Optimisation du biochar cible pour l'adsorption des ions de métaux lourds cibles

Rapports scientifiques volume 12, Numéro d'article : 13662 (2022) Citer cet article

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Le but de ce travail est d'étudier les conditions de pyrolyse du biochar cible adapté à l'ion de métal lourd cible, de caractériser le biochar cible optimisé et d'étudier les performances d'adsorption du biochar. Avec Cu2+ et Zn2+ comme polluants cibles, les conditions de pyrolyse impliquées dans le processus de préparation telles que la température de pyrolyse, le temps de pyrolyse et la vitesse de chauffage ont été évaluées et optimisées à partir de Box-Behnken Design (BBD), de la méthodologie de surface de réponse (RSM) et de la fonction de désirabilité, les conditions de pyrolyse optimisées du biochar cible pour Cu2+ (Cu-BC) et Zn2+ (Zn-BC) ont été obtenues. Les paramètres de pyrolyse optimaux pour Cu-BC et Zn-BC étaient un temps de pyrolyse de 3,09 et 2,19 h, une température de pyrolyse de 425,27 et 421,97 °C et une vitesse de chauffage de 19,65 et 15,88 °C/min. La cinétique de pseudo-deuxième ordre et le modèle d'isotherme de Langmuir se sont avérés être le meilleur ajustement pour les données d'équilibre, avec une capacité d'adsorption maximale (Qmax) ajustée par le modèle de Langmuir de 210,56 mg/g pour Cu2+ par Cu-BC et de 223,32 mg/g pour Zn2+ par Zn-BC, qui étaient tous deux supérieurs au Qmax du biochar non optimisé (BC) pour Cu2+ (177,66 mg/g) et Zn2+ ( 146,14 mg/g). Les propriétés physiques, la structure chimique, les propriétés chimiques de surface de Cu-BC et Zn-BC ont été caractérisées par un mètre de potentiel Zeta, une microscopie électronique à balayage avec spectroscopie de rayons X à dispersion d'énergie (SEM-EDX), spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier (FTIR) et diffraction des rayons X (XRD). Cette étude propose une nouvelle perspective pour optimiser la production cible de biochar pour une application environnementale spéciale.

Biochar, une sorte de matériau stable riche en carbone avec un haut niveau d'aromatisation généré par la pyrolyse de la biomasse dans des conditions limitées en oxygène1,2. Le biochar a été largement utilisé dans l'assainissement des ions de métaux lourds dans les masses d'eau en raison de sa structure de pores unique, de sa grande surface spécifique et de ses groupes fonctionnels tensioactifs complexes, ainsi que de son grand potentiel d'adsorption et d'élimination des métaux lourds3,4. Cependant, dans l'application pratique, les performances d'adsorption du biochar pour les ions de métaux lourds sont affectées par de nombreux facteurs, tels que les espèces de biomasse, les conditions de préparation, le pH, le dosage du biochar, le temps de réaction, les types et la concentration d'ions de métaux lourds, etc.3. Par conséquent, l'étude des facteurs affectant l'adsorption des métaux lourds par le biochar est bénéfique pour améliorer l'effet d'adsorption dans l'application pratique.

Bien qu'il existe de nombreux facteurs affectant les performances d'adsorption du biochar, pour la biomasse fixe et les ions de métaux lourds fixes, les conditions de préparation deviennent l'un des facteurs les plus importants. Les conditions de préparation du biochar comprennent principalement la température de pyrolyse, le temps de pyrolyse et la vitesse de chauffage, parmi ces conditions, la température de pyrolyse a un effet significatif sur les performances du biochar5,6,7. La température de pyrolyse a un effet sur la composition élémentaire, la capacité d'échange de cations, les groupes fonctionnels contenant de l'oxygène en surface, le degré d'aromisation, la surface spécifique, la structure des pores et l'alcalinité du biochar6,8. Des études ont montré qu'avec l'augmentation de la température de pyrolyse, la teneur en hydrogène, soufre, azote et autres éléments dans le biochar et le nombre de groupes fonctionnels de surface contenant de l'oxygène diminuent, la capacité d'échange de cations diminue et le degré d'aromatisation augmente. Ces changements ne sont pas favorables à l'adsorption du biochar aux ions de métaux lourds. À mesure que la température augmente, la surface spécifique, la structure des pores et l'alcalinité du biochar augmentent, ce qui favorise l'adsorption des ions de métaux lourds7,8,9,10,11. Le temps de pyrolyse affecte principalement la composition, la surface spécifique et la structure des pores du biochar, tandis que la vitesse de chauffage affecte principalement le rendement du biochar12,13,14. Ces propriétés du biochar ont un impact sur les performances d'adsorption du biochar, mais ces propriétés doivent être caractérisées par l'instrument correspondant. Le processus de production traditionnel du biochar est : la pyrolyse, puis la caractérisation et enfin l'application. Le rôle de la caractérisation est principalement utilisé pour évaluer les performances du biochar. À l'heure actuelle, l'évaluation des performances d'adsorption du biochar se concentre principalement sur les groupes fonctionnels, la structure de surface, la porosité, la surface spécifique, etc. Bien que ces caractéristiques soient bonnes pour évaluer les performances d'adsorption du biochar, l'analyse de ces caractéristiques nécessite un équipement de pointe. Si les biochars produits dans toutes les conditions de préparation sont caractérisés, le coût de l'analyse est trop élevé et ce n'est pas économiquement réalisable. Par conséquent, il est nécessaire de trouver des indicateurs faciles à utiliser, moins de temps de caractérisation, à faible coût et pouvant refléter directement la capacité d'adsorption du biochar sur les polluants pour juger des performances d'adsorption. Dans l'application du biochar pour adsorber les ions de métaux lourds, la fonction du biochar est d'adsorber et d'éliminer les ions de métaux lourds. Par conséquent, si un ion de métal lourd spécifique est pris comme polluant cible, la capacité d'adsorption du biochar sur le polluant cible est prise comme indice pour étudier les conditions de préparation du biochar. Nous caractérisons uniquement le biochar avec la plus forte capacité d'adsorption, ce qui peut non seulement réduire le nombre d'échantillons caractérisés, réduire le coût, mais aussi refléter plus intuitivement la capacité d'adsorption du biochar des polluants cibles, et enfin obtenir le biochar avec la meilleure capacité d'adsorption de ce type d'ions de métaux lourds. Différents ions de métaux lourds ont des propriétés différentes. Par conséquent, pour un certain biochar, ses performances d'adsorption pour différents ions de métaux lourds sont différentes. Pour le même biochar, bien qu'il puisse adsorber des ions de métaux lourds dans l'eau, ses performances d'adsorption de différents ions de métaux lourds sont différentes, de sorte que la capacité d'adsorption de certains ions de métaux lourds est limitée et la sélectivité d'adsorption est médiocre4. Par conséquent, nous avons proposé le concept de biochar cible pour l'ion de métal lourd cible. Dans l'étude précédente des auteurs, les conditions de préparation optimales du biochar ont été étudiées en fonction de la capacité d'adsorption de Cd2+ et Pb2+, et les études ont révélé que différents ions de métaux lourds correspondaient à différentes conditions de préparation des biochars, que nous avons appelés le biochar cible17,18. Afin de prouver davantage l'exactitude de ce point de vue, cette recherche a pris Cu2+ et Zn2+ comme polluants cibles, la jacinthe d'eau comme matériau de biomasse pour le biochar, et a adopté des méthodologies de surface de réponse (RSM) pour optimiser les conditions de préparation (température de pyrolyse, temps de pyrolyse et taux de chauffage) qui affectent les performances d'adsorption du biochar, et le biochar cible BC-Cu (biochar pour Cu2+) et BC-Zn (biochar pour Zn2+) ont été obtenus, respectivement. Seuls BC-Cu et BC-Zn doivent être caractérisés, ce qui réduit fortement le nombre d'échantillons de caractérisation et le coût de production. La cinétique d'adsorption et les isothermes des biochars cibles pour les ions de métaux lourds cibles ont été étudiées. Cette étude fournit un support théorique et technique pour la préparation du biochar cible pour éliminer les polluants cibles. La méthode proposée pour éliminer les ions de métaux lourds cibles avec le biochar cible peut non seulement économiser de la biomasse, du temps et des coûts pour la production de biochar, mais aussi caractériser uniquement le biochar cible pour réduire le nombre de caractérisation, réduisant ainsi le coût de caractérisation. Plus important encore, en termes d'effet d'élimination final, les ions de métaux lourds cibles correspondent au biochar cible, qui a un meilleur effet d'élimination par rapport à la méthode de préparation traditionnelle du biochar. Par conséquent, cette étude fournit des orientations théoriques et un soutien technique pour le "contrôle précis des polluants" du biochar.

La jacinthe d'eau dans cette étude a été collectée dans la rivière à l'intérieur de l'Université polytechnique d'Anhui à Wuhu, dans la province d'Anhui, en Chine.

Tous les réactifs chimiques avaient une qualité de réactif analytique et ont été achetés auprès d'Aladdin Reagent (Shanghai) Co., LTD, qui comprend Cu(NO3)2·3H2O, Zn(NO3)2·6H2O, hydroxyde de sodium (NaOH) et acide nitrique (HNO3). Dans cette étude, toutes les expériences ont été réalisées avec de l'eau ultra pure.

Couper la jacinthe d'eau aérée en segments de 1 à 2 cm et les sécher dans une étuve à 70 °C jusqu'à poids constant. La jacinthe d'eau séchée a été placée dans le bateau en quartz résistant aux hautes températures, puis placée dans un four tubulaire. La méthode de préparation est montrée dans l'étude précédente17,18. Les paramètres de pyrolyse (température de pyrolyse, durée de pyrolyse et vitesse de chauffage) ont été définis en fonction des exigences expérimentales, et l'ensemble du processus a été réalisé sous protection d'azote. Les opérations expérimentales spécifiques des trois paramètres de préparation sont les suivantes :

1) Température de pyrolyse.

Le temps de pyrolyse et la vitesse de chauffage ont été fixés à 2 h et 20 °C/min, respectivement. La température de pyrolyse a été choisie à 200, 300, 400, 500, 600 et 700 °C, respectivement.

2) Temps de pyrolyse.

La température de pyrolyse et la vitesse de chauffage ont été fixées à 400 °C et 20 °C/min, respectivement. Le temps de pyrolyse a été choisi comme 1, 2, 3, 4 et 5 h, respectivement.

3) Taux de chauffage.

La température de pyrolyse et le temps de pyrolyse ont été fixés à 400 °C et 2 h, respectivement. La vitesse de chauffage a été sélectionnée à 5, 10, 15, 20, 25 et 30 °C/min, respectivement.

Dépistage de la valeur centrale des conditions de préparation pour le biochar cible.

Afin d'étudier la valeur centrale des conditions de préparation sur l'adsorption des polluants cibles par le biochar, 2,0 g/L de biochar ont été mis à réagir avec 20 mg/L de solutions de Cu2+ ou Zn2+ pendant 240 min sur l'oscillateur SHA-CA à 150 tr/min/min à 25 °C. Les solutions mères de Cu2+ et Zn2+ ont été préparées avec Cu(NO3)2·3H2O et Zn(NO3)2·6H2O, respectivement.

La capacité d'adsorption (qt) des ions de métaux lourds a été calculée par Eq. (1)17,18 :

C0 : la concentration initiale de Cu2+ ou Zn2+ (mg/L) ; Ct : la concentration de Cu2+ ou Zn2+ au temps t (mg/L) ; m : le poids de biochar (g) ; v : le volume de solution Cu2+ ou Zn2+ (L).

Optimisation des conditions de préparation du biochar cible.

Avec la capacité d'adsorption Cu2+ ou Zn2+ du biochar comme réponse, les conditions de préparation du biochar cible ont été optimisées en utilisant le Box-Behnken Design (BBD), et l'interaction entre diverses conditions a été explorée par la méthodologie de surface de réponse (RSM). Comme conditions de fonctionnement, le temps de pyrolyse (X1), la température de pyrolyse (X2) et le temps de chauffage (X3) ont été étudiés par RSM, et la capacité d'adsorption Cu2+ ou Zn2+ des biochars a été sélectionnée comme variable de réponse (YCu ou YZn). Les résultats expérimentaux ont été analysés et ajustés à une équation quadratique en utilisant le logiciel Design Expert 10.0. Dans l'expérience d'optimisation, la concentration d'ions de métaux lourds est passée à 50 mg/L, et les autres conditions expérimentales étaient identiques à celles du test préliminaire. Les biochars préparés dans des conditions de préparation optimisées ont été appelés Cu-BC (pour Cu2+) et Zn-BC (pour Zn2+).

Cinétique d'adsorption du biochar cible pour les ions de métaux lourds cibles.

La cinétique d'adsorption des biochars cibles pour les ions de métaux lourds a été déterminée en dosant 1,0 g de biochar dans 1000 mL de solutions avec 50 mg/L Cu2+ ou Zn2+, et le temps de réaction était de 0, 30, 60, 90, 120, 150, 180 et 240 min. Les modèles d'ajustement sont présentés dans les équations. (2) et (3)17,18.

Modèle de pseudo-premier ordre :

Modèle de pseudo-second ordre :

qe et qt sont la capacité d'adsorption de Cu2+ ou Zn2+ adsorbée par le biochar à l'équilibre et au temps t, respectivement (mg/g) ; k1 : la constante de vitesse de pseudo-premier ordre (1/min) ; k2 : la constante de vitesse de pseudo-second ordre (g/mg min).

Expériences d'isotherme d'adsorption du biochar cible pour les ions de métaux lourds cibles.

Des expériences d'isotherme d'adsorption pour les ions de métaux lourds cibles ont été menées en dosant 0,2 g de biochars cibles dans 100 mL de solutions avec une gamme de concentrations de Cu2+ et Zn2+ (10, 20, 50, 100, 200, 500, 800 et 1000 mg/L).

Les valeurs de pH des solutions de métaux lourds dans toutes les expériences discontinues ont été ajustées à environ 5,5 par des solutions de HNO3 et de NaOH à 0,1 mol/L. Les concentrations de Cu2+ et Zn2+ après adsorption ont été déterminées par un spectromètre d'émission à plasma à couplage inductif Shimazu ICPE-9000. Toutes les expériences ont été répétées en triple. Les données d'équilibre ont été analysées par les modèles de Langmuir et Freundlich, et les deux modèles ont été présentés dans les équations. (4) et (5)17,18.

Modèle Langmuir :

Modèle convivial :

qe ou Qe : capacité d'adsorption de Cu2+ ou Zn2+ par le biochar à l'équilibre (mg/g) ; Ce : concentration de Cu2+ ou Zn2+ à l'équilibre (mg/L) ; Qm : la capacité maximale d'adsorption de Langmuir (mg/g) ; Ka : constante de Langmuir (L/mg) ; KF : la constante de Freundlich ; 1/n : force d'adsorption du système.

Les méthodes de caractérisation du biochar ont été détaillées dans des recherches antérieures17,18. Une microscopie au microscope électronique à balayage et une analyse par spectroscopie à dispersion d'énergie (SEM – EDX) ont été réalisées à l'aide d'un microscope à balayage S-4800 et d'une spectroscopie à rayons X à dispersion d'énergie (Hitachi, Japon) pour examiner la topographie de surface et les types d'éléments et le contenu du biochar. La surface spécifique du biochar a été déterminée à l'aide d'un analyseur NOVA 2000e. L'adsorption-désorption d'azote a été réalisée dans de l'azote liquide à 77 K. La surface spécifique et la distribution de la taille des pores du matériau adsorbé ont été calculées en fonction de la surface du pic d'adsorption et de désorption. Les groupes fonctionnels de biochars ont été analysés par un spectromètre infrarouge à transformée SHIMADZU IRPrestige-21 (Shimadzu, Japon). 1 mg de poudre d'échantillon a été mélangé avec du KBr à la masse de 1:200 et broyé uniformément. Après pressage, les échantillons ont été placés dans la chambre d'échantillon et scannés dans la gamme de longueurs d'onde de 400 à 4000/cm. Les changements de cristallinité des trois matériaux ont été caractérisés par diffraction des rayons X (XRD) avec un diffractomètre à rayons X (poudre) de la série Bruck-D8 (Bruck, Allemagne). 0,2 g de poudre d'échantillon a été prélevé et placé dans la chambre d'échantillon après le pressage des comprimés, et scanné dans la plage de 10° à 80°.

Les données et les chiffres ont été analysés par OriginPro 2017 (OriginLab Corporation, Northampton, MA, USA). Les données et les chiffres des expériences d'optimisation ont été conçus par le logiciel de Design-Expert 10.0 (Stat-Ease. Inc., Minneapoils, MN, USA).

La capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ des biochars dans diverses conditions de production a été illustrée aux Fig. 1a à c.

Effets des conditions de pyrolyse sur la capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ par BC.

La figure 1a montre les effets du temps de pyrolyse sur la capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ par les biochars. On peut voir que la capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ par les biochars a d'abord augmenté puis a diminué avec le temps de pyrolyse qui s'allonge. Selon la Fig. 1a, le temps de pyrolyse optimal du biochar correspondant au biochar adsorbé au Cu est de 3 h, et la capacité d'adsorption maximale de Cu2+ est de 9,87 mg/g, tandis que le temps de pyrolyse optimal du biochar correspondant au biochar adsorbé au Zn est de 2 h, et la capacité d'adsorption maximale du Zn2+ est de 9,79 mg/g. Selon les résultats expérimentaux ci-dessus, les temps de pyrolyse de 3 h et 2 h ont été sélectionnés comme valeurs centrales pour le biochar adsorbé au Cu et adsorbé au Zn, respectivement. Ainsi, dans les expériences d'optimisation, les niveaux bas, moyen et élevé pour le biochar adsorbé au Cu étaient de 2 h (- 1), 3 h (0) et 4 h (+ 1), et pour le biochar adsorbé au Zn étaient 1 h (- 1), 2 h (0) et 3 h (+ 1). Les codes − 1, 0 et + 1 indiquent les niveaux bas, moyen et élevé des paramètres de préparation.

L'effet de la température de pyrolyse sur la propriété d'adsorption des biochars est illustré à la Fig. 1b. D'après la Fig. 1b, la capacité d'adsorption des biochars sur Cu2+ et Zn2+ s'est améliorée avec l'augmentation de la température de pyrolyse. Lorsque la température de pyrolyse a augmenté à 400 °C, la capacité d'adsorption du biochar pour Cu2+ et Zn2+ a atteint 9,68 mg/g et 9,79 mg/g, respectivement. Suite à l'augmentation de la température de pyrolyse à 500 °C, la capacité d'adsorption a légèrement diminué, tandis que la température de pyrolyse est encore augmentée à 600 °C et 700 °C, la capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ était supérieure à celle de 500 °C, mais inférieure à celle de 400 °C. Par conséquent, 400 ° C a été choisie comme température optimale pour la production de biochar à partir de jacinthe d'eau adsorbant Cu2 + et Zn2 +, et les trois niveaux de température de pyrolyse dans BBD étaient de 300 ° C (- 1), 400 ° C (0) et 500 ° C (+ 1).

La figure 1c représente l'effet de la vitesse de chauffage sur la capacité d'adsorption des biochars pour Cu2+ et Zn2+. Avec l'augmentation de la vitesse de chauffage, la structure lignocellulosique de la jacinthe d'eau s'est progressivement décomposée et les volatils précipités ont favorisé la formation de pores de biochar. Lorsque la vitesse de chauffage continue d'augmenter, les volatils s'échappent brusquement, les pores résiduels deviennent plus grands ou certains produits bloquent les pores, en conséquence, la surface spécifique du biochar préparé a diminué et les performances d'adsorption du biochar sont réduites. D'après la Fig. 1c, lorsque la vitesse de chauffage était de 20 °C/min, la capacité d'adsorption du biochar sur Cu2+ était la plus élevée, atteignant 9,83 mg/g, tandis que pour le Zn2+, la vitesse de chauffage optimale était de 15 °C/min, la capacité d'adsorption du Zn2+ était de 9,84 mg/g. Par conséquent, 20 ° C/min et 15 ° C/min ont été sélectionnés comme valeurs centrales pour la préparation du biochar pour adsorber Cu2+ et Zn2+ dans le BBD, respectivement. Les trois niveaux de vitesse de chauffage dans le BBD étaient de 15 ° C/min (- 1), 20 ° C/min (0) et 30 ° C/min (+ 1) pour le biochar adsorbé au Cu, et 10 ° C/min (- 1), 15 ° C/min (0) et 20 ° C/min (+ 1) pour le biochar adsorbé au Zn.

Le tableau 1 résume les valeurs réelles et codées des paramètres de préparation des biochars. Pendant ce temps, un total de 17 séries d'expériences BBD randomisées ont été conçues, et les capacités d'adsorption correspondantes de Cu2+ et Zn2+ sont répertoriées dans le tableau 2.

Le modèle de réponse a été obtenu en ajustant les résultats expérimentaux avec une équation de régression multiple quadratique. La méthodologie de surface de réponse (RSM) a été utilisée pour construire la relation de réponse entre Yq(Cu), Yq(Zn) (Yq(Cu) et Yq(Zn) représentant la capacité d'adsorption du biochar pour Cu2+ et Zn2+ respectivement) et les conditions de préparation (X1, X2 et X3 représentent respectivement le temps de pyrolyse, la température de pyrolyse et la vitesse de chauffage), et l'interaction entre les conditions de préparation et leur influence sur la capacité d'adsorption ont été étudiées. Les modèles de réponse sont présentés dans les équations. (6) et (7), et dans le modèle, le signe positif (+) représente l'effet synergique et le signe négatif (-) indique l'effet antagoniste19.

L'analyse de la variance (ANOVA) a été effectuée sur les résultats expérimentaux de BBD, et les résultats de l'analyse ont été présentés dans le tableau 3.

D'après le tableau 3, on peut constater que la valeur F pour les termes individuels de X1, X2 et X3 est de 0,66, 28,97 et 2,43 pour Cu-BC, ce qui indique que l'influence des conditions de préparation sur les performances d'adsorption de Cu2+ du biochar était la suivante : température de pyrolyse (X1) > vitesse de chauffage (X2) > temps de pyrolyse (X3), et 6,22, 64,73 et 2,91 pour Zn-BC, et les résultats ont montré que l'influence des conditions de préparation sur les performances d'adsorption de Zn2+ du biochar était la suivante : température de pyrolyse (X1) > temps de pyrolyse (X2) > vitesse de chauffage (X3). Comme on peut le voir d'après les résultats ci-dessus, parmi les trois paramètres de préparation, la température de pyrolyse a la plus grande influence sur l'efficacité d'adsorption de Cu-BC et Zn-BC. La conclusion est conforme à de nombreuses recherches, la température de pyrolyse est le facteur de pyrolyse le plus efficace pour déterminer la capacité d'adsorption du biochar20,21,22. Cependant, la séquence des effets du temps de pyrolyse et de la vitesse de chauffage sur les deux biochars était différente. Selon la valeur F, l'ordre des éléments d'interaction influençant les performances d'adsorption de Cu-BC était X1X2 (valeur F = 5,87) > X1X3 (valeur F = 0,97) > X2X3 (valeur F = 0,41), et Zn-BC était X2X3 (valeur F = 1,52) > X1X2 (valeur F = 0,02) > X1X3 (valeur F = 2,261). E-003)23. La valeur p < 0,05 indique la significativité des termes, inférieure à 0,01, montre qu'un terme du modèle a été considéré comme extrêmement significatif24,25,26. Dans cette étude, la valeur p des modèles pour les capacités d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ était de 0,0002 et < 0,0001, et toutes inférieures à 0,01, indiquaient que deux modèles étaient extrêmement significatifs. Dans ce cas, selon la valeur de p, les termes significatifs du modèle pour l'élimination de Cu2+ sont X2, X1X2, X12, X22, X32, et pour l'élimination de Zn2+ sont X1, X2, X12, X22, X32.

Les coefficients R2 et Radj2 sont utilisés pour vérifier davantage la validité du modèle. Dans cette étude, les valeurs R2 pour les Eqs. (7) et (8) étaient respectivement de 0,9662 et 0,9786. Il indique qu'environ 96,62 % et 97,86 % des modèles de régression ont été attribués aux conditions de préparation recherchées. De plus, les Radj2 pour Cu2+ et Zn2+ étaient de 0,9229 et 0,9512, et les R2 et Radj2 de BC-Cu et BC-Zn étaient tous supérieurs à 0,92, indiquant que le modèle a une bonne précision. L'Adéq. La précision (précision adéquate) est utilisée pour indiquer le rapport signal sur bruit (SNR). Le SNR > 4 indique que le signal est adéquat, et le modèle peut être utilisé pour guider l'espace de conception27. Les SNR de Cu-BC et Zn-BC sont respectivement de 12,8699 et 16,6178, tous bien supérieurs à 4, combinés aux valeurs de R2 et Radj2, cela a montré que les deux modèles de régression quadratique sont en bon accord avec les résultats expérimentaux.

La comparaison entre les valeurs prédites et les valeurs réelles des capacités d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ est illustrée à la Fig. 2. Comme on peut le voir sur la figure, les résultats prédits du modèle sont proches des valeurs expérimentales, indiquant que la corrélation entre les conditions de préparation des biochars cibles et la capacité d'adsorption des ions de métaux lourds cibles.

Capacité d'adsorption prévue par rapport à expérimentale des biochars cibles pour les ions de métaux lourds cibles.

Selon le modèle quadratique de régression multiple Eqs. (6) et (7), le diagramme tridimensionnel de la surface de réponse de la capacité d'adsorption de Cu2+ et Zn2+ du biochar peut être obtenu par l'interaction du temps de pyrolyse (X1), de la température de pyrolyse (X2) et de la vitesse de chauffage (X3). Sur la figure 3 (Cu) et la figure 4 (Zn), l'interaction du temps de pyrolyse, de la température de pyrolyse et de la vitesse de chauffage sur la capacité d'adsorption des ions de métaux lourds cibles peut être observée.

Tracé tridimensionnel (3D) de la capacité d'adsorption de Cu2+ : (a) influence du temps de pyrolyse par rapport à la température de pyrolyse, (b) influence du temps de pyrolyse par rapport à la vitesse de chauffage et (c) influence de la température de pyrolyse par rapport à la vitesse de chauffage (généré par Design-Expert 10.0, Stat-Ease. Inc., Minneapoils, MN, USA, https://www.statease.com/).

Graphique tridimensionnel (3D) de la capacité d'adsorption de Zn2+ : (a) influence du temps de pyrolyse par rapport à la température de pyrolyse, (b) influence du temps de pyrolyse par rapport à la vitesse de chauffage et (c) influence de la température de pyrolyse par rapport à la vitesse de chauffage (généré par Design-Expert 10.0, Stat-Ease. Inc., Minneapoils, MN, USA, https://www.statease.com/).

Pour Cu-BC, comme le montrent les Fig. 3a, b, l'augmentation de la capacité d'adsorption de Cu-BC pour Cu2+ s'est produite de 2,0 à 3,5 h du temps de pyrolyse, et elle a atteint le temps optimal d'environ 3,1 h. En termes de température de pyrolyse, la capacité d'adsorption de Cu2+ est passée de 200 à 450 °C. On peut obtenir sur les Fig. 3a, c, la température de pyrolyse optimale à environ 400–500 ° C, la capacité d'adsorption de Cu2 + par Cu-BC a été augmentée et la meilleure température de pyrolyse à environ 430 ° C pour Cu-BC. Pendant ce temps, les figures 3b et c montrent la vitesse de chauffage pour la préparation de Cu-BC, et la vitesse de chauffage optimale est de 19,5 ° C/min pour Cu-BC.

Sur les figures 4a à c, les conditions de préparation optimales pour Zn-BC ont été présentées. En ce qui concerne le temps de pyrolyse, la capacité d'adsorption de Zn2+ a augmenté progressivement de 1,5 à 2,5 h, et le temps de pyrolyse était d'environ 2,2 h lorsque la capacité d'adsorption maximale a été atteinte. La température de pyrolyse optimale pour Zn-BC a été affichée sur les Fig. 4a, c, similaire à la température de pyrolyse optimale de Cu-BC, la température de pyrolyse optimale de Zn-BC se situe également dans la plage de 400 à 500 ° C et la capacité d'adsorption la plus élevée a été atteinte à environ 420 ° C. La vitesse de chauffage pour Zn-BC a été montrée sur les Fig. 4b, c, différente de Cu-BC, l'intervalle de vitesse de chauffage optimal était de 14 à 16 ° C / min et la meilleure vitesse de chauffage optimale pour Zn-BC est de 15, 8 ° C / min.

Grâce à l'analyse d'optimisation des résultats expérimentaux par le logiciel Design-Expert 10.0, la combinaison optimale des conditions de préparation de deux biochars cibles a été obtenue. Pour Cu-BC, les paramètres optimisés étaient le temps de pyrolyse de 3,09 h, la température de pyrolyse de 425 °C et la vitesse de chauffage de 19,65 °C/min, et comme pour le Zn-BC, les conditions de préparation optimisées étaient le temps de pyrolyse de 2,19 h, la température de pyrolyse de 422 °C et la vitesse de chauffage de 15,88 °C/min. L'étude de validation a été menée selon les conditions d'optimisation des biochars cibles, chaque groupe d'expériences de validation a été mené en triple exemplaire et les résultats de validation ont été moyennés trois fois. Les résultats des expériences de vérification sont présentés dans le tableau 4 et les résultats de validation sont présentés dans le tableau 5. On peut clairement voir que les résultats prédits (18,12 et 19,63 mg/g pour Cu-BC et Zn-BC, respectivement) sont en bon accord avec les résultats expérimentaux réels (18,92 et 19,98 mg/g pour Cu-BC et Zn-BC, respectivement), et l'erreur est faible. Le facteur nommé "désirabilité" du logiciel a été utilisé pour montrer les meilleurs paramètres optimaux pour la sortie, la valeur de la "désirabilité" est plus proche de 1, les meilleures conditions peuvent être atteintes19,27,28. Dans le tableau 5, les valeurs de désirabilité pour Cu-BC et Zn-BC sont de 0,935 et 0,999, respectivement, étaient plus proches de 1 et indiquaient que les meilleures conditions de paramètres pouvaient être atteintes. Par conséquent, le logiciel a donné une bonne prédiction des conditions de pyrolyse pour les M-BC (M signifie ions de métaux lourds), et le biochar cible préparé dans les conditions de préparation optimisées a une forte capacité d'adsorption pour l'ion de métal lourd cible, ce qui est techniquement et économiquement faisable.

Les courbes cinétiques pour l'élimination de Cu2+ par BC et Cu-BC, et l'élimination de Zn2+ par BC et Zn-BC sont affichées sur la Fig. 5a,b (BC ici est le biochar non optimisé préparé à 2 h, 400 ° C et 20 ° C/min). Comme on peut le voir sur la figure 5, l'adsorption des ions de métaux lourds par les BC et les M-BC peut être divisée en deux étapes : une étape rapide et une étape lente. Ces résultats étaient cohérents avec l'adsorption d'ions de métaux lourds par d'autres biochars29,30,31,32. Cela indique qu'au stade de l'adsorption rapide, l'adsorption des ions de métaux lourds par le biochar se produit principalement à la surface du biochar, l'adsorption physique prédominant. Après 1 h, le taux d'adsorption commence à ralentir et l'adsorption chimique contrôle le processus d'adsorption jusqu'à ce que l'équilibre soit atteint, et à ce stade, les ions de métaux lourds se diffusent dans les micropores du biochar et se lient à la surface interne du biochar pour atteindre le point final d'adsorption.

Courbes de cinétique d'adsorption (conditions d'adsorption : t = 25 °C, pH = 5,5, dosage = 2,0 g/L).

Les BC et M-BC ont montré qu'une tendance similaire s'affichait dans la cinétique, au début de l'adsorption, le taux d'adsorption est rapide et environ 80 % de l'élimination par adsorption s'est produite au cours de la première heure. L'adsorption de BC sur Cu2+ et Zn2+ a atteint le point de modération d'adsorption à environ 50 min, et l'équilibre d'adsorption de BC pour les deux ions de métaux lourds a été atteint à environ 120 min, tandis que le biochar cible (M-BC) avait un taux d'adsorption élevé dans les 30 premières minutes, et a continué à maintenir un certain niveau d'adsorption dans le temps suivant, et a atteint l'équilibre à environ 4 h. Cependant, dans l'expérience de cinétique d'adsorption, la concentration en ions de métaux lourds sélectionnés était supérieure à celle du BC en raison de la forte capacité d'adsorption du biochar ciblé (M-BC). En conséquence, la capacité d'adsorption saturée des deux biochars pour les ions de métaux lourds était très différente, et la discussion sur les performances d'adsorption était plus encline à l'isotherme d'adsorption.

Sur la base des résultats expérimentaux, les modèles cinétiques ont été ajustés et les constantes et coefficients obtenus sont répertoriés dans le tableau 6. On peut voir dans le tableau 6, après ajustement de la convergence, la corrélation est extrêmement significative (R2> 0,9), indiquant que l'adsorption des ions de métaux lourds par BC et M-BC comprenait l'adsorption physique et l'adsorption chimique. Cependant, par rapport à la cinétique de pseudo-premier ordre, comme le montre le tableau 6, l'adsorption de Cu2+ par BC et Cu-BC, l'adsorption de Zn2+ par BC et Zn-BC correspondait mieux à la cinétique de pseudo-second ordre (Rsecond2 > Rfirst2), ce qui explique que le modèle de pseudo-second ordre peut de préférence bien définir le processus d'adsorption du biochar pour les ions de métaux lourds. Le modèle de pseudo-second ordre montre que l'adsorption est principalement contrôlée par l'action chimique, et non par les étapes de transport de matière, et le modèle de pseudo-second ordre du taux d'adsorption de la réaction est principalement basé sur le contrôle de la réaction chimique de surface, comme la complexation de surface et la précipitation32.

Afin de prouver davantage que les M-BC avaient de meilleures performances d'adsorption que celles des BC, les modèles d'isothermes de Langmuir et Freundlich ont été utilisés pour ajuster les résultats d'équilibre d'adsorption des BC et des M-BC pour Cu2+ et Zn2+. Les courbes d'ajustement et les paramètres des deux modèles sont affichés à la Fig. 6 et au Tableau 7, respectivement.

Courbes isothermes d'adsorption des biochars.

Comme on peut le voir sur la Fig. 6a, b, l'effet d'adsorption de Cu-BC sur Cu2+, Zn-BC sur Zn2+ est significativement meilleur que celui de BC. Les résultats d'ajustement du modèle de Langmuir sont similaires aux valeurs mesurées, ce qui indique que la fiabilité d'ajustement des résultats d'adsorption est élevée. Selon les paramètres d'ajustement du tableau 7, le coefficient de corrélation R2, à l'exception de l'adsorption de Cu2+ par BC, le modèle de Langmuir de Cu-BC, BC (Zn2+) et Zn-BC avait un meilleur ajustement que le modèle de Freundlich, qui illustrait une adsorption de type monocouche sur les sites homogènes de biochars16,33. Les capacités maximales d'adsorption (Qmax) ont été ajustées par le modèle de Langmuir de BC (Cu2+), Cu-BC, BC (Zn2+) et Zn-BC étaient de 177,66, 210,56, 146,14 et 223,32 mg/g. Il a en outre été prouvé que les performances d'adsorption des biochars cibles pour les ions de métaux lourds ciblés étaient évidemment plus fortes que celles du biochar non optimisé pour les ions de métaux lourds.

Les potentiels Zeta de BC, Cu-BC et Zn-BC sont illustrés à la Fig. 7. Comme le montre la Fig. 7, les pHpzc de BC, Cu-BC et Zn-BC étaient de 2,44, 2,70 et 2,62. Lorsque la valeur du pH > 2,70, le BC, le Cu-BC et le Zn-BC ont tous des charges négatives à la surface23, et il y aura une forte attraction électrostatique entre eux et les charges positives à la surface des ions de métaux lourds34.

Potentiel Zeta de BC, Cu-BC et Zn-BC.

À la température ambiante de 25 °C, la constante du produit de solubilité (Ksp) de Cu(OH)2 et Zn(OH)2 est de 5,0 × 10–20 et 7,1 × 10–18, respectivement. Selon le Ksp de l'hydroxyde métallique, le pH de la précipitation de l'hydroxyde métallique à différentes concentrations peut être calculé. La formule de calcul est indiquée dans l'équation. (8):

où, Ksp et Kw sont la constante du produit de solubilité de l'hyoxyde métallique et la constante du produit ionique de l'eau, respectivement ;\({\alpha }_{{M}^{{n}^{+}}}\) est la concentration en ions métalliques (mol/L), où M représente l'ion métallique et n représente la valence de l'ion métallique. Lorsque la température de réaction et le type de métaux lourds sont déterminés, selon l'Eq. (8), le pH qui affecte la précipitation de l'hydroxyde de métal lourd n'est que la concentration des ions de métaux lourds, et plus la concentration est élevée, plus le pH est bas. Dans cette étude, les concentrations des solutions de Cu2+ et Zn2+ utilisées dans l'expérience étaient toutes de 50 mg/L, selon l'Eq. (8), on peut calculer que le pH des précipitations de Cu(OH)2 et Zn(OH)2 est de 5,90 et 6,98, respectivement. Les pH de BC, Cu-BC et Zn-BC sont de 9,33, 9,73 et 9,55, qui sont tous supérieurs au pH de la précipitation des deux hydroxydes métalliques. Par conséquent, la précipitation est l'un des mécanismes par lesquels le biochar adsorbe les ions de métaux lourds.

Les images SEM de Cu-BC et Cu-BC + Cu (le Cu-BC après adsorption de Cu2+) ont été présentées sur les Fig. 8a, b. Les figures 8c, d affichent les images SEM de Zn-BC et Zn-BC + Zn (le Zn-BC après adsorption de Zn2+). On peut voir sur les images SEM que la surface de deux biochars était hétérogène, fissurée et qu'il existe un grand nombre de fragments. Ces fragments accumulés font que le biochar forme des pores, et ces pores permettent aux ions de métaux lourds de pénétrer dans le biochar. Afin de déterminer davantage la composition élémentaire du biochar après adsorption, l'analyse EDX du biochar a été réalisée.

Images SEM de (a) Cu-BC ; (b) Cu-BC + Cu; (c) Zn-BC et (d) Zn-BC + Zn.

Les images en couches EDX de Cu-BC et Cu-BC + Cu, Zn-BC et Zn-BC + Zn sont affichées sur les Fig. 9a – d. Comme on peut le voir sur la figure 9, Cu-BC et Zn-BC contiennent tous K, Ca, Mg, Cl, tandis que dans les spectres de Cu-BC + Cu et Zn-BC + Zn, il y a des éléments Cu et Zn. Des études ont montré que les ions métalliques (tels que K+, Na+, Ca2+ et Mg2+) sur le biochar sont facilement attirés directement par attraction électrostatique pour former des complexes métalliques (tels que –COOM et –R–O–M), et accompagnés de précipitations carboxyle et hydroxyle35. Ainsi, ces métaux peuvent être échangés par des ions de métaux lourds en solution par échange de cations ou coprécipitation de complexes de surface pendant le processus d'adsorption, et les ions de métaux lourds ont été transférés de la solution aqueuse au biochar36,37.

Images en couches EDX de (a) Cu-BC ; (b) Cu-BC + Cu; (c) Zn-BC et (d) Zn-BC + Zn.

L'analyse de la distribution de la taille des pores de la surface spécifique de BC, Cu-BC et Zn-BC est présentée dans le tableau 8 et la figure 10a, le diamètre des pores de BC, Cu-BC et Zn-BC est de 14,505, 21,686 et 8,357 nm, qui appartiennent à des matériaux mésoporeux et conviennent aux matériaux d'adsorption38. Mais la surface spécifique de Cu-BC et de Zn-BC sont toutes plus petites que le BC, ce qui est incompatible avec l'idée que la surface spécifique est grande et que la capacité d'adsorption est améliorée, et cela indique également que les performances du biochar obtenu par des moyens de caractérisation n'expliquent pas nécessairement les performances d'adsorption du biochar. Par conséquent, la caractérisation du biochar ne peut être utilisée que comme moyen auxiliaire pour expliquer le mécanisme d'adsorption du biochar aux adsorbants, mais elle est insuffisante pour mesurer les performances d'adsorption.

( a ) Les courbes de distribution du diamètre des pores de BC, Cu-BC et Zn-BC; (b) Courbes d'adsorption-désorption de N2 de BC, Cu-BC et Zn-BC.

Les courbes d'adsorption-désorption d'azote des trois matériaux d'adsorption sont illustrées à la Fig. 10b, les courbes de BC, Cu-BC et Zn-BC sont conformes à l'adsorption de l'isotherme IV, et les isothermes de type IV sont dérivées de matériaux adsorbants mésoporeux, avec adsorption multicouche et phénomène de condensation capillaire, et la boucle d'hystérésis est le modèle H3, a montré que le canal d'adsorption est relativement étroit et l'ouverture d'adsorption pour les trous de palplanches39.

Les groupes fonctionnels de biochar avant et après adsorption ont été analysés par FTIR, et les spectres FTIR de BC, Cu-BC et Cu-BC + Cu, Zn-BC et Zn-BC + Zn sont illustrés sur la Fig. 11a – c. On peut le voir sur la Fig. 11a, le modèle de pic de BC, Cu-BC et Zn-BC est presque similaire, il n'y a que quelques différences dans l'intensité et les nombres d'onde, ce qui signifie qu'il n'y a qu'une différence dans la chimie de surface, et les spectres étaient cohérents avec le biochar de jacinthe d'eau préparé par Hashem et al.40. Des pics autour de 3450/cm ont été observés pour BC, Cu-BC et Zn-BC, attribués à l'étirement de –OH, ce pic existe dans la plupart des biochars préparés à partir de jacinthe d'eau. La transmission du BC près de 2368/cm était la plus élevée dans les bichars, et l'intensité dans le Cu-BC et le Zn-BC a diminué. Des pics autour de 1648/cm pour les biochars ont été indiqués pour le C=C aromatique. Un pic à 1084/cm est attribué à l'étirement de l'étirement C–O–C associé à la flexion –OH de la cellulose, de l'hémicellulose et de la lignine. 874/cm est dû au CH aromatique hors des courbes planes41,42,43. Les modèles FTIR après adsorption de Cu2+ et Zn2+ sont affichés sur les Fig. 11b,c, la largeur et l'emplacement de ces pics ont changé, en particulier à 3400 et 1500/cm, cela indique que les groupes O–H jouent un rôle important dans l'adsorption des ions de métaux lourds par le biochar. Par rapport à avant adsorption, les spectres de Cu-BC + Cu et Zn-BC + Zn ont montré des pics évidents à 1637 et 1639/cm de la fonction carbonyle (C=O), indiquant la présence de liaisons carbonyle métalliques29.

Spectres FTIR de (a) BC, Cu-BC et Zn-BC ; (b) Cu-BC et Cu-BC + Cu; (c) Zn-BC et Zn-BC + Zn.

Les figures 12a à c montrent le diffractogramme des rayons X des échantillons. On peut voir sur la Fig. 12a, les spectres de Cu-BC et Zn-BC étaient différents de BC. BC a un pic de diffraction à 2θ = 22,54°, mais le pic de diffraction de Cu-BC et Zn-BC n'est pas évident ici et se déplace vers 2θ = 28,50° et 28,58°, respectivement. De plus, quatre pics majeurs (2θ = 40,64°, 50,32°, 66,50° et 73,94°) ont été observés à partir de Cu-BC, et pour Zn-BC, quatre pics majeurs (2θ = 40,72°, 50,46°, 66,58° et 73,92°), et les quatre pics caractéristiques des deux biochars sont similaires. Combiné avec les résultats d'optimisation, on peut voir que la température de chauffage de Cu-BC et de Zn-BC est similaire, ce qui indique en outre que la température de pyrolyse a un effet important sur les performances du biochar.

Spectres XRD de (a) BC, Cu-BC et Zn-BC ; (b) Cu-BC et Cu-BC + Cu; (c) Zn-BC et Zn-BC + Zn.

Les figures 12b,c représentaient le diagramme XRD de Cu-BC et Cu-BC + Cu, Zn-BC et Zn-BC + Zn, respectivement. D'après la Fig. 12a, il y a plus de pics observés dans les résultats XRD de Cu-BC et Zn-BC que dans BC, ce qui a révélé que le biochar optimisé contenait plus de composants minéraux que le biochar commun44. Comme on peut le voir sur les figures 12b, c, après adsorption de Cu2+ et Zn2+, quatre pics majeurs de Cu-BC et Zn-BC ont tous disparu. Pour Cu-BC, après adsorption de Cu2+, le pic de diffraction à 2θ = 29,48° passe à 29,26°, et l'intensité diminue, ce qui est également le cas pour Zn-BC (2θ = 29,64° de Zn-BC et 29,34° de Zn-BC + Zn). Ces résultats indiquent que lorsque le biochar réagit avec Cu ou Zn, des composés Cu ou Zn sont produits. Combiné avec l'analyse EDX et FTIR, Cu2+ ou Zn2+ réagit avec OH− et CO32− dans le biochar pour générer un précipité, et des réactions d'échange d'ions peuvent également se produire avec les cations K, Mg et Ca dans le biochar. Il a été échangé avec succès hors de l'eau par biochar et pour atteindre l'objectif d'élimination.

Grâce à la caractérisation du biochar avant et après adsorption, combinée à la base chimique correspondante, le mécanisme d'adsorption du biochar pour les ions de métaux lourds comprend principalement la réaction de précipitation, l'adsorption physique de surface, l'échange de cations, l'adsorption électrostatique et la complexation de surface, etc.

Dans cette étude, les effets des conditions de préparation : temps de pyrolyse, température de pyrolyse et vitesse de chauffage sur les performances du biochar cible pour l'adsorption des ions de métaux lourds cibles ont été étudiés. Le RSM couplé au BBD a été appliqué pour optimiser les paramètres de préparation des biochars cibles. Avec Cu2+ et Zn2+ comme polluants cibles, les conditions de production de biochar adsorbé sur les deux ions de métaux lourds ont été optimisées. Les résultats de l'optimisation ont indiqué que deux conditions de combinaison optimales différentes pour le biochar avec adsorption de Cu2+ et Zn2+. Pour le biochar adsorbé au Cu, les conditions de production optimales sont : temps de pyrolyse de 3,09 h, température de pyrolyse de 425 °C et vitesse de chauffage de 19,65 °C/min. Alors que pour le biochar adsorbé au Zn, les conditions de production optimales sont : temps de pyrolyse de 2,19 h, température de pyrolyse de 422 °C et vitesse de chauffage de 15,88 °C/min. Les performances d'adsorption du Cu-BC et du Zn-BC sur leurs polluants cibles sont meilleures que celles du biochar sans conditions de production optimisées. Le modèle isotherme de Langmuir ajustant les capacités d'adsorption théoriques maximales de BC et Cu-BC sur Cu2+ sont de 177,66 et 210,56 mg/g, respectivement, et les capacités d'adsorption théoriques maximales de BC et Zn-BC sur Zn2+ sont de 146,14 et 223,32 mg/g, respectivement. En conclusion générale, les biochars cibles optimisés Cu-BC et Zn-BC sont des adsorbants efficaces, qui peuvent être utilisés pour l'élimination des métaux lourds cibles. Cette étude a non seulement préparé du biochar ciblé pour le polluant cible, mais a également réduit le nombre d'expériences et le nombre d'échantillons caractérisés dans une certaine mesure, ce qui a un grand effet sur l'économie de matières premières, de temps et de coûts de production.

Toutes les données et tous les matériaux générés ou utilisés au cours de l'étude apparaissent dans le manuscrit soumis.

Wang, JL & Wang, SZ Préparation, modification et application environnementale du biochar : une revue. J. Propre. Prod. 227, 1002-1022. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.04.282 (2019).

Article CAS Google Scholar

Xu, CB et al. Optimisation de la production de biochar en fonction du risque environnemental et des performances de dépollution : Prenons l'exemple des déchets de cuisine. J. Hazard. Mater. 416, 125785. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2021.125785 (2021).

Article CAS PubMed Google Scholar

Tan, XF et al. Le biochar en tant que précurseurs durables potentiels pour la production de charbon actif : applications multiples dans la protection de l'environnement et le stockage de l'énergie. Bioressource. Technol. 22, 359–372. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2016.12.083 (2017).

Article CAS Google Scholar

Qiu, BB et al. Biochar en tant qu'adsorbant à faible coût pour l'élimination aqueuse des métaux lourds : une revue. J.Anal. App. Pyrole. 155, 105081. https://doi.org/10.1016/j.jaap.2021.105081 (2021).

Article CAS Google Scholar

Xiao, J., Hu, R. & Chen, G. Biocharbon osseux azoté micro-nano-ingénierie développé avec une technique de broyage à billes pour l'élimination à haute efficacité du Cd (II), Cu (II) et Pb (II) aquatiques. J. Hazard. Mater. 387, 121980. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2019.121980 (2020).

Article CAS PubMed Google Scholar

Pariyar, P., Kumari, K., Jain, MK & Jadhao, PS Évaluation du changement des propriétés du biochar dérivé de différentes matières premières et températures de pyrolyse pour des applications environnementales et agricoles. Sci. Environ. 713, 136433. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.136433 (2020).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Yang, CD, Liu, JJ & Lu, SG La température de pyrolyse affecte les caractéristiques des pores des biochars de paille de riz et de tige de canola et des sols amendés au biochar. Geoderma 397, 115097. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2021.115097 (2021).

Article ADS CAS Google Scholar

Dhyani, V. & Bhaskar, T. Un examen complet de la pyrolyse de la biomasse lignocellulosique. Renouveler. Énergie. 129, 695–716. https://doi.org/10.1016/j.renene.2017.04.035 (2018).

Article CAS Google Scholar

Singh, S., Chakraborty, JP & Mondal, M. Pyrolyse de la biomasse torréfiée : Optimisation des paramètres de procédé à l'aide de la méthodologie de surface de réponse, caractérisation et comparaison des propriétés de l'huile de pyrolyse de la biomasse brute. J. Propre. Prod. 272, 122517. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.122517 (2020).

Article CAS Google Scholar

Shen, ZT et al. Effet de la température de production sur les mécanismes d'élimination du plomb par les biochars de paille de riz. Sci. Environ. 655, 751–758. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.11.282 (2019).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Zhang, C., Shan, BQ, Jiang, SX et Tang, WZ Effets de la température de pyrolyse sur la biotoxicité du biochar Phyllostachys pubescens dans le milieu aquatique. J. Hazard. Mater. 376, 48–57. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2019.05.010 (2019).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Zhang, XX, Zhang, PZ, Yuan, XR, Li, YF & Han, LJ Effet de la température de pyrolyse et analyse de corrélation sur le rendement et les propriétés physicochimiques du biochar de résidus de culture. Bioressource. Technol. 296, 122318. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2019.122318 (2020).

Article CAS PubMed Google Scholar

Hodgson, E. et al. Optimisation des conditions du procédé de pyrolyse lente pour maximiser le rendement en charbon et l'adsorption des métaux lourds du biochar produit à partir de différentes matières premières. Bioressource. Technol. 214, 574-581. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2016.05.009 (2016).

Article CAS PubMed Google Scholar

Ghysels, S., Ronsse, F., Dickinson, D. & Prins, W. Production et caractérisation de biochar à pyrolyse lente à partir de vinasse digérée riche en lignine provenant de la production d'éthanol lignocellulosique. Biomasse Bioénerg. 122, 349–360. https://doi.org/10.1016/j.biombioe.2019.01040 (2019).

Article CAS Google Scholar

Jia, H. et al. L'assainissement des sédiments contaminés par les HAP avec des plantes de mangrove et ses biochars dérivés. J. Environ. Géré. 268, 110410. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2020.110410 (2020).

Article CAS Google Scholar

Xu, YG et al. Influence de la température de pyrolyse sur les caractéristiques et la capacité d'adsorption du plomb (II) du biochar de sciure de bois de peuplier modifié au phosphore. J.Anal. Appl. Pyrole. 154, 105010. https://doi.org/10.1016/j.jaap.2020.105010 (2021).

Article CAS Google Scholar

Zhou, RJ, Zhang, M., Zhou, JH & Wang, JP Optimisation de la préparation de biochar à partir de la tige d'Eichhornia crassipes en utilisant la méthodologie de surface de réponse sur l'adsorption de Cd2+. Sci. Rep. 9, 17538. https://doi.org/10.1038/s41598-019-54105-1 (2019).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Zhou, RJ, Zhang, M., Li, JY & Zhao, W. Optimisation des conditions de préparation du biochar dérivé de la jacinthe d'eau en utilisant la méthodologie de surface de réponse (RSM) et son application à l'élimination du Pb2+. J. Environ. Chim. Ing. 8, 5. https://doi.org/10.1016/j.jece.2020.104198 (2020).

Article CAS Google Scholar

Mousavi, SJ, Parvini, M. & Ghorbani, M. Adsorption de métaux lourds (Cu2+ et Zn2+) sur une nouvelle silice mésoporeuse ordonnée bifonctionnelle : Optimisation par méthodologie de surface de réponse. J. Taïwan Inst. Chim. E. 84, 123–141. https://doi.org/10.1016/j.jtice.2018.01.010 (2018).

Article CAS Google Scholar

Wang, TT et al. Effet de l'amendement biochar sur la biodisponibilité du pesticide chlorantraniliprole dans le sol pour les vers de terre. Écotoxicol. Environ. Saf. 83, 96–101. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2012.06.012 (2012).

Article CAS PubMed Google Scholar

Zhang, P., Sun, H., Yu, L. & Sun, TH Adsorption et hydrolyse catalytique du carbaryl et de l'atrazine sur les biochars dérivés du fumier de porc : impact des propriétés structurelles des biochars. J. Hazard. Mater. 244, 217-224. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2012.11.046 (2013).

Article CAS PubMed Google Scholar

Yavari, S., Malakahmad, A., Sapari, NB et Yavari, S. Optimisation de la synthèse des biochars de grappes de fruits vides de palmier à huile et de balles de riz pour l'élimination des herbicides imazapic et imazapyr. J. Environ. Gérer. 193, 201–210. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2017.02.035 (2017).

Article CAS PubMed Google Scholar

Melliti, A., Srivastava, V., Kheriji, J., Sillanpää, M. & Hamrouni, B. La fibre de palmier dattier en tant que nouveau précurseur du charbon actif poreux : Optimisation, caractérisation et son application en tant que piégeur d'antibiotiques à base de tylosine à partir d'une solution aqueuse. Le surf. Interfaces. 24, 101047. https://doi.org/10.1016/j.surfin.2021.101047 (2021).

Article CAS Google Scholar

Charola, S., Patel, H., Chandna, S. & Maiti, S. Optimisation pour préparer du carbone poreux à partir d'enveloppe de moutarde en utilisant la méthodologie de surface de réponse adoptée avec une conception composite centrale. J. Propre. Prod. 223, 969–979. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.03.169 (2019).

Article CAS Google Scholar

Genuino, DAD, Luna, MDG & Capareda, SC Amélioration des propriétés de surface du biochar de pyrolyse dérivé de déchets solides municipaux par activation chimique et thermique : optimisation des paramètres de procédé et application environnementale. Gestion des déchets. 72, 255–264. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2017.11.038 (2018).

Article CAS Google Scholar

Peng, YT et al. Optimisation de la synthèse de Fe/Al (Hydr)oxydes-Biochars pour maximiser l'élimination des phosphates via un modèle de surface de réponse. J. Propre. Prod. 237, 117770. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2019.117770 (2019).

Article CAS Google Scholar

Iberahim, N., Sethupathi, S., Goh, CL, Bashir, MJK et Ahmad, W. Optimisation de la préparation de biochar de boues d'huile de palme activée pour l'adsorption du dioxyde de soufre. J. Environ. Gérer. 248, 109302. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.109302 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Ghafari, E., Costa, H. & Júlio, E. Modèle basé sur RSM pour prédire les performances du BFUP auto-compactant renforcé avec des microfibres d'acier hybrides. Constr. Construire. Mater. 66, 375–383. https://doi.org/10.1016/j.conbuildmat.2014.05.064 (2014).

Article Google Scholar

Bandara, T. et al. Mécanismes d'élimination du Cd(II) et du Cu(II) de la solution aqueuse et de l'eau de mine par les biochars dérivés des déchets agricoles. Chemosphere 254, 126745. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2020.126745 (2020).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Xiao, F. et al. Production de charbon actif granulaire par oxydation thermique à l'air du charbon de bois/biocharbon de biomasse pour le traitement de l'eau dans les communautés rurales : une enquête mécaniste. Chim. Ing. J. Adv. 4, 100035. https://doi.org/10.1016/j.ceja.2020.100035 (2020).

Article CAS Google Scholar

Xiao, F. et al. Adsorption binaire de Cu(II) et Ni(II) sur la bentonite de Lai'yang : cinétique, équilibre, compétition quantitative et étude des mécanismes. Environ. Programme. L'énergie durable. https://doi.org/10.1002/ep.13358 (2020).

Article Google Scholar

Zhang, PZ, Zhang, XX, Yuan, XR, Xie, RY & Han, LJ Caractéristiques, comportements d'adsorption, mécanismes d'adsorption de Cu(II) par le biochar de fumier de vache dérivé à différentes températures de pyrolyse. Bioressource. Technol. 331, 125013. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2021.125013 (2021).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Wang, R. et al. Étude du comportement d'adsorption et de la distribution relative des mécanismes de sorption du Cd2+ sur les biochars par différentes matières premières. Bioressource. Technol. 261, 265–271. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2018.04.032 (2018).

Article CAS PubMed Google Scholar

Huang, X. et al. Synthèse de boues granulaires aérobies magnétiques amino-fonctionnalisées-biocharbon pour l'élimination du Pb(II) : études des performances et des mécanismes d'adsorption. Sci. Environ. 685, 68–689. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.05.429 (2019).

Article CAS Google Scholar

Deng, YY, Huang, S., Laird, DA, Wang, XG & Meng, ZW Comportement et mécanismes d'adsorption du cadmium et du nickel sur les biochars de paille de riz dans des systèmes à métal unique et binaire. Chimiosphère 218, 308–318. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.11.081 (2019).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Deng, JQ et al. Biochar modifié à l'alginate dérivé de la biomasse imprégnée de Ca(II) : Excellente capacité anti-interférence pour l'élimination du Pb(II). Écotox. Environ. Sûr. 165, 211–218. https://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2018.09.013 (2018).

Article CAS Google Scholar

Gao, RL et al. Élimination très efficace du plomb par co-pyrolyse du biochar dérivé de la paille de colza et de l'orthophosphate. J. Hazard. Mater. 371, 191–197. https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2019.02.079 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Ghani, ZA, Yusoff, MS, Zaman, NQ, Zamr, MFMA et Andas, J. Optimisation des conditions de préparation du charbon actif de la pseudo-tige de bananier en utilisant la méthodologie de surface de réponse sur l'élimination de la couleur et de la DCO du lixiviat de décharge. Gestion des déchets. 62, 177–187. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2017.02.026 (2017).

Article CAS Google Scholar

Hong, GB & Wang, YK Synthèse d'un adsorbant à faible coût à partir de son de riz pour l'élimination du colorant réactif basé sur la méthodologie de surface de réponse. Appl. Le surf. Sci. 423, 800–809. https://doi.org/10.1016/j.apsusc.2017.06.264 (2017).

Article ADS CAS Google Scholar

Hashem, MA, Hasan, M., Momen, MA, Payel, S. & Nur-A-Tomal, MS Biochar de jacinthe d'eau pour l'adsorption du chrome trivalent des eaux usées de tannerie. Environ. Soutenir. Indicateurs. 5, 100022. https://doi.org/10.1016/j.indic.2020.100022 (2020).

Article Google Scholar

Yang, XD et al. Groupes fonctionnels de surface des adsorbants à base de carbone et leurs rôles dans l'élimination des métaux lourds des solutions aqueuses : une revue critique. Chim. Ing. J. 366, 608–621. https://doi.org/10.1016/j.cej.2019.02.119 (2019).

Article CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Masto, RE et al. Biochar de la jacinthe d'eau (Eichornia crassipes) et son impact sur l'activité biologique du sol. CATENA 111, 64–71. https://doi.org/10.1016/j.catena.2013.06.025 (2013).

Article CAS Google Scholar

Lima, JRA et al. Potentiel d'un matériau hybride magnétique produit à partir de la jacinthe d'eau (Eichhornia crassipes) pour l'élimination des polluants inorganiques et organiques des milieux aqueux. J. Environ. Chim. Ing. 8, 104100. https://doi.org/10.1016/j.jece.2020.104100 (2020).

Article CAS Google Scholar

Liu, YX et al. La modification de la vermiculite augmente la rétention de carbone et la stabilité du biochar de paille de riz à différentes températures de carbonisation. J. Propre. Prod. 254, 120111. https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.120111 (2020).

Article CAS Google Scholar

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Ce travail a été soutenu par la Fondation provinciale des sciences naturelles d'Anhui (2008085ME159, 2208085QE176), le projet clé du projet de recherche universitaire en sciences naturelles de la province d'Anhui (KJ2021A0505), les principaux projets universitaires de l'Université polytechnique d'Anhui (Xjky2020169). Nous tenons à remercier les éditeurs de revues et les réviseurs anonymes pour leurs précieux commentaires.

École d'architecture et de génie civil, Université polytechnique d'Anhui, 8 Middle Beijing Road, Wuhu, 241000, Anhui, République populaire de Chine

Runjuan Zhou, Ming Zhang et Shuai Shao

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RZ : conçu et conçu les expériences ; RZ et SS : ont réalisé les expériences ; RZ et MZ ont analysé les données ; RZ : a écrit le manuscrit ; RZ et MZ ont révisé le manuscrit.

Correspondance à Runjuan Zhou.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Réimpressions et autorisations

Zhou, R., Zhang, M. & Shao, S. Optimisation du biochar cible pour l'adsorption de l'ion de métal lourd cible. Sci Rep 12, 13662 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-17901-w

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Reçu : 28 avril 2022

Accepté : 02 août 2022

Publié: 11 août 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-022-17901-w

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