la plus consommée au monde, est aussi celle que l'on retrouve le plus dans les milieux aquatiques et dans les effluents de stations d'épuration urbaines (Velichkova, 2014), il se transforme en hydroquinone et benzoquinone par l'intermédiaire du para-aminophénol qui selon les normes de l'OMS est cancérigène, ce qui a motivé notre choix pour ce polluant.

Il est donc nécessaire de procéder au traitement des effluents chargés en paracétamol afin de minimiser leurs impacts sur l'environnement et sur la santé. De ce fait, différentes techniques ont été développées ces dernières années pour l'élimination des produits pharmaceutique dans l'eau. Les méthodes usuelles sont: procédés d'oxydations classiques; procédés d'oxydations avancées (Alvares et al., 2001); filtration sur membrane (Robinson et al., 2001); l'adsorption (Fazal & Rafique, 2012). L'adsorption par les charbons actifs s'est avérée comme l'une des meilleures techniques (Fazal & Rafique, 2012).

Le charbon actif est l'adsorbant le plus utilisé pour l'adsorption avec grand succès grâce à sa grande surface spécifique (500-2000 m²/g), sa structure microporeuse (0,2-0,6 cm³/g) et sa capacité d'adsorption élevée (Kafack, 2012). La biomasse utilisée dans le cadre

de ce travail est la balle de riz, déchet solide présent en abondance dans les usines de production de riz du Cameroun et qui est le plus souvent brulée.

Dans l'optique de valoriser la biomasse camerounaise, nous avons utilisé les charbons actifs préparés à partir des balles de riz pour réduire la concentration du paracétamol dans les eaux usées par le processus d'adsorption.

Il est question pour nous, d'évaluer à température ambiante, la capacité des charbons actifs préparés à partir des balles de riz à adsorber en mode batch le paracétamol en solution aqueuse.

y' Préparer les charbons actifs à partir des balles de riz et les caractériser ; y' Déterminer les paramètres optimums d'adsorption comme le temps d'équilibre, la

concentration, la masse d'adsorbant, le pH et la force ionique; y' Étudier l'influence de la concentration initiale de l'adsorbat ;

y' Étudier la cinétique d'adsorption du paracétamol sur le charbon en utilisant les

y' Déterminer à température ambiante l'isotherme appropriée à cette adsorption;

Le premier chapitre présentera une revue de la littérature sur les produits pharmaceutiques et plus particulièrement le paracétamol, ensuite les différents procédés de traitement des eaux chargées en produits pharmaceutiques, le phénomène d'adsorption et enfin les généralités sur les charbons actifs. Le second chapitre présente les matériaux, les réactifs et donne une brève description des équipements et du mode opératoire utilisés dans le cadre de ce travail. Le troisième chapitre est consacré à la présentation et à la discussion des résultats de caractérisation des adsorbants et des résultats obtenus lors de l'adsorption du paracétamol en solution aqueuse.

CHAPITRE 1: ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE

Les micropolluants dans l'environnement aquatique sont un problème majeur tant pour la population humaine, utilisatrice des ressources en eau, que pour les écosystèmes aquatiques. Parmi les micropolluants émergents, les produits pharmaceutiques ont attiré l'attention depuis plusieurs années. Ce sont des substances actives qui peuvent rester longtemps dans l'eau. De plus, de nombreuses recherches montrent que différentes classes pharmaceutiques, telles que les antibiotiques, les analgésiques, les anti-inflammatoires, les agents de contraste ou les antiépileptiques, sont contenues dans les eaux (Soufan, 2011).

Les résidus de médicaments sont rejetés en continu dans les eaux usées par l'utilisation domestique, les rejets de l'industrie pharmaceutique, l'agriculture et les établissements de santé. De plus, les composés pharmaceutiques assimilés par l'homme et les animaux peuvent se dégrader au sein des organismes vivants, et les produits de dégradation issus de la métabolisation, également excrétés dans les urines ou les excréments, peuvent aussi être considérés comme micropolluants (Soufan, 2011). Les stations d'épuration, bien qu'elles se soient significativement améliorées sur le plan technique ces dernières années, n'ont pas été conçues pour éliminer la totalité des molécules pharmaceutiques. Par exemple, même si le paracétamol y est dégradé à plus de 90 %, on en trouve des traces dans les eaux usées remises en circulation, puis dans les eaux de surface (Kolpin et al., 2002). Ces résidus de produits pharmaceutiques, rejetés dans les eaux de surface, peuvent donc présenter un risque environnemental non négligeable, de même que leurs métabolites ou sous-produits de dégradation, parfois plus dangereux que le produit d'origine (Soufan, 2011).

Après usage, les produits pharmaceutiques sont excrétés sous leur forme native ou sous forme de métabolites et peuvent accéder aux systèmes aquatiques par différentes voies. Ce sont les eaux usées municipales qui constituent la source principale de contamination de l'environnement par les médicaments à usage humain. Les effluents des hôpitaux et de l'industrie pharmaceutique, ainsi que les lixiviats de décharge des centres d'enfouissement représentent aussi une source non négligeable. Ces produits pharmaceutiques sont plus ou

moins éliminés par les stations de traitement de l'eau et se retrouvent dans les rivières, les lacs, les estuaires, voire plus rarement dans les eaux souterraines et l'eau potable. L'épandage de boues d'épuration contaminées peut également entraîner la pollution des sols et des eaux de surface par ruissellement. En outre, les produits pharmaceutiques à usage vétérinaire peuvent entrer dans les systèmes aquatiques à travers l'utilisation de fumier dans les champs, mais aussi directement en aquaculture (Velichkova, 2014).

Au cours des dernières années, les composés pharmaceutiques sont considérés comme des contaminants de l'environnement. Les risques potentiels liés à la présence de faibles concentrations de composés pharmaceutiques dans l'environnement sont très mal connus. De même, les risques possibles dus à la présence de telles substances en mélange sont actuellement sous le débat (Soufan, 2011).

Toutefois, plusieurs études ont révélé des cas de féminisation de certains poissons dans les eaux douces et les milieux marins. Ces phénomènes de perturbation du système endocrinien pourraient provenir de l'exposition de certains poissons à des hormones de synthèse féminines ou d'autres composés d'origine industrielle ou agricole présents dans les milieux (Soufan, 2011).

Le paracétamol, dérivé de l'aniline, est l'analgésique le plus couramment utilisé dans différentes spécialités médicamenteuses pour le soulagement de la fièvre, des maux de tête et de certaines douleurs mineures. Il est transformé dans le foie en métabolites sulfates et glucuroconjugués, et est excrété dans l'urine. C'est l'un des médicaments les plus vendus au monde à la fois pour son effet antalgique mais aussi pour son effet antipyrétique (Driad, 2009). Les intoxications médicamenteuses restent un problème de santé publique. Le paracétamol représenterait 4 à 12 % des intoxications médicamenteuses volontaires. Sa fréquence est d'autant plus élevée qu'il est accessible rapidement et disponible sans ordonnance. Compte tenu de la banalisation de son usage, il passe pour une molécule presque anodine, mais son surdosage demeure un problème de santé publique important. Le problème réside dans le fait qu'en cas de surdosage ou de prise volontaire abusive, le paracétamol peut entraîner des lésions hépatiques sévères voire mortelles (Driad, 2009). Si ses effets toxiques à forte dose sont bien connus pour l'homme (dommages hépatiques), les conséquences sur l'environnement de sa présence sont moins bien renseignées (Driad, 2009).

Lorsqu'il se trouve en solution aqueuse, il est susceptible de subir une hydrolyse pour former un produit de dégradation primaire: « para-aminophénol », lui-même susceptible de donner des produits de dégradation secondaires: « quinone-imine ». La vitesse de dégradation du paracétamol croît avec l'augmentation de la température et à la lumière. Indépendamment de l'hydrolyse, la molécule de paracétamol subit un autre type de décomposition par formation d'une quinone-imine susceptible de se polymériser en donnant naissance à des polymères azotés. Ces polymères et notamment ceux de N-acétyl para-benzoquinone-imine ont été décrits en outre comme étant les métabolites toxiques du paracétamol, notamment cytotoxique et hémolytique. La décomposition de ce métabolite en milieu aqueux est encore plus complexe et donne naissance à de la para-benzoquinone et à de l'hydroquinone (Driad, 2009).

Ils sont très toxiques et peuvent provoquer des irritations locales. Leur absorption en grande quantité peut provoquer des modifications neurologiques et musculaires. En expositions répétées ou prolongées par voie orale, il agit sur le système nerveux central des hommes et des animaux et provoque une irritation du pré-estomac, entraine des lésions rénales sévères et hépatiques (Suresh et al., 2012). L'utilisation abusive de ce produit en moyenne pendant quatre ans, à des concentrations élevées sur la peau provoque une pigmentation inégale de la peau avec des parties complètements décolorées ou au contraire d'aspect plus sombre, des dermatites irritantes, des sensations de brulures ou de piqûres (Suresh et al., 2012).

Le paracétamol se présente sous la forme d'une poudre cristalline blanche, inodore et de goût amer. C'est un acide faible, ce caractère a pour conséquence qu'il se trouve essentiellement sous forme ionisée dans l'estomac et l'intestin grêle, condition favorable à son absorption à ce niveau. Sa structure, la structure du N-acétyl-para-benzoquinone imine et les propriétés physico-chimiques du paracétamol sont données respectivement par la figure 1.1, figure 1.2 et le tableau 1.1 ci-après.

Tableau 1.1: Propriétés physico-chimiques du paracétamol (Driad, 2009).

	Paracétamol
Formule brute	C8H9NO2
Nom scientifique	N-acétyl-para-animophénol
Masse molaire	151,2 g/mol
Point de fusion	168-172°C
PKa	9,5
Solubilité (eau)	14 g/L à 20 °C
Solubilité (alcool)	facilement soluble

1.2. LES PROCEDES D'ELIMINATION DES PRODUITS PHARMACEUTIQUES DANS L'ENVIRONNEMENT

Les techniques d'oxydation classique utilisent des oxydants puissants tels que le sodium hypochlorite (NaOCl), l'ozone (O3), l'eau oxygénée (H2O2) pour dégrader les polluants en solution. Ces méthodes de traitement sont couramment utilisées pour l'épuration d'effluents contenant des polluants organiques et inorganiques en raison de leur mise en oeuvre relativement facile. Cependant, certains de ces oxydants (le sodium hypochlorite en particulier) sont de moins en moins utilisés dans ces processus en raison des effets négatifs qu'ils induisent. Ils réagissent avec les polluants en solution et donnent lieu à la formation d'amines aromatiques et d'organochlorés qui sont des composés cancérigènes (Alvares et al., 2001).

Les POA regroupent des méthodes chimiques, photochimiques ou électrochimiques. Leur développement est en plein essor depuis environ trois décennies. Elles consistent à dégrader les molécules de colorants en CO2 et H2O au moyen de l'UV en présence de peroxyde d'hydrogène. Ces POA regroupent les technologies qui cherchent à dégrader les polluants organiques par oxydation via des procédés photocatalytiques susceptibles de développer des radicaux hydroxyles (^·OH) dont le pouvoir oxydant est nettement supérieur à celui des oxydants traditionnels. En plus des systèmes UV-peroxyde, UV-Ozone et du processus Photo-Fenton, qui a largement démontré leur efficacité dans l'oxydation des composés organiques, la photocatalyse hétérogène a aussi émergé depuis quelques années (Alvares et al., 2001). 1.2.2. Procédés Physiques

Les procédés membranaires sont des techniques de séparation qui se font à travers une membrane, sous l'action d'un gradient de pression. La séparation se fait en fonction des tailles moléculaires des composés, mais aussi en fonction de leur forme et leur structure (Robinson et al., 2001). Dans ce procédé, les polluants sont retenus par une membrane semi-perméable dont le diamètre des pores est inférieur à celui des molécules à éliminer. Ce procédé nécessite un post-traitement, ce qui augmente considérablement le coût de dépollution (Robinson et al., 2001).

L'adsorption est un procédé de traitement, pour éliminer une très grande diversité de composés toxiques dans notre environnement. Elle est essentiellement utilisée pour le traitement de l'eau et de l'air. Au cours de ce processus les molécules d'un fluide (gaz ou liquide), appelé adsorbat, viennent se fixer sur la surface d'un solide, appelé adsorbant. Ce procédé définit la propriété de certains matériaux de fixer à leur surface des molécules (gaz, ions métalliques, molécules organiques, etc.) d'une manière plus ou moins réversible. Au cours de ce processus, il y aura donc un transfert de matière de la phase aqueuse ou gazeuse vers la surface solide (Mechrafi, 2002).

L'adsorption est un processus au cours du quelle les molécules d'un fluide (gaz ou liquide), appelé adsorbat, viennent se fixer sur la surface d'un solide, appelé adsorbant. Selon

la nature des liaisons formées ainsi que la quantité d'énergie dégagée lors de la rétention d'une molécule à la surface d'un solide permettent de distinguer deux types d'adsorption: adsorption physique et adsorption chimique (Mechrafi, 2002).

L'adsorption physique est un phénomène réversible qui résulte de l'attraction entre les molécules d'adsorbant composant la surface du solide et les molécules du soluté de la phase fluide, ces forces attractives sont de nature physique, comprenant les forces dites de Van der Waals et correspondent à des énergies faibles qui sont de l'ordre de 5 et 40 kJ/mol. Ce phénomène consiste essentiellement dans la condensation de molécules sur la surface du solide et il est favorisé en conséquence par un abaissement de la température (Mechrafi, 2002).

Les énergies de liaison mises en jeu sont de l'ordre de 40 kJ.mol^-1 et plus. C'est un phénomène qui, par sa spécificité, son énergie d'activation et sa chaleur dégagée, s'apparente à une réaction chimique entre molécule en solution et la surface du support. Il y a formation de fortes liaisons entre adsorbat et adsorbant (covalent par exemple). La couche adsorbée est au mieux monomoléculaire. Ce phénomène est plus lent que la physisorption et nécessite une énergie d'activation (Mechrafi, 2002).

L'équilibre d'adsorption, entre un adsorbant et un adsorbât dépend de nombreux facteurs dont les principaux sont (Creangã, 2007):

? les caractéristiques de d'adsorbant: polarité, volume poreux, surface spécifique, fonctions superficielles ;

? les caractéristiques de l'absorbât: polarité, solubilité, poids et saturation moléculaire ; ? les paramètres physiques: température, pH.

Au cours de l'adsorption d'une espèce sur un solide, le transfert de masse des molécules se fait de la phase fluide vers le centre de l'adsorbant. Ce processus s'opère au sein d'un grain d'adsorbant en plusieurs étapes. La figure 1.2 ci-après représente le mécanisme de transport d'un adsorbat.

Figure 1.3: Schéma du mécanisme de transport d'un adsorbat au sein d'un grain

Une isotherme d'équilibre d'adsorption est la courbe caractéristique, à une température donnée, de la quantité de molécules adsorbées par unité de masse d'adsorbant en fonction de la pression ou de la concentration en phase fluide. On distingue cinq catégories d'isothermes d'adsorption qui sont : le type I, II, III, IV, V.

Figure 1.4: Types d'isothermes d'équilibre d'adsorption pour les systèmes gazeux (Reungoat, 2007).

y' Isotherme de type I: l'adsorption est favorable sur des solides microporeux. La quantité adsorbée est importante même pour de faibles concentrations de polluant.

y' Isothermes de type II et III: elles sont généralement observées pour des adsorbants ayant une large gamme de tailles de pores. Pour chaque système, il y a une progression continue avec la création de multicouches d'adsorption.

y' Isothermes de type IV et V: dans ces cas, l'adsorption est dite défavorable puisqu'il faut une forte concentration de composé en phase liquide pour avoir des quantités adsorbées importantes.

Plusieurs auteurs ont élaboré des formulations mathématiques modélisant les isothermes d'adsorption:

L'isotherme de Langmuir, fut la première à être développée en 1918. Elle est définie par une capacité maximale d'adsorption qui est liée à la couverture des sites de surface par une monocouche. Les hypothèses de ce modèle sont les suivantes:

> Les sites d'adsorption sur la surface solide sont homogènes d'un point de vue énergétique: on parle de « surface d'adsorption homogène » ;

> Chacun de ces sites peut adsorber une seule molécule, et l'adsorption est monocouche; > Chacun des sites à la même affinité pour les molécules en solution;

Où C_e est la concentration de l'adsorbat à l'équilibre dans la solution (mg/g), Q_m est la capacité d'adsorption maximale de l'adsorbant (mg/g) et K est la constante de Langmuir. Les constantes Q_m et KL sont calculées de la pente et de l'interception du tracé linéaire de Ce/Qe en fonction de C_e. On observera qu'une faible valeur de KL correspond à une forte affinité du soluté pour la surface de l'adsorbant (Ajifack et al,. 2014).

Le modèle de Freundlich est semi-empirique. Il est basé sur l'hypothèse d'une surface hétérogène de l'adsorbant, avec une distribution exponentielle des sites actifs en fonction des énergies d'adsorption. L'expression non linéaire de cette isotherme est:

Où Kf est le paramètre relatif à la capacité d'adsorption (mg1 -1/n L1/n g-1). Sa forme linéaire obtenue par la transformation logarithmique est :

Cette équation permet de déterminer les constantes empiriques (Kf et 1/n) de ce modèle.

Partant du tracé linéaire lnQe = f(lnCe), on pourra déterminer les constantes de Freundlich (Kf et 1/n). Quand la valeur de 1 /n est inférieure à l'unité, l'adsorption est favorable ; au contraire quand la valeur 1/n est supérieure à l'unité, cela indique une adsorption défavorable. La constante Kf représente l'affinité du solide pour les composés (Ajifack et al., 2014).

Le modèle de Dubinin-Radushkevich fut développé pour l'adsorption des substances à l'état de traces en phase aqueuse sur les solides poreux. Ce modèle est plus général que celui de Langmuir car il est applicable même pour les sites d'adsorption non homogènes (Sousa et al., 2012). Cette isotherme est donnée par l'équation (1.5)

Où Q_e est la quantité de molécules adsorbées par unité de masse d'adsorbant en mg/g ; Q_mla capacité maximale d'adsorption de l'adsorbant par unité de masse mg/g; å le potentiel de Polanyi (kJ/mol), son expression est donnée par l'équation (1.6)

R constante des gaz parfaits (R = 8,314 x 10^-3 kJ/mol/K); T la température absolue (T= 298 K) et K': constante liée à l'énergie d'adsorption (mol²K/J²).

K' est obtenue à partir de la pente du tracé de lnQ_e en fonction de å², et l'énergie moyenne d'adsorption E (KJ/mol) peut être obtenue à partir de la valeur de K' en employant l'équation suivante (Sousa et al., 2012):

Les valeurs de l'énergie d'adsorption (E) trouvées à partir de cette isotherme permettront d'élucider le processus ou le mécanisme mis en jeu au cours du processus d'adsorption.

La dérivation de l'isotherme de Temkin suppose que l'abaissement de la chaleur d'adsorption est linéaire plutôt que logarithmique, comme appliqué dans l'équation de Freundlich (Sousa et al., 2012). L'isotherme de Temkin est donnée par l'équation

Où B= est la Constante de Temkin relative à l'énergie d'adsorption (KJ/mol); A est la

Constante d'isotherme de Temkin (L/mg) ; R est la Constante des gaz parfaits (8,314J/mol.K); C_e la concentration à l'équilibre des adsorbants (mg/L); Q_e est la quantité adsorbée à l'équilibre en (mg/g); T la température absolue (K) et ?Q (en kJ/mol) est la variation de la chaleur d'adsorption.

introduisant une valeur de Qm (par exemple issue du modèle de Langmuir), on peut aisément déterminer la variation de la chaleur d'adsorption ?Q.

La cinétique d'adsorption donne la vitesse du processus, le temps minimum nécessaire pour que l'adsorption soit complète et les informations sur l'étape limitante du processus. Nous ne décrivons ici ceux qui seront utilisé dans notre étude.

Dans ce modèle la vitesse d'adsorption à l'instant t est proportionnelle à la différence entre la quantité adsorbée à l'équilibre Q_e et la quantité Qt adsorbée à cet instant et que l'adsorption est réversible. La constante de vitesse d'adsorption du premier ordre est déduite à partir du modèle établi par Lagergren. La loi de vitesse s'écrit (Ho, 2004):

Où Q_e et Qt sont respectivement les capacités d'adsorption à l'instant t (min) et à l'équilibre (mg/g) et k1 la Constantes de vitesse d'adsorption pour le premier ordre (min^-1). L'intégration de l'équation (1.10) donne :

La valeur de k1 sera déterminée à partir du tracé linéaire ? Modèle de la cinétique du pseudo- second ordre

L'équation du pseudo-second ordre est souvent utilisée avec succès pour décrire la cinétique de la réaction de fixation des polluants sur l'adsorbant. Le modèle du pseudo-second ordre permet de caractériser la cinétique d'adsorption en prenant en compte à la fois le cas d'une fixation rapide des solutés sur les sites les plus réactifs et celui d'une fixation lente sur les sites d'énergie faible:

Où k2 (g mg^-1 min^-1) représente la constante de vitesse pour une cinétique du deuxième ordre. L'intégration de l'équation ci-dessus donne:

Où P est le pourcentage d'élimination; _kid est la constante de vitesse de diffusion intraparticulaire ou le facteur de vitesse c'est-à- dire le pourcentage d'adsorbat par unité de temps (min^-1); a est le gradient de la droite et dépend du mécanisme d'adsorption

Le tracé de lnP = f (lnt) donne une droite si ce modèle est applicable et permet de déduire a et _kid qui sont respectivement la pente et l'ordonnée à l'origine. L'étape limitante est la diffusion des molécules à l'intérieur des pores de l'adsorbant. Lorsque a tend vers 0 l'agglomération à la surface est importante et lorsque a tend vers 1, l'agglomération y est faible (Zora et al., 2006).

Le Charbon actif est l'un des premiers matériaux adsorbants utilisés à grande échelle. L'utilisation du charbon remonte à l'antiquité. Dans le cadre de la médecine et du traitement des odeurs, les propriétés d'adsorption des charbons actifs ont été utilisées par les Égyptiens dans les années 1550 avant Jésus Christ. Un siècle plus tard, les Phéniciens furent les précurseurs de son utilisation pour rendre l'eau potable (Tatianne, 2011).

Les charbons actifs sont les matériaux carbonés amorphes préparés de manière à exhiber un degré de porosité élevé et une surface intra particulaire étendue (Pope, 2001). Ceux-ci ont une caractéristique essentielle qu'est l'existence d'un réseau très développé de micropore, lesquels sont à l'origine de leur pouvoir adsorbant très important. Par conséquent, ces derniers constituent les adsorbants les plus fabriqués et les plus utilisés industriellement. Les pores bien répartis de façon non uniforme à la surface de ces derniers d'où l'existence d'un important majoritaire des micropores et mésopores.

Les CA ont des structures moléculaires et cristallines semblables à celles du graphite. La structure graphitique est hexagonale, les atomes de carbone s'y trouvant sont distants d'environ 1,45 Å, formant des plans parallèles les uns aux autres. Le charbon actif est un

carbone microporeux inerte qui a subi un traitement permettant l'augmentation de sa surface interne. Il possède ainsi une très grande surface spécifique pouvant aller de 200 à 2000 m²/g de charbon actif. Ce qui lui permet ainsi d'avoir une grande capacité d'adsorption (Zue, 2012).

Le charbon actif est un produit adsorbant obtenu à partir des matières premières riches en carbone (le bois, la tourbe, le lignite, l'écorce de coco...). Une fois ces matières premières sélectionnées, elles sont activées physiquement ou chimiquement dans des fours d'activation. Par cette activation on obtient, une structure de carbone hautement poreuse et très active. La préparation des charbons activés s'effectue en deux grandes étapes : la carbonisation et l'activation (Slasli, 2002).

La carbonisation ou pyrolyse est la décomposition thermique d'un matériau organique sous vide ou sous atmosphère inerte à des températures comprises entre 400 et 1000°C. Les hétéroatomes (oxygène et hydrogène) sont éliminés sous l'effet de la chaleur et le matériau devient plus riche en carbone. Les atomes de carbone restants se regroupent en feuillets aromatiques possédant une certaine structure planaire. Ces feuillets s'arrangent ensuite d'une manière irrégulière laissant ainsi des interstices entre eux. Ces interstices donnent naissance à une porosité primaire du produit carbonisé. Le produit obtenu par la pyrolyse ne possède qu'une porosité rudimentaire et ne peut pas être employé comme adsorbant sans une activation supplémentaire (Slasli, 2002).

L'activation consiste à développer la structure poreuse en éliminant les goudrons qui obstruent les pores, et à créer des fonctions de surface (généralement oxydées) qui sont à l'origine des interactions entre le solide et les molécules adsorbées. Elle peut être physique ou chimique.

Elle comporte deux étapes successives sous atmosphère contrôlée. Après séchage des matières premières à 170°C environ, une carbonisation est effectuée afin d'éliminer les matières volatiles dans le squelette carboné du matériau. Cette étape se fait à 600-700°C

durant 6 à 8 heures. La seconde étape est l'activation qui permet de développer les pores existants et d'en créer d'autres Cette opération se fait à 800-1000°C, en présence d'un gaz faiblement oxydant (air), du dioxyde de carbone, de l'oxygène et/ou de la vapeur d'eau, durant 24 à 72 heures (Cherraye, 2012).

Elle consiste à imprégner le matériau de départ avec une solution concentrée d'agent très oxydant et/ou déshydratant (acide phosphorique, chlorure de zinc...). Le matériau subit ensuite une pyrolyse entre 400°C et 600°C à l'abri de l'air, puis est lavé et séché. Le charbon actif est ainsi obtenu en une seule étape. C'est le degré d'imprégnation du matériau en matière oxydante qui définit la structure poreuse finale (Slasli, 2002).

Le CA peut se présenter sous trois formes: en poudre (CAP), en grain (CAG) et en tissus (CAT), dont chacun présente ses avantages suivant l'application visée. Le tableau 1.2 ci-apres classifie la forme des charbons actifs.

Tableau 1.2: Classification de la forme des charbons actifs (Kafack, 2012).

Type de CA	Granulométrie	Avantages	Inconvénients	Applications
CAP	Inférieure à 0,2mm	Bonne capacité d'adsorption Recyclable	Quantité Importante	Traitement en phases gazeuse et aqueuse
CAG	Inférieure à 0,4mm	Bon filtre		Traitement en phase aqueuse
CAT s		meilleure cinétique	risques de déchirement pour des débits de fluides élevés	Traitement en phase Gazeuse

La structure cristalline du CA consiste en un assemblage de couches planes d'atomes de carbone, ordonnés en hexagones réguliers, comparables aux cycles aromatiques (figure 1.3 ci-dessous). L'analyse de diffraction aux rayons X, révèle que sa structure est graphitique, mais

avec quelques différences, notamment par la disposition de ces couches planes d'atomes de carbone en un agencement désordonné et par la formation de groupements fonctionnels, dus à la présence d'hétéroatomes (oxygène, azote, soufre) dans le réseau cristallin. Ces modifications de structure pourront engendrer des interactions spécifiques (groupements fonctionnels) et des interactions non spécifiques (hétérogénéité du réseau) pour cet adsorbant (Zue, 2012).

Figure 1.5 : Structure cristalline : (a) graphite ; (b) charbon actif ? Surface spécifique d'un charbon actif

Par définition, la surface spécifique d'un adsorbant est sa surface par unité de masse. Elle est généralement exprimée en m²/g. Son estimation est conventionnellement fondée sur des mesures de la capacité d'adsorption (Q_m) de l'adsorbant en question, correspondant à un adsorbat donné. La molécule adsorbée doit avoir une surface connue et acceptable. Il suffit à cet effet, de déterminer la valeur de la capacité de la monocouche à partir de l'isotherme d'adsorption (Zue, 2012).

La classification des pores adoptée actuellement par l'Union Internationale de Chimie Pure et Appliquée (U.I.C.P.A.) est fondée sur leurs tailles. Trois catégories de pores ont été définies dans le Tableau (1.3).

Désignation	Rayon moyen de pores (nm)	Volume poreux (Cm³/g)	Surface spécifique (m²/g)
Micropores	< 2	0,2 - 0,6	400 - 900
Mésopores	2 - 50	0,02 - 0,1	20 - 70
Macropores	> 50	0,2 - 0,8	0,5 - 2

Les CA sont des matériaux poreux couramment utilisés depuis des siècles dans de nombreuses applications domestiques et industrielles (purification de l'air, dépollution des effluents domestiques et industriels, purification ou décoloration de produits agroalimentaires). Ces applications ont considérablement évolué, et aujourd'hui, les CA peuvent même être utilisés comme support de catalyse (Tatianne, 2011).

CHAPITRE 2 : MATERIELS, REACTIFS ET METHODES

Ce chapitre présente brièvement les différents matériaux, les réactifs chimiques, les équipements ainsi que la description du mode opératoire du processus d'adsorption du paracétamol en solution aqueuse.

Les balles de riz utilisées dans le cadre de ce travail ont été récoltées dans l'Arrondissent de Ndop (région du Nord-Ouest Cameroun). Les balles de riz ont été lavées à l'eau du robinet, ensuite rincées à l'eau distillée pour éliminer les impuretés et enfin séchées à température ambiante pendant 72 heures.

Apres la récolte les balles de riz lavées ont été imprégnées. Pour la réaliser, une masse de 20 g de biomasse a été mise en contact avec 35 mL d'une solution de NaOH 1M. L'activation a duré 30 minutes et a précédé le séchage à 105°C pendant 24 heures.

Les échantillons de balles de riz imprégnés ont été carbonisés pendant 1heure à 450°C et 500°C à la vitesse de chauffage de 5°C/min en utilisant un four de marque ISUNU. Les produits de la calcination obtenus ont été lavés à l'eau distillée dans l'optique d'éliminer l'excès de NaOH ainsi qu'augmenter la pureté des CA. Les différents charbons actifs ainsi obtenus, dénommés: CANa1(500°C)et CANa2(450°C), ont été séchés pendant 24 heures à la température de 105°C, puis broyés et tamisés pour obtenir les particules de taille inférieure à 100 um.

2.1.3. Méthodes de caractérisations des charbons actifs 2.1.3.1. Spectroscopie IR-TF

Les différents charbons actifs ont été caractérisés par spectroscopie Infra-Rouge à Transformer de Fourrier (IR-TF). Cette technique permet d'identifier les fonctions chimiques de surface (Kifuani et al., 2012). C'est une technique analytique présentant trois principaux avantages à savoir sa rapidité, sa non destructivité et l'utilisation de faible quantité d'échantillon.

La méthode de Réflexion Totale Atténuée (RTA) utilisée dans le cadre de ce travail est une technique de réflexion dans laquelle on utilise un dispositif optique de réflexion interne

possédant un indice de réfraction élevé (diamant, germanium, silicium, etc) pour les mesures (Kenne, 2011). Dans ces travaux, l'enregistrement a été effectué par le biais d'un spectrophotomètre JR de marque Alpha-P de la firme Brüker. Dans la pratique, quelques milligrammes de matériau ont été déposés sur la surface de mesure constituée d'un cristal RTA diamant. Après avoir recouvert l'échantillon grâce à un dispositif intégré à l'appareil, l'enregistrement du spectre a été directement réalisé.

Le pHpzc correspond à la valeur de pH pour lequel la charge globale de la surface du charbon actif est nulle. Ce paramètre est très important dans les phénomènes d'adsorption, notamment lorsque les forces électrostatiques sont impliquées dans les mécanismes. Le pHpzc permet de déterminer le caractère acide ou basique d'un charbon et de connaître, selon le pH de la solution, la charge de surface nette du matériau. Ainsi, lorsque le pHpzc > pH, la surface du CA est chargée positivement, et lorsque pHpzc < pH la surface du CA est chargée négativement (Tatianne, 2011). Il a été déterminé pour l'ensemble des charbons actifs en utilisant la méthode décrite par Lopez-Ramon et al., (1999).

Afin de connaitre la charge globale du matériau en fonction du pH de la solution, des solutions de NaCl 0,1M dont les pH ont été ajustés entre 2et 10 (par ajout d'une solution aqueuse de NaOH ou de HCl de concentrations10^-3M) ont été préparées à l'avance. Le pH-mètre (pHS-25) a été utilisé pour la mesure du pH. Le charbon actif sec (0,1 g) est mis en contact avec 20 mL de chacune des solutions précédentes contenues dans des flacons. Les suspensions ont été ensuite agitées sur une table d'agitation pendant 24 heures à température ambiante. Chaque mélange a été ensuite filtré à l'aide d'un papier filtre (Whatman) et une nouvelle mesure du pH est effectuée. Le tracé de la courbe pHfinal = f _(pHinitial) permet de déterminer le pHpzc (intersection entre cette courbe et la première bissectrice).

Nous avons eu à déterminer le pH de la surface du charbon en mettant en contact 50 mL d'eau distillée, et 0,5 g de charbon actif dans un flacon suivi de l'agitation du mélange pendant 24heures à température ambiante. Après ce temps, les suspensions ont été filtrées et le pH du filtrat a été déterminé (Tchuifon et al,. 2014a).

La densité apparente des charbons a ont été déterminée en remplissant un flacon de 15mL par charbon actif jusqu'à la marque, le flacon étant préalablement pesé. La nouvelle masse obtenue nous a permis de calculer la différence de masse (Tchuifon et al,. 2014a). La densité apparente se trouve à l'aide de l'équation suivante :

C'est le rapport, exprimé en pourcentage de la quantité d'eau contenue dans l'adsorbant, au poids du même matériau sec. Dans un bécher préalablement pesé, nous avons introduit 1g de CA. Après avoir séché le bécher contenant le CA à l'étuve à 110°C pendant une heure, il a été refroidi dans un dessiccateur. Après refroidissement, le bécher a été pesé de nouveau. Le pourcentage de masse obtenu à partir de la différence de masse nous a donné le taux d'humidité dans l'échantillon (Tchuifon et al,. 2014a).

Où mi la masse initiale, mf la masse finale et T le taux d'humidité. 2.1.3.6. Surface spécifique

La surface spécifique d'un adsorbant est sa surface par unité de masse. Lorsque l'isotherme est exploitée avec l'équation de BET (Brunauer, Emmet et Teller) on parle de surface spécifique de _BET(SBET) et quand elle est exploitée avec l'équation de Langmuir, on parle de surface spécifique de Langmuir (SL). Une autre méthode de détermination de la surface spécifique est basée sur l'adsorption de la molécule d'acide acétique (Avom et al., 2001) qui a une surface moléculaire de 21 Å² proche de celle de N2 (16,2 Å²).

Pour déterminer la surface spécifique, 20 mL de solution d'acide acétique de concentration comprise entre 4x10^-3et 8x10^-3M ont été mis en contact avec 0,1g de charbon actif. Ce mélange a été filtré après 60 minutes d'agitation. A l'issue de la filtration, la concentration résiduelle a été déterminée par la technique de dosage volumétrique (Avom et al., 2001). Les surfaces spécifiques SL (en m²/g) sont déterminées en utilisant l'équation (2.3):

Où N = 6,02 x 10²³mol^-1 (nombre d'Avogadro), SA = 21Å² (surface moléculaire d'acide acétique) et Q0 la quantité maximale d'acide adsorbée obtenue à partir du tracé de l'isotherme de Langmuir.

L'indice d'iode a été mesuré en utilisant la procédure établie par la société américaine pour les tests des matériaux. Il est défini comme le nombre de milligramme d'iode adsorbé par gramme de charbons actifs en poudre. Il mesure les micropores de dimensions inférieures à 2 nm contenus dans le CA.

Dans une fiole de 250 mL a été introduit I2 et KI de concentration respective 0,02N et 0,04N ensuite dans une seconde fiole de 250 mL a été introduit _Na2S2O3.5H2O de concentration 0,005N. Par la suite, 0,1g de chaque CA a été pesé et introduit dans un flacon, ensuite nous avons ajouté 30 mL d'une solution de I2 de concentration 0,02N. Le mélange a été agité, pendant 3 heures puis filtré. Après filtration 10 mL du filtrat ont été titrés par une solution de sodium thiosulphate de concentration 0,005N (l'indicateur coloré étant l'amidon) (Tchuifon et al,. 2014b). L'équation de dosage suivant a été utilisée pour déterminer la concentration finale d'iode:

C_o : est la concentration initiale d'iode, Ct : la concentration à l'instant t d'iode, V : le volume de la solution d'iode.

Les produits chimiques utilisés pour ces travaux sont regroupés dans le tableau ci-dessous.

Tableau 2.1: Formules chimiques, noms, pureté et origines des produits chimiques.

Noms	Formules chimiques	Pureté	Origines
Paracétamol	C8H9NO2	98%	BDH
Acide nitrique	HNO3	63 %	Riedel-de-Häen
Sodium hydroxyde	NaOH	98%	Fischer
Sodium nitrate	NaNO3	98%	Fischer
Diode	I2	99,90%	Fischer
Sodium thiosulfate eau- (1/5)	Na2S2O3.5H2O	99,66%	Fischer
Acide acétique	CH3COOH	99,5%	ANALAR
Acide chlorhydrique	HCl	36%	Phillip Harris

Dans le cadre de ce travail nous avons utilisé les équipements et appareils ci-dessous:

Dans un flacon, une solution de paracétamol de volume V (en mL) de concentration initiale Ci (en mg/L) est mise en contact avec une masse m (en g) du matériau adsorbant. Le mélange obtenu est porté sous agitation sur une table d'agitation à une vitesse v (en tr/min) pendant un temps de contact t précis. A cause de l'affinité qui pourrait exister entre l'adsorbant et l'adsorbat en solution, ce dernier est attiré par le matériau. Les liaisons formées

entre ces deux entités dépendent des mécanismes mis en jeu. Ce processus prend place jusqu'à ce qu'un équilibre soit établi entre la quantité de paracétamol adsorbée et la quantité résiduelle en solution. A l'équilibre, la solution est filtrée et le filtrat obtenu est dosé par spectrophotométrie UV-Vis à une longueur d'onde de 242 nm.

La quantité de paracétamol adsorbée par unité de masse d'adsorbant (en mg/g) est donnée par la relation suivante :

C0 (en mg/L) est la concentration initiale du paracétamol; Ct (en mg/L) est sa concentration résiduelle à l'équilibre, V (en L) est le volume de la solution et m (en g) est la masse du l'adsorbant.

Les pourcentages du paracétamol adsorbés %R ont été calculé à partir de la relation suivante :

L'adsorption en mode batch du paracétamol se résume par le schéma présenté à la figure 2.1 ci-après.

Avant adsorption en mode batch du paracétamol en solution aqueuse, une droite d'étalonnage a été établie dans le but de convertir à chaque fois les absorbances obtenues en concentrations résiduelles. Cette droite de calibration a été établie à partir d'une gamme de concentrations allant de 10 à 120 mg/Let elle donne une relation directe entre l'absorbance mesurée et la concentration de l'espèce chimique en solution.

Les résultats obtenus sont donnés par le tableau 2.2 et la figure 2.2 ci-après :

Cette droite, donnée par la figure 2.2 a pour équation y = 0,013x +0,367 et son coefficient de corrélation est égale à R² = 0,9993. Dans cette équation, y représente l'absorbance du paracétamol en solution aqueuse et x représente sa concentration finale.

La procédure expérimentale du processus d'adsorption a été faite en étudiant l'influence de quelques paramètres physico-chimiques sur le dit processus. L'objectif de cette investigation est de réunir les meilleures conditions expérimentales permettant une rétention optimale du polluant par les adsorbants. Les paramètres qui ont été mis en évidence sont : le pH, le temps de contact, la masse de l'adsorbant, la concentration initiale du paracétamol et la force ionique. Ces paramètres seront étudiés suivant la procédure décrite dans les travaux de Tchuifon et al,. (2014b).

Dans des flacons étiquetés, 20 mL de solutions de paracétamol de concentration 100 mg/L ont été mises en contact avec 100 mg de chaque CA. L'effet du pH a été étudié en ajustant le pH des solutions de paracétamol (2 ; 2,5 ; 3 ; 3,5) à l'aide des solutions de HNO3.

Les mélanges ont été portés sous agitation pendant 90 minutes puis filtrés. Les filtrats obtenus ont été analysés par spectrophotométrie UV-vis à 242 nm.

Dans des flacons étiquetés, 20 mL de solutions de paracétamol de concentration 100 mg/L ont été mises en contact avec 100 mg de chaque CA. Les mélanges ont été portés sous agitation constante, pendant des durées progressives allant de 5 jusqu'à 150 minutes, puis filtrés. Les filtrats ont été analysés par spectrophotométrie UV-vis.

Des flacons étiquetés, 20 mL de solutions de paracétamol de concentration 100 mg/L ont été mises en contact avec des masses variant de 25 à 450 mg de chaque CA. Les mélanges ont été portés sous agitation constante, pendant le temps d'équilibre puis filtrés. Les filtrats ont été analysés par spectrophotométrie UV-vis.

Dans les flacons étiquetés, 20 mL d'une solution de paracétamol dont les concentrations varient de 70 à 120 mg/L ont été mises en contact avec 100 mg de chaque CA. Les mélanges ont été portés sous agitation constante, pendant le temps d'équilibre puis filtrés. Les filtrats ont été analysés par spectrophotométrie UV-vis.

Dans les flacons étiquetés, 20 mL d'une solution de paracétamol de concentration 100 mg/L contenant le NaNO3 dont les concentrations varient de 0,01 à 0,06 mol/L ont été mises en contact avec 100 mg de chaque CA afin de faire varier la force ionique du milieu. Les mélanges ont été portés sous agitation constante, pendant le temps d'équilibre puis filtrés. Les filtrats ont été analysés par spectrophotométrie UV-vis.

CHAPITRE 3 : RESULTATS ET DISCUSSIONS

L'objectif principal de ce chapitre est de présenter les résultats obtenus au cours de la caractérisation des différents matériaux, ensuite ceux obtenus lors de la variation de quelques paramètres physico-chimiques influençant le processus d'adsorption. Il nous permet également d'établir d'éventuelles corrélations entre ces matériaux et leurs capacités de rétention envers les molécules du paracétamol en solution aqueuse et enfin de traiter l'étude des mécanismes mis en jeu au cours du processus.

Les matériaux (balles de riz, CANa1 (500°C) et CANa2 (450°C)) ont été caractérisés par spectroscopie IR d'une part dans le but d'identifier les groupements fonctionnels présents à leurs surfaces et d'autres part dans le but de savoir quelles sont les modifications fonctionnelles apportées sur le matériau lors de la préparation des CA. Les spectres obtenus pour le matériau à l'état brut (balles de riz) et les charbons actifs (CANa1 et CANa2) sont présentés sur les figures 3.1 et figures 3.2 ci-dessous.

Le spectre de balles de riz présente une large bande d'absorption qui apparait dans la région 3650-3200 cm^-1attribuable à la vibration d'élongation O-H. Cette large bande présente un maximum qui est centré autour à 3352 cm^-1. Dans la région 2925-2858cm^-1, apparait une

bande de vibration de faible intensité caractéristique des vibrations d'élongation C-H aliphatiques. On observe également sur ces spectres une bande apparaissant à 1724 cm^-1assignée au groupement carbonyles. A 1631 cm^-1, apparaît une bande de vibration d'élongation C=O des carboxylates. Le spectre des balles de riz montre également une bande d'absorption autour de 1604 cm^-1caractéristiques des vibrations d'élongation C=C du squelette aromatique. Dans la région spectrale 1300-1000 cm^-1, il apparaît une bande de grande intensité centrée à 1033 cm^-1 et attribuable à la vibration d'élongation C-O. La région vers 1400 cm^-1est attribuable à la vibration d'élongation C-C des cycles aromatiques (Cherraye, 2012). On note de plus dans la région 900-600 cm^-1des bandes d'absorption caractéristiques des vibrations de déformation C-H des systèmes polynucléaires aromatiques. Après l'activation et la carbonisation des balles de riz, nous avons superposé les différents spectres des produits obtenus dans le but d'apprécier les effets de la calcination.

³⁵⁰⁰ ³⁰⁰⁰ ²⁵⁰⁰ ²⁰⁰⁰ ¹⁵⁰⁰ ¹⁰⁰⁰ ⁵⁰⁰

Au regard de ces spectres, la bande d'absorption caractéristique des groupements OH qui apparait autour de 3500 à 3300 cm^-1 présente sur le spectre des balles de riz est présente mais de faible intensité sur le spectre de CANa2 et absente sur le spectre de CANa1. Ce résultat pourrait s'expliquer par la carbonisation qui est à l'origine du départ des atomes de C, H, O sous forme de CO2, H2O, aldéhyde (Ndi & Ketcha, 2013). Aussi la disparition de la liaison hydrogène montre que le sodium hydroxyde agirait comme agent déshydratant

(Suarez-Garcia et al., 2002). La bande à 2925 cm^-1 assigné aux vibrations d'élongations C-H aliphatiques a disparu dans les charbons actifs et ceci indique que l'activation enlève une partie significative de la liaison C-H (Hesas et al., 2013). La perte de la bande à 2925 cm^-1 dans les charbons actifs préparés peut également indiqué que l'activation chimique coupe plusieurs liaisons dans les espèces aliphatiques et aromatiques et élimine plusieurs substrats volatiles.

Les valeurs des densités apparentes et des taux d'humidités obtenus pour les différents charbons sont données dans le tableau 3.1 ci-dessous :

Tableau 3.1: Densité apparente et taux d'humidité des différents charbons

Charbons	CANa1	CANa2
Densité apparente	655,53	645,33
Taux d'humidité	7	9,09

Le tableau 3.1 montre que les valeurs des densités apparentes obtenues de CANa1 et CANa2 sont largement au-dessus de la limite minimale de 250 kg/m³ fixée par AATE. Aussi CANa1 est plus dense que CANa2; ce qui nous permet de conclure que l'augmentation de la température de carbonisation des charbons favorise la diminution de la densité apparente (Devi et al., 2012).

Le tableau 3.1 montre également que les taux d'humidité de CANa1 et CANa2 sont situés au-delà de 5 % ce qui n'est pas en accord avec les normes de l'AATE. Mais la littérature nous montre des charbons présentant de bonnes capacités d'adsorption à des valeurs supérieures à cette norme. (Tchuifon et al., 2014b).

La représentation du pH final en fonction du pH initial nous a permis de déterminer le pH de charge nulle (pHpzc). La figure (3.3) ci-dessous nous montre que les pH au point de charge nulle des différents matériaux sont respectivement de 6,80 et 6,54 pour CANa1 et CANa2.

Les valeurs des pHpzc obtenues nous permettent de connaître, selon le pH de la solution, la charge nette de surface. Ceci a une grande importance dans les interactions molécules/matériau adsorbant en phase liquide.

Les valeurs du pH et du pHpzc sont données dans le Tableau 3.3. Les valeurs du pH nous permettent de déterminer le caractère acide ou basique de nos CA et le pHpzc nous permet ainsi de prédire les types d'interactions pouvant intervenir au cours de l'adsorption.

Le tableau 3.3 nous montre que le _pHpzc< pH, d'où la surface des CA sont chargée négativement (Tatianne, 2011).

Les valeurs obtenues sont calculées à partir des données obtenues de l'étude de l'isotherme de Langmuir présentée par la figure 3.4 ci-dessous. Le modèle de Langmuir comme celui de D-R donne la quantité maximale de polluant fixée. En supposant que l'adsorption soit monocouche, nous avons obtenu la valeur de Q_o, ce qui nous a permis de

calculer la surface en utilisant la formule de l'équation (2.3) et les valeurs obtenues sont consignées dans le tableau 3.4 ci-dessous :

Tableau 3.3: Paramètre de Langmuir et surface spécifique à l'acide acétique

Paramètres	CANa1	CANa2
Q0 (mol/g)	1,409 x 10^-3	8,291 x 10^-3
K	652,92	1518,89
R2	0,9843	0,9904
SL (m²/g)	178,13	104,82

Il ressort de ce tableau que la surface spécifique du charbon CANa1 est supérieure à celle de CANa2. Ceci permet de dire que l'augmentation de la température de carbonisation favorise le développement des pores (Avon et al., 2001)

L'indice est habituellement employé pour mesurer la porosité des matériaux. Ainsi, l'indice d'iode mesuré permet d'évaluer la capacité d'adsorption des petites molécules par le charbon actif. Le tableau 3.5 ci-dessous donne les valeurs de l'indice d'iode des deux charbons (CANa1 et CANa2).

L'indice d'iode des deux charbons compris est entre 490-530. Généralement, plus l'indice d'iode est élevé, plus la capacité adsorption est grande. L'indice d'iode recommandé par AATE pour un charbon utilisé pour l'adsorption des composés de faible poids moléculaire est de 500 mg/g. Ainsi, les charbons CANa1 et CANa2 sont conformes à cette recommandation (Devi et al., 2012). De plus, au-delà de 500°C, les indices d'iode décroissent sensiblement. En effet, l'augmentation de la température engendre sensiblement le développement des micropores (Baçaoui et al., 2001) entraînant une augmentation de la capacité d'adsorption des charbons actifs et donc l'indice d'iode. Mais lorsque la température s'élève au-delà de 500°C, une partie des micropores formés est détruite. Cette diminution du nombre de micropores s'accompagne d'une réduction sensible de la capacité d'adsorption du charbon actif (Mohammad et al., 2007). Ainsi à partir des valeurs obtenues du tableau 3.4, nous pouvons dire que CANa1 a plus de micropores que CANa2.

3.2. ADSORPTION DU PARACETAMOL EN MODE BATCH 3.2.1. Influence du pH de la solution

Le pH du milieu est un paramètre qui influence fortement le processus d'adsorption. L'attraction ou la répulsion électrostatique entre l'adsorbant et l'adsorbat dépend de la charge surfacique des deux entités. La figure 3.5 ci-dessous présente les résultats obtenus au cours de cette étude.

Figure 3.5: Influence du pH sur l'adsorption du paracétamol en solution aqueuse (concentration initial 100 mg/L, température ambiante, t = 90 min v=150 tr/min et m = 0,1 g).

L'analyse de ces courbes montre que les capacités d'adsorption des deux matériaux diminuent lorsque la valeur du pH augmente. A pH 2, on a une adsorption maximale du polluant par les deux matériaux (10,06 mg/g et 7,25 mg/g). Ce résultat s'explique par le fait qu'à pH 2, les groupements fonctionnels présents à la surface des matériaux subissent une forte protonation (Fumba et al., 2014). Il en résulte une forte attraction électrostatique entre les groupements fonctionnels chargés positivement à la surface des adsorbants et les molécules du paracétamol. Ainsi à ce pH, l'adsorption mise en jeu semble être de nature électrostatique. L'adsorption diminue considérablement lorsque le pH augmente. Ceci s'explique par le fait que les forces d'attraction deviennent plus faibles probablement à cause de la diminution progressive de la charge positive de la surface du matériau. En effet, lorsque le pH de la solution augmente, le nombre de sites chargés négativement augmente contrairement à celui des sites chargés positivement qui diminue (diminution de la quantité d'ions H⁺). La même tendance a été dévoilée par Fumba et al., (2014).

Pour déterminer le temps nécessaire pour atteindre l'équilibre, nous avons tracé la quantité adsorbée du paracétamol (Q) en fonction du temps. La figure 3.6 représente la variation de la capacité d'adsorption en fonction du temps de contact.

Figure 3.6 : Influence du temps de contact sur l'adsorption du paracétamol (concentration initial 100 mg/L, température ambiante, pH=2, v=150 tr/min et m = 0,1 g).

Les courbes obtenues sur cette figure nous montrent que l'adsorption se déroule deux phases :

Une phase rapide pendant les 30 premières minutes pour les deux adsorbants donnant des quantités adsorbées par maximum de 6,780 mg/g et 5,615 mg/g respectivement pour CANa1 et CANa2. Une telle prise est due à la présence à la surface des matériaux des sites d'adsorption libres et disponibles pour la rétention des molécules du paracétamol.

Dans la deuxième phase, le taux d'adsorption a ralenti de manière significative jusqu'à ce que l'équilibre soit atteint à 100 minutes. Ce s'explique par le fait qu'une fois que les molécules du paracétamol en solution s'y sont fixés, ils obstruent les pores dont la taille est petite et empêchent ainsi aux ions restants en solution d'y pénétrer à la même vitesse que les précédents. C'est la raison pour laquelle à partir de 100 minutes la quantité de molécule de paracétamol adsorbé en solution reste constante. La présence du palier s'explique donc par la saturation de la surface du solide due à une occupation totale des sites actifs d'adsorption présents à la surface de l'adsorbant. La même tendance a été dévoilée par Mukoko et al., (2015).

Le but de cette étude est de mettre en évidence l'influence de la masse de l'adsorbant sur le processus d'adsorption. Nous avons pour cela effectué l'adsorption du paracétamol par les charbons actifs pour des masses comprises entre 25 - 450 mg. Les résultats expérimentaux obtenus au cours de cette analyse sont donnés par la figure 3.7 ci-dessous.

Figure 3.7: Influence de la masse de l'adsorbant sur l'adsorption du paracétamol (concentration initial 100 ppm, température ambiante, pH=2, v=150 tr/min).

La figure 3.7 montre que le pourcentage de rétention des molécules du paracétamol augmente avec la masse des adsorbants. Ce phénomène est dû au fait qu'une augmentation de la masse entraine une agglomération des cellules et par conséquent une réduction des distances intercellulaires, ceci produit un «effet écran» conduisant à la protection des sites de liaison de l'adsorbat. D'où l'augmentation de la masse de l'adsorbant en solution favorise l'augmentation des sites d'adsorption. À des masses plus élevées d'adsorbant, le taux d'augmentation de l'adsorption de l'adsorbant ralentit, ceci peut être dû à l'agrégation ou au recouvrement partiel du charbon actif qui a pour conséquence une diminution des sites d'adsorptions (Mukoko et al., 2015).

De plus CANa1 adsorbe mieux que CANa2 ce qui est en accord avec les résultats de la surface spécifique et de l'indice d'iode qui ont montré que CANa1 présente plus de pores et une microporosité supérieure à celle de CANa2.

La présence d'autres ions en solution influence fortement la capacité d'adsorption de La molécule cible. La capacité d'adsorption d'un adsorbant dépend de la solubilité des espèces chimiques présentes dans la phase liquide (Kaur et al., 2012). L'étude de l'influence de la force ionique a été effectuée afin d'apprécier l'effet du NaNO3 sur la capacité d'adsorption du paracétamol par les différents charbons actifs. Les résultats expérimentaux obtenus au cours de cette analyse sont donnés par la figure 3.8 ci-dessous.

Figure 3.8: Influence de la force ionique (température ambiante, pH=2, temps = 100 minutes, v=150 tr/min et m=0,1g).

La figure 3.8 montre que l'augmentation de la concentration du NaNO3 diminue la capacité d'adsorption des molécules du paracétamol. Ce phénomène s'explique par l'existence effective d'une compétition entre les ions sodium et les molécules du paracétamol pour l'occupation des sites d'adsorption sur CANa1 et CANa2. Nous pouvons également expliquer ces résultats par le fait que l'addition du sel entraîne une augmentation de la solubilité des molécules du paracétamol. Ainsi, plus la substance sera soluble et moins elle sera adsorbée (Kaur et al., 2012) ce qui par conséquent diminue la capacité d'adsorption du paracétamol en solution. Ce qui est en accord avec les résultats obtenus par Anguile et al., (2013).

Les modèles cinétiques ont été exploités afin de déterminer les différents paramètres cinétiques liés aux processus d'adsorption mis en jeu. A cet effet, trois modèles cinétiques (pseudo-premier ordre, pseudo-second ordre, diffusion et intraparticulaire) ont été appliqués aux données expérimentales obtenues au cours de l'étude de l'influence du temps de contact sur l'adsorption. Les transformées linéaires relatives à chacun de ces modèles sont représentées par les figures 3.9, 3.10, 3.11 et 3.12 ci-après.

Figure 3.9: Formes linéaires du modèle du pseudo-premier ordre pour CANa1 et CANa2.

Figure 3.10 : Formes linéaires du modèle du pseudo-second ordre pour CANa1 et CANa2.

Figure 3.11: Formes linéaires du modèle de diffusion intra-particulaire pour CANa1 et CANa2.

Les différentes constantes obtenues à partir de ces modèles sont regroupées dans le tableau 3.5 ci-dessous

Tableau 3.5: Constantes de Vitesse et Coefficients de Corrélation des Modèles Cinétiques

Modèles	Paramètres	CANa1	CANa2
Pseudo premier ordre	R2	0,917	0,926
	Q_e (mg/g)	7,775	3,407
	K1 (min^-1)	0,021	0,015
pseudo-second ordre	R2	0,976	0,987
	Q_e (mg/g)	12,345	8,130
	K2 (g/ min.mg)	0,0036	0,010
Diffusion intra particulaire	R2	0,976	0,965
	Kid (min^-1)	5,720	10,601
	a (mg/g)	0,314	0,196

Les résultats présentés dans le tableau ci-dessus montrent que l'adsorption du paracétamol par les CANa1 et CANa2 est mieux décrite par les modèles cinétiques de pseudo-second ordre et de diffusion intra particulaire également pour CANa2 donnant de très bons coefficient de corrélation, ce qui traduit respectivement un mécanisme de chimisorption

(Ho & Mc Kay, 1999) et une étape limitante de la diffusion des molécules du paracétamol à l'intérieur des pores de l'adsorbant (Zora et al., 2006).

En considérant les valeurs de Q_e déterminées à partir du modèle de pseudo-second ordre (12,345 mg/g pour CANa1 et 8,130 mg/g pour CANa2), on peut une fois de plus affirmer que les CANa1 présentent les meilleures performances d'élimination comparées à celles des CANa2.

Les isothermes d'adsorption obtenues pour des solutions de pH initial 2 sont représentées par la figure 3.13 ci-après :

Figure 3.12 : Influence de la concentration initiale sur l'adsorption du paracétamol en solution aqueuse (température ambiante, pH=2, temps= 100 minutes, v=150 tr/min et m=0,1g).

L'isotherme d'adsorption sur les CANa1 et CANa2 est de type I, caractéristique d'une adsorption chimique, que l'on obtient aussi dans le cas des adsorptions physiques limitées à la formation d'une monocouche. Le fait que l'adsorption se limite à la formation d'une monocouche, laisse envisager que les interactions adsorbant/adsorbat sont de natures chimiques ou de van der Waals (Anagho et al., 2013).

Les transformées linéaires de quelques modèles d'isothermes sont représentées par les figures3.13, 3.14, 3.15 et 3.16 ci-après:

Figure 3.13 : Modèle linéaire de l'isotherme Langmuir pour CANa1 et CANa2.

Figure 3.14: Modèle linéaire de l'isotherme Freundlich pour CANa1 et CANa2.

Figure 3.15 : Modèle linéaire de l'isotherme Temkin pour CANa1 et CANa2.

Figure 3.16: Modèle linéaire de l'isotherme de Dubinin-Radushkevich pour CANa1et CANa2.

Les constantes relatives à ces modèles sont regroupées dans le tableau 3.7 ci-dessous :

Modèles	Paramètres	CANa1	CANa2
Langmuir	Qmax (mg/g)	20,964	14,881
	KL (L/mg)	0,0143	0,0085
	R2	0,9951	0,9826
Freundlich	1 /n	0,5035	0,5656
	KF (L/g)	1,2299	0,5042
	R2	0,9947	0,9928
Temkin	(kJ/mol)	10,0049	10,1399
	KT (L/mg)	0,1081	0,2979
	R2	0,9949	0,9875
Dubinin- Radushkevich	Qmax (mg/g)	15,9028	9,9721
	E (kJ/mol)	3,1403	3,7164
	R2	0,9932	0,9822

Au regard du tableau 3.7 ci-dessus, on se rend compte que les coefficients de corrélations obtenus sont supérieur à 0,9 pour les modèles étudiés, donc le phénomène d'adsorption du paracétamol est en adéquation avec les modèles de Langmuir, de Freundlich, Temkin et Dubinin-Radushkevich.

L'adsorption du paracétamol par CANa1 et CANa2 est décrite respectivement par le modèle de Langmuir (R² = 0,9951) et le modèle de Freundlich (R² = 0,9928). Le modèle de Langmuir prévoit une répartition des molécules de paracétamol sous forme d'une monocouche (Mukoko et al., 2015). Les valeurs de 1/n du modèle de Freundlich sont inférieures à 1 et les valeurs des constantes du modèle de Temkin sont inférieures à 5 ce qui permet de dire que le processus de fixation du paracétamol sur l'adsorbant est une chimisorption (Sousa et al., 2012). Les valeurs de l'énergie moyenne d'adsorption pour les deux adsorbants sont positives, ce qui signifie que le processus d'adsorption est exothermique (Tchuifon et al., 2014b).

Les capacités maximales d'adsorption des CA obtenues à partir du modèle de Langmuir ont permis de les classer suivant leurs performances : Les CANa1 (Qmax = 20,964 mg/g) sont plus efficaces que les CANa2 _(Qmax= 14,881 mg/g).

Tableau 3.7: Comparaisons de la capacité adsorption du paracétamol avec d'autres adsorbants

Adsorbants	Quantité adsorbé en mg/g			Références
Charbon actif à partir des coques de noisette		13,88		Demirba°, 2009
Charbon actif à partir des déchets de fruits d'huile de palmier		0,84		Rafeah et al., 2009
Charbon actif à partir des peaux d'orange, sciure et bagasses	3,19	; 3,12;	2,89	Ahsan et al., 2007
CANa1		20,964		Présent travail
CANa2		14 ,881		Présent travail

De ce tableau nous constatons que les quantités adsorbées des molécules du paracétamol en mg/g par CANa1 et CANa2 sont supérieures à celles obtenues par trois différents matériaux. Ceci nous permet de conclure que les CA préparés dans ce travail sont efficaces pour l'adsorption du paracétamol.

CONCLUSION ET PERSPECTIVES

L'objectif de ce travail était de préparer et de caractériser deux charbons actifs à partir des balles de riz et d'évaluer leurs capacités à éliminer les molécules du paracétamol en solution aqueuse. Pour atteindre cet objectif, les CA étant préparés, plusieurs caractérisations à l'instar de la spectroscopie IR, la surface spécifique par la méthode d'adsorption de l'acide acétique, le point de charge nulle, la densité apparente, le taux d'humidité et l'indice d'iode ont été effectuées pour élucider ses propriétés. Il en ressort des résultats de la spectroscopie IR que la transformation du matériau brute en charbon actif à entrainer la disparition du groupement fonctionnelle OH présent sur ces derniers. La surface spécifique augmente avec l'augmentation de la température, de même que la microporosité.

La méthode de dépollution proprement dite utilisée dans le cadre de ce travail était l'adsorption en mode batch. Pour ce fait, plusieurs paramètres à savoir le pH (L'adsorption s'est avérée favorable lorsque le pH du milieu était de 2), le temps de contact (100 minutes), la masse de l'adsorbant (Les pourcentages d'adsorption étant de 52,87 et 48,56 pour la même masse de 350 mg pour CANa1 et CANa2 respectivement), la concentration initiale (100 mg/L) et la force ionique ont été mises en en évidence.

Quelques modèles isothermes et cinétiques d'adsorption ont par suite été appliqués aux données expérimentales. Ceci a respectivement permis de définir les mécanismes de fixation du paracétamol et les différents paramètres cinétiques liés aux processus d'adsorption mis en jeu. L'équilibre d'adsorption a montré de bonnes corrélations avec les modèles de Langmuir et de Freundlich respectivement pour CANa1 et CANa2. Ceci a été clairement confirmé par les valeurs des coefficients de corrélation déterminés à partir de ces modèles. Le processus d'adsorption mis en jeu sur l'ensemble des deux matériaux est la chimisorption. A l'équilibre, les molécules du paracétamol forment une monocouche sur des adsorbants présentant une surface hétérogène et des sites d'adsorption énergétiquement différents. Les capacités d'adsorption maximales déterminées à partir du modèle de Langmuir ont permis de classer les adsorbants suivant leurs performances : les CANa2 moins efficaces que les CANa1. Les valeurs de l'énergie moyenne d'adsorption pour les deux adsorbants est positive par les modèles de Tenkim, ce qui signifie que le processus d'adsorption est exothermique.

L'étude cinétique a montré d'une part que le modèle de pseudo-second ordre et diffusion intra particulaire est le plus indiqué pour décrire l'adsorption du paracétamol par les CA.

? Etablir des méthodes de traitement permettant la récupération du paracétamol et par conséquent la régénération des adsorbants ;

? construire une colonne capable de traiter efficacement les effluents des industries qui exploitent le paracétamol.

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