NKUBAP.00.17.AR.12.07 nolu proje
PĠRĠNÇ KABUĞU KULLANILARAK ÜRETĠLEN MANYETĠK NANOPARTĠKÜLLER ĠLE SULU ÇÖZELTĠLERDEN RENK
GĠDERĠMĠ
Yürütücü: Dr. GÜL KAYKIOĞLU AraĢtırmacı: Yrd. Doç. Dr. Elçin GÜNEġ
2014
2
NKUBAP.00.17.AR.12.07 proje numaralı “PĠRĠNÇ KABUĞU KULLANILARAK ÜRETĠLEN MANYETĠK NANOPARTĠKÜLLER ĠLE SULU ÇÖZELTĠLERDEN RENK GĠDERĠMĠ” isimli proje NKU BAP tarafından desteklenmiĢtir.
Proje Yürütücüsü Dr. Gül KAYKIOĞLU
AraĢtırmacı
Yrd. Doç Dr. Elçin GÜNEġ
3
ÖNSÖZ
Tamamladığımız proje çalıĢmasının, benzer konularda yapılan çalıĢmalara ıĢık tutacağı düĢünülmekte olup, çalıĢmanın devamı niteliğinde bir baĢka proje çalıĢması daha planlanmıĢtır. Bu anlamda, Namık Kemal Üniversitesi Bilimsel AraĢtırma Projeleri Komisyonu‟na projemi onayladıkları ve destekledikleri için teĢekkürlerimi sunarım.
Proje çalıĢmam süresince birlikte çalıĢtığımız ve birlikteliğimizden büyük keyif aldığım sevgili arkadaĢım proje araĢtırmacısı Yrd. Doç. Dr. Elçin GÜNEġ‟e teĢekkürlerimi sunarım.
Sevgisini ve desteğini daima hissettiğim, teĢekkürün az geleceğine emin olduğum kıymetli eĢim Dinçer KAYKIOĞLU‟na ve de yaĢamıyla hayat bulduğum bir tanecik canım oğlum Ata‟ya yürek dolusu sevgilerimi ve Ģükranlarımı sunarım.
ġubat, 2014
Dr. Gül KAYKIOĞLU
4 ĠÇĠNDEKĠLER
ÖNSÖZ ... 3
ĠÇĠNDEKĠLER ... 3Hata! Yer iĢareti tanımlanmamıĢ. ġEKĠL LĠSTESĠ ... 4
TABLO LĠSTESĠ ... 4
ÖZET ... 7
ABSTRACT ... 8
1. GĠRĠġ………9
1.1 Boyarmaddelerin Sulu Çözeltilerden Giderimi ... 9
1.2 Pirinç Kabuğunun Adsorban Olarak GeliĢtirilmesi ve Sulu Çözeltilerden Kirlilik Giderimi Amacıyla Kullanılması ... 10
1.3 Manyetik Nanopartikül Sentezlenmesi ve Adsorpsiyon ÇalıĢmalarında Kullanılması ... 13
2. GEREÇ ve YÖNTEM ... 18
2.1. Adsorbanların hazırlanması ... 18
2.1.1 Pirinç Kabuklarının Yakılması ... 18
2.1.2 Demir nanopartikülü üretimi ... 18
2.2. Adsorpsiyon çalıĢmaları ... 19
2.3. Analiz yöntemleri ... 20
2.4. Adsorpsiyon izotermleri ... 20
2.5. Adsorpsiyon kinetikleri ... 22
3. BULGULAR VE TARTIġMA ... 24
3.1. Adsorbanların özellikleri………..24
3.1.1 Kimyasal karakterizasyon………...………24
3.1.2 Taramalı Elektron Mikroskobu (SEM) Analizleri………..…...24
3.1.3 EDX analizi………31
3.1.4 Fourıer Transform Infrared Spektrometresi (FT-IR)…………34
3.1.5 Ġzoelektrik Nokta pH‟I (pHpzc)………..35
3.2. Adsorpsiyon denemeleri ... 36
3.2.1 pH‟ın etkisi ... 40
3.2.2 Temas süresinin etkisi ... 42
3.2.3 BaĢlangıç Boya Konsantrasyonunun Etkisi ... 43
3.3 Adsorpsiyon Ġzotermleri ... 44
3.4 Adsorpsiyon Kinetikleri ... 46Hata! Yer iĢareti tanımlanmamıĢ. SONUÇ VE ÖNERĠLER ... 50
KAYNAKLAR ... 51
5 ġEKĠL LĠSTESĠ
ġekil 1. 300 oC‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külleri………...
ġekil 2. a) Çözelti içersindeki manyetik nanopartikül görüntüsü b)Kurutulduktan sonra manyetik nanopartikül görüntüsü ………..……..
ġekil 3. AR 114 boyarmaddesinin kimyasal formülü ………
ġekil 4. YanmamıĢ (ham) pirinç kabuğunun SEM incelemesi……….
ġekil 5. 300 oC‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külünün SEM görüntüsü……….…
ġekil 6. MNP‟e ait SEM görüntüsü………..
ġekil 7. MNP-A‟a ait SEM görüntüsü………..
ġekil 8. RHA-MNP‟e ait SEM görüntüsü………
ġekil 9. RHA-MNP-A‟e ait SEM görüntüsü………....
ġekil 10. MNP‟e ait EDX analizi………..….
ġekil 11. RHA-MNP‟e ait EDX analizi………...
ġekil 12. MNP için FT-IR spektrumu………
ġekil 13. RHA-MNP için FT-IR spektrumu………...
ġekil 14. MNPiçin izoelektrik nokta pH‟ı belirleme………
ġekil 15. RHA-MNP için izoelektrik nokta pH‟ı belirleme……….
ġekil 16. MNP‟nin farklı baĢlangıç konsantrasyonlarındaki AR 114
adsorpsiyonunun pH‟a bağlı değiĢimi ……….
ġekil 17. RHA-MNP‟nin farklı baĢlangıç konsantrasyonlarındaki AR 114
adsorpsiyonunun pH‟a bağlı değiĢimi………..
ġekil 18. 100 mg/L baĢlangıç boya konsantrasyonunda farklı pH değerlerinde AR 114 adsorpsiyonu………....………
ġekil 19. MNP ile AR 114 adsorpsiyonunda temas süresinin etkisi…………..…
ġekil 20. RHA-MNP ile AR 114 adsorpsiyonunda temas süresinin etkisi……….
ġekil 21. BaĢlangıç boya konsantrasyonundaki değiĢimin % giderme verimi (AR 114) üzerine etkisi……….….
ġekil 22. BaĢlangıç boya konsantrasyonunun qe (mg/g) üzerine etkisi …………
ġekil 1. MNP ve RHA-MNP ile AR 114 boyasının adsorpsiyonu için Langmuir izotermi ……….……….………
ġekil 2. MNP ve RHA-MNP ile AR 114 boyasının adsorpsiyonu için
Freundlich izotermi ………...
ġekil 25. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında MNP‟de AR 114 adsorpsiyonu için birinci derece kinetik………
ġekil 26. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında MNP‟de AR 114 adsorpsiyonu için ikinci derece kinetik……….
ġekil 3. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında RHA-MNP‟de AR 114
adsorpsiyonu için birinci derece kinetik………...…
ġekil 28. Farklı baĢlangıç konsantrasyonlarında RHA-MNP‟de AR 114
adsorpsiyonu için ikinci derece kinetik………...………….
18 19 20 25 26 27 28 29 30 32 33 34 35 36 36 41 41 42 43 43 44 45 46 46 47 48 48 49
6 TABLO LĠSTESĠ
Tablo 1. Literatürde verilen manyetik nanopartikül üretim teknikleri………..
Tablo 2. AR 114‟e ait fiziksel ve kimyasal özellikler………..
Tablo 1. MNP ve RHA-MNP‟nin kimyasal karakterizasyonu………...
Tablo 4. MNP ile adsorpsiyonda doğal pH‟ta pH değiĢimleri………..
Tablo 5. RHA-MNP ile adsorpsiyonda doğal pH‟ta pH değiĢimleri……….
Tablo 6. MNP ile AR 114 boyarmaddesinin farklı konsantrasyon ve pH
Ģartlarındaki adsorpsiyon çalıĢması sonuçları………
Tablo 7. RHA-MNP ile AR 114 boyarmaddesinin farklı konsantrasyon ve pH Ģartlarındaki adsorpsiyon çalıĢması sonuçları………
Tablo 8. Langmuir and Freundlich izotermleri için sabitler………..
Tablo 9. MNP ve RHA-MNP ile AR 114 boyasının adsorpsiyonu için kinetik parametreler (C0=40, 60, 80 mg/L, m= 1g/L, doğal pH)………...…
17 19 24 37 37 38 39 47 49
7 ÖZET
ÇalıĢmada, manyetik nanopartikül (MNP, Fe3O4) ve 300 C‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külünün destek materyali olarak kullanıldığı manyetik nanopartikül (RHA-MNP) ile Acid Red (Asit Kırmızısı) 114 boyarmaddesinin adsorpsiyon ile giderimi çalıĢılmıĢtır.
Adsorpsiyon çalıĢmaları sentetik atıksu ile ve kesikli deneme Ģartlarında, pH (2, 4, 6, 8 ve 10), baĢlangıç boya konsantrasyonu (20, 40, 60, 80 ve 100 mg/L) ve temas süresi (0, 1, 5, 10, 15, 30, 45, 60, 90 ve 150 dakika) gibi farklı deney parametreleri altında gerçekleĢtirilmiĢtir.
Acid Red 114 boyar maddesinin MNP ve RHA-MNP adsorbanları ile adsorpsiyonunda doğal pH‟ta (pH düzeltmesi yapılmadan) en iyi giderim verimleri sağlanmıĢtır. MNP ile adsorpsiyon sırasında pH düzeltmesi yapılmadan çalıĢıldığında, adsorban konulmadan pH 8.3 civarı iken adsorpsiyon sonrası pH 4.5 civarında ölçülmüĢtür. RHA-MNP ile ise adsorpsiyon sonrası pH 3.5 civarında ölçülmüĢtür. DüĢük ve yüksek pH‟larda adsorbanların çözünmesi ve yapısının bozulmasından dolayı adsorpsiyon kapasiteleri düĢmüĢtür. Her iki adsorban için hem Langmuir hem de Freundlich izotermlerinin uygun olduğu, fakat Freundlich izotermine daha fazla uyumun söz konusu olduğu görülmüĢtür. Langmuir modeline göre MNP ve RHA-MNP‟nin AR 114 boyası için maksimum adsorpsiyon kapasiteleri sırasıyla 12.24 ve 11.76 mg/g‟dır. Her iki adsorban için de Freundlich izotermine uyum, adsorbanların yüzeyinin birbirine benzer küçük heterojen boĢluklardan oluĢtuğunu göstermektedir. Her iki adsorban için de ikinci derece kinetik (pseudo- second-order) modelinin adsorpsiyon kinetiğini daha iyi açıkladığı görülmüĢtür.
Anahtar Kelimeler: Adsorpsiyon, manyetik nanopartikül, pirinç kabuğu, AR 114, renk giderimi.
8
ABSTRACT
In this study magnetic nanoparticles (MNP, Fe3O4) and rice husk which burned at 300oC coated magnetic nanoparticles (RHA-MNP) were used for removal of Acid Red 114 dye by adsorption process. Batch studies were performed to evaluate the influences of various experimental parameters like pH (2, 4, 6, 8, 10), initial concentration (20, 40, 60, 80, 100 mg/L) and contact time (0, 1, 5, 10, 15, 30, 45, 60, 90 ve 150 min).
The study showed that at natural pH (without pH correction) removal of Acid Red 114 has the best removal efficiency. When studying with adsorbents before adding the adsorbent the pH was around 8.3. After the adsorption process the pH was measured around 4.5 for MNP and around 3.5 for RHA-MNP. At low and high pH the capacity of adsorbents were decreased becaouse of deformation and dissolution.
The isotherm study showed that both of the Langmuir and Freundlich isotherms were suitable, but the Freundlich isotherm were more suitable. According to the Langmuir model adsorption capacity of MNP and RHA-MNP were 12.24 ve 11.76 mg/g respectively for the removal of Acid Red 114. It is evident from the data that the surface of the adsorbent is made up of small heterogeneous adsorption patches which are very much similar to each other in respect of adsorption phenomenon. The kinetic experimental data fitted to the pseudo-second-order model.
Key words: Adsorption, magnetic nanoparticles, rice husk, color removal.
9
1. GĠRĠġ
Günümüzde, özellikle de endüstriyel atıksu deĢarjları yoğun olan bölgelerde, alıcı ortamların renkli akan sular halini alması ve kullanılamaz hale gelmesi kaçınılmaz olmuĢtur. Tekstil endüstrisinde Türkiye‟de mevcut arıtma prosesleri istenen renk giderimini sağlayamamakta ve alıcı ortam deĢarj limitleri aĢılmaktadır. Yakın zamana kadar Su Kirliliğinin Kontrolü Yönetmeliği‟nde renk standardı olmadığından boyar maddeleri içeren arıtma tesisi çıkıĢ suları alıcı ortam kalite ve görüntüsünü estetik açıdan bozmaktadır (Sponza vd., 2000). Doğal su kütleleri içerisinde rengin varlığı nedeniyle estetik bozulmanın yanında çözünmüĢ oksijenin geçirimliliği engellenmektedir. Su kütlelerinde çözünmüĢ oksijenin azalması su ortamında hayatı ciddi Ģekilde etkilemektedir. Su kirletici parametreler içerisinde en önemlilerinden biri olan renk parametresinin yönetmeliklerde belirtilen sınır değerlere indirilmesi konusundaki çalıĢmalar hız kazanmıĢtır.
1.1 Boyarmaddelerin Sulu Çözeltilerden Giderimi
Sularda renk parametresini oluĢturan boyarmaddeler, tekstil, plastik, gıda, kozmetik, halı ve kağıt endüstrisi gibi birçok alanda kullanılmaktadır. Bu endüstrilerin atıksuları, metaller, tuzlar ve diğer kimyasallarla birlikte boyar maddeleri de içermektedir (Panneerselvam vd., 2011). Yılda ortalama 7.105 tonun üzerinde yaklaĢık 10.000 farklı boya üretilmektedir. Üretilen boyaların % 10‟u endüstriyel atıksu arıtma tesisi çıkıĢ suları ile alıcı su ortamlarına verilerek çevresel tahribata sebep olmaktadır (Talarposhti vd., 2001; Sponza, 2000). Bu atıksular su kaynaklarında sucul canlılara zarar vermekte ve fotosentetik aktiviteyi etkilemektedir. Bu nedenle, atıksularda boyar maddelerin varlığı önemli çevresel problemler yaratmaktadır. Boyalar biyolojik arıtmayla parçalanmaya karĢı direnç göstermektedirler. Birçok çalıĢmada, su ve atıksulardan boyar maddelerin giderimi için biyolojik prosesler, kimyasal+biyolojik prosesler, kimyasal oksidasyon, adsorpsiyon, koagülasyon ve membran prosesler baĢarılı bir Ģekilde kullanılmıĢtır (Panneerselvam vd., 2011).
Kimyasal ve fiziksel metotlar içeren koagülasyon-flokülasyon, fenton prosesi (H2O2+Fe+2) gibi ileri oksidasyon prosesleri, membran prosesler ve elektrokimyasal metotlar renk gideriminde etkili olmaktadır. Ancak, bu metotların pahalı olması ve fazla miktarda çamur oluĢumu gibi dezavantajları bulunmaktadır. Mevcut proseslerin çoğu adsorpsiyondur ve genellikle adsorban olarak aktif karbon (AC) kullanılmaktadır (El-Halwany, 2010). Bu durum, aktif karbonun kolay uygulanabilir ve yüksek seviyelerde etkili olması ile iliĢkilidir (Panneerselvam vd., 2011, Salehia vd., 2010).
Aktif karbon (dünya marketlerinde 602 dolar/ton) gibi adsorbanların renk giderim amacıyla kullanıldığı adsorpsiyon prosesi de pahalı olması sebebiyle tercih edilmemektedir. Renk gideriminde oldukça baĢarılı olduğu yapılan birçok çalıĢmada tespit edilmiĢ olan adsorpsiyon prosesi için, aktif karbona alternatif değiĢik adsorbanların bulunması konusu uzun yıllardır ilgi uyandırmaktadır. Bu sebeplerle, doğal ve sentetik çeĢitli tiplerde adsorbanlarla adsorpsiyon çalıĢmaları yapılmıĢtır.
Adsorpsiyon proseslerinde aktif karbonun tercih sebepleri arasında, yüksek spesifik yüzey alanı, porozitesi, kimyasal hareketsizliği ve termal stabilitesi önemli rol oynamaktadır. Aktif karbon, karbon kaynağı bakımından zengin organik maddelerden elde edilebilmektedir. Hammaddenin seçimi geniĢ çaplı olarak onun elde edilebilirliğine, maliyetine ve saflığına bağlıdır. Aktif karbon, poroz, amorf, katı
10
karbon materyaldir ve bu karbonlu materyallerin temeli bitki bazlı materyal olan lignoselülozdur. Ancak kullanıldıktan sonra AC‟ların aquatik çevreden ayrılması ve rejenerasyonuna ihtiyaç duyulmaktadır ve filtrasyon ya da santrifüj gibi metotlarla ayırma sağlanmaktadır (Do vd., 2011). Adsorbanların çoğu, onların yeterli yüzey alan eksikliği ve sınırlı difüzyonları nedeniyle etkili olamamakta, atıksudan ayırma problemleri oluĢturmaktadır (Gupta ve Nayak, 2012). Bundan dolayı adsorpsiyon proseslerinin verimini geliĢtirmek için, yüksek adsorpsiyon kapasitesine sahip ucuz ve oldukça etkili adsorbanlar geliĢtirmek gerekmektedir (Salehia vd., 2010). Atıksular için adsorbanların bazı türleri ticarileĢtirilmiĢ ya da geliĢtirilmiĢtir. Çoğu durumda bu adsorbanlar adsorpsiyon için yeterli yüzey alanını sağlamak için yüksek poroz materyale sahip olmuĢlardır. Ancak, intrapartikül difüzyonu adsorpsiyon oranında azalmaya (özellikle makromoleküller için) liderlik etmektedir. Bu nedenle, bir adsorban geliĢtirmek için geniĢ yüzey alanı ve küçük difüzyon direnci pratik mühendislik uygulamalarında önemli olmaktadır (Hu vd., 2006).
1.2 Pirinç Kabuğunun Adsorban Olarak GeliĢtirilmesi ve Sulu Çözeltilerden Kirlilik Giderimi Amacıyla Kullanılması
Literatürde bazı araĢtırmacılar yüksek adsorpsiyon kapasitesine sahip aktif karbonun üretimi için hammadde olarak tarımsal ürünlerin (atıkların) kullanımını araĢtırmıĢlardır. Hurma ve zeytin çekirdeği, çay yaprakları, hindistancevizi ve badem kabukları, muz kabuğu, portakal kabuğu, fındık kabuğu, pirinç kabukları ve ĢekerkamıĢı posası AC uygulaması için baĢarı ile kullanılmıĢtır. Biyoatıklardan AC eldesi gibi birçok değerli ürünün, hem çevresel hem de ekonomik faydalar sağladığı birçok araĢtırmada değerlendirilmiĢtir (Kalderis vd., 2008; Naiya vd., 2009; Foo ve Hameed, 2009).
Pirinç kabuğu da birçok çalıĢmada adsorban olarak kullanılan biyoatıklardan bir tanesidir. Ġyi ve ekonomik adsorban özellikler gösteren pirinç kabuğu gibi tarımsal atıkların yönetimi ve uzaklaĢtırılması ciddi anlamda çevresel sorun yaratmaktadır (Kalderis vd., 2008; Asadi vd., 2008). 2008 yılı itibarıyla dünyada yılda 660 milyon ton, ülkemizde ise yılda 700 bin ton pirinç üretimi yapılmaktadır (Anonim 1). Pirinç üretimi, kültür bitkilerinin arasında ekim alanı yönünden buğday ve mısırdan sonra üçüncü, üretim yönünden ise, mısırdan sonra ikinci sırayı almaktadır. TÜĠK verilerine göre, 2008 yılı çeltik üretimi 753 bin ton olmuĢtur. Yurdumuzun çeltik ekiliĢ ve üretimi açısından, Edine, Samsun, Balıkesir ve Çorum illeri ilk sıralarda yer almaktadır.
Edirne ili, 41 bin hektar ekiliĢ, 372 bin ton üretimi ile Türkiye‟de çeltik ekiliĢinde %48, üretiminde %54 pay almaktadır (Anonim 2).
Çeltiğin iĢlenmesi ile pirinç kavuz ve pirinç kepeği yan ürün olarak elde edilmektedir.
Pirinç kepeği, hayvan yemi ve gübre olarak kullanılmakla birlikte, rafine pirinç kepeği yağı ve yağsız pirinç kepeği üretilebilmektedir. Üretilen pirincin %20‟lik kısmını (80 milyon ton) pirinç kabukları (kavuz) oluĢturmaktadır (El-Shafey, 2010; Zhang vd., 2010). Kavuz, pirinç tanesinin en dıĢtaki kabuğudur (Yıldız, 2007). Pirinç kabuklarının çoğu fakir protein içeriği ve yüksek kül içeriği nedeniyle değerlendirilememektedir (Zhang vd., 2010). Ülkemizde pirinç kabukları hayvanlar için altlık materyali olarak kullanılmıĢ ve endüstride kullanımı sınırlı kalmıĢtır (Anonim 1) . Pirinç kabukları, çöp depolama alanlarında da bertaraf edilmekte ve bu durum estetik kirlilik, ötrofikasyon ve akuatik hayatta sorunlar yaratmaktadır. Çevre dostu endüstrilere olan duyarlılığın
11
artması ile birlikte, pirinç kabuklarından enerji elde edilmesine ilgi duyulmuĢtur. Pirinç kabuğunun düĢük nem içeriğine (10-8%) ve 12.1 ile 15.2 mJ/kg kalorifik değere sahiptir. Son yıllarda pirinç kabuğunun değerlendirilmesi gittikçe yaygınlaĢmıĢtır.
ĠnĢaat ve kompost teknolojilerinde gübre olarak, tek hücre protein üretimi için mikrobiyal nutrient olarak kullanılmıĢtır (Foo ve Hameed, 2009). Edirne ilinde bulunan bazı pirinç iĢleme fabrikalarında pirinç kabukları için yüksek sıcaklıklarda çalıĢan (700 oC) özel yakma tesisleri bulunmaktadır. Elde edilen pirinç kabuğu külleri demir çelik endüstrilerinde kullanım alanı bulabilmektedir.
Pirinç kabukları suda çözünememekte, silika-selüloz yapıda, odunsu, aĢındırıcı bir yapıya sahiptir ve %20 oranında silika materyali içermektedir. Yapısındaki önemli maddeler selüloz, hemiselüloz, lignin, hidratlanmıĢ silika ve kül içeriğidir. Pirinç kabuklarının kimyasal bileĢenleri SiO2, H2O, Al2O3, Fe2O3, K2O, Na2O, CaO ve MgO‟tir (Foo ve Hameed, 2009). Kimyasal bileĢenlerindeki değiĢiklikler, pirinç çeĢidine, çeltik ekim Ģekline, sulama alanlarının özelliklerine, coğrafik Ģartlara, kullanılan gübreye, iklim Ģartlarına, toprak kimyasına, ürün üretim zamanı, çeltik büyüme prosesinde zirai uygulamalara bağlı olmaktadır (Foo ve Hameed, 2009;
Zhang vd., 2010). Pirinç kabuklarının yenilenebilir ve sürdürülebilir enerji kaynağı olarak ve özellikle ideal adsorpsiyon sistemi olarak uygun olduğu çeĢitli çalıĢmalarla desteklenmiĢtir (Foo ve Hameed, 2009; Zhang vd., 2010).
Pirinç külü, %80-95 silika (kristal formda) ve az miktarda metalik elementleri içermektedir. Külün tipi, yakma teknikleri, sıcaklık rejimi, gazifikasyon yapısı ile iliĢkilidir. 550 ve 800 oC arasında yakma sırasında kristal yapıda silika oluĢur. Havalı kontrollü yakma beyaz pirinç kabuğu külünün oluĢumuna neden olmaktadır. Bunlar yaklaĢık %95 saf silika içerir (hidratlanmıĢ amorf formda) ve yüksek porozite ve reaktiviteye sahiptir. Nitrojen atmosferinde kontrollü piroliz, siyah pirinç kabuğu külü oluĢturmaktadır. Bunlar da farklı miktarda karbon ve silika içermektedir (Foo ve Hameed, 2009). Pirinç kabuğundan elde edilen aktif karbon, ticari aktif karbon uygulamalarının yerine iyi bir alternatif olabilmektedir (Liou ve Wu, 2009).
Pirinç kabuğunun ekonomik bakımdan değerlendirilmesi ile ilgili olarak çeĢitli çalıĢmalar yapılmıĢtır. Kim ve diğerlerinin (2008) yaptıkları çalıĢmada, pirinç kabuğu külü (RHA) ve pirinç kabuğu silikasının (RHS) mikro yapılarının, soya fasulyesinin serbest yağ asitlerinin adsorplanmasına çalıĢmıĢlardır. RHA‟lar 300, 500, 700, 900
oC‟de pirinç kabuklarının yakılmasıyla elde edilmiĢtir. RHS500, RHA500 den amorf silikanın alkali ekstraksiyonu ile elde edilmiĢtir. Yakma sıcaklıkları RHA‟ların por geliĢimine etkili olmaktadır. SEM sonuçlarına bakıldığında, uzatılmıĢ geniĢ por gözenekleri elde edildiği görülmektedir. RHA500, RHS500‟e göre düĢük yüzey alanına sahip olmasına rağmen, onların uçucu yağ asitlerinin gideriminde aynı etkiye sahip olduğunu belirlemiĢlerdir. Lim ve diğerlerinin (2010) yaptıkları çalıĢmada, evsel atıksu ve sızıntı suyu ile kombinlenmiĢ atıksulardan, KOĠ ve nitrojen gideriminde etilendiamin ile modifiye olmuĢ pirinç kabuğu ile desteklenmiĢ ardıĢık kesikli reaktör (SBR) ve aktif karbon (AC) ile desteklenmiĢ SBR performansı değerlendirmiĢlerdir.
Numuneler reaksiyon periyodunda çeĢitli atıksu karıĢım oranlarında gerçekleĢtirilmiĢtir. Modifiye edilmiĢ pirinç kabuğu ve AC ile desteklenmiĢ SBR ların verimleri (KOĠ ve amonyak azotu) kıyaslandığında, düĢük yükleme oranlarında modifiye edilmiĢ pirinç kabuğunun baĢarılı olduğunu tespit etmiĢlerdir. ÇalıĢmada, modifiye edilmiĢ pirinç kabuğu ile desteklenen SBR‟nin iyi performansı, tutunmuĢ büyüyen biyokütlenin varlığı nedeniyle olabilmektedir denilmektedir. ÇalıĢmada elde
12
edilmiĢ olan sonuçlara göre, modifiye edilmiĢ pirinç kabuğu, sızıntı suyu arıtımında aktif karbona alternatif bir adsorbandır.
Pirinç kabuğu ile adsorpsiyon çalıĢmalarının büyük bir kısmı ağır metal giderimi üzerine yoğunlaĢmıĢtır. Pirinç kabuğu kullanılarak renk giderimi üzerine de adsorpsiyon çalıĢmaları yapılmıĢtır. Ancak, renk giderimi çalıĢmaları oldukça sınırlı sayıda olmuĢtur. Metilen mavisinin adsorpiyonunun değerlendirildiği El-Halwany (2010)‟in çalıĢmasında, öncelikle pirinç kabuklarından aktifleĢmiĢ karbon elde edilmiĢtir. Sonuçlara göre, metilen mavisinin giderimi 25 oC‟ de %99‟u aĢmıĢ ve adsorpsiyon prosesi pH‟ a yoğun bir Ģekilde bağlı olmuĢtur. Optimum pH aralığını 5 ve 9 olarak belirlemiĢtir. Sulu çözeltilerden metilen mavisinin adsorplanma miktarı, baĢlangıç metilen mavisi konsantrasyonu ve sıcaklığın artmasıyla artıĢ göstermiĢtir.
Metilen mavisinin giderme verimini artırmak için daha küçük adsorban partikülleri eklenmiĢtir. Ayrıca çalıĢmada, pirinç kabuğu külü ile metilen mavisinin adsorpsiyonuna BET modeli uygulanmıĢtır. Buna göre, adsorbantın yüzeyinde ince bir tabakadan daha fazla adsorbe edilmiĢ boyarmadde olabileceği varsayımı doğrulanmıĢtır. pH, sıcaklık, adsorban partikül büyüklüğü, adsorban dozu ve adsorban konsantrasyonu gibi farklı Ģartlar altında kinetik modellerin karĢılaĢtırılmasını yapmıĢtır.
Ong ve diğerleri (2007), etilen daimin ile modifiye edilmiĢ pirinç kabuklarının yüzey alanı geniĢletilerek, Basic Blue 3 (BB3) ve Reaktif Orange 16 (RO16) boyarmaddelerinin adsorpsiyonunu çalıĢmıĢlardır. Sorpsiyonun pH ve konsantrasyona bağlı olduğunu belirtmiĢlerdir. BB3 ve RO16‟ nın gideriminin pH:4‟
ten büyük olduğunda aynı olduğu ancak çalkalama oranındaki artıĢın BB3 sorpsiyonunda etkisiz kalırken, RO16 sorpsiyonunu arttırdığını tespit etmiĢlerdir.
Boya sorpsiyon kinetiklerinin, pseudo-second ordera uyduğunu belirtmiĢlerdir. Denge verileri Langmuir ve Freundlich izotermlerinin her ikisine de uyumlu bulunmuĢtur.
ÇalıĢmada, pirinç kabuğu tekstil atıksularından boyarmadde sorpsiyonunda etkili olarak kullanılabilmektedir sonucuna varmıĢlardır.
ÖzdeĢ ve diğerleri (2009) çalıĢmalarında, endüstride yaygın olarak kullanılan katyonik bir boyarmadde olan Rodamin 6G (R6G)‟nin sulardan ve atık sulardan adsorpsiyon yöntemiyle uzaklaĢtırılmasında doğal pirinç kabuklarının adsorban olarak kullanılabilirliğini araĢtırmıĢlar ve hiçbir aktifleĢtirme iĢlemi uygulanmamıĢ olan adsorbanın renk gideriminde etkili olduğunu belirlemiĢlerdir.
Kalderis ve diğerleri (2008), pirinç kabuğu ve ĢekerkamıĢı atığına ZnCl2 ile kimyasal iĢlem uygulamıĢ ve geniĢ ölçekli döner fırında, 700 oC‟de karbonize etmiĢlerdir. Pirinç kabuğu ve ĢekerkamıĢı atığından oluĢan aktif karbonun BET yüzey alanını, 811 ve 864 m2/g bulmuĢlardır ve oldukça mikroporoz olarak değerlendirmiĢlerdir. Elde edilen aktif karbonlarla arsenik, humik asit, fenol ve sızıntı suları giderimi çalıĢmıĢlardır.
ÇalıĢmalarda, 4 saat temas süresi ve %80 giderme verimi ile en iyi adsorpsiyon davranıĢını fenol için elde etmiĢlerdir. Sonuç olarak, pirinç kabuğundan elde edilen aktif karbon (30 g/L) ile sızıntı suyunda %60 renk ve %70 KOĠ giderme verimine ulaĢmıĢlardır. Bu metot ön arıtma ya da son arıtma olarak kullanılarak sızıntı sularının deĢarj limitlerini sağlaması mümkün hale getirilebilecektir.
Pirinç kabuklarından aktif karbon elde edilerek boyarmadde gideriminde adsorban olarak kullanılması ile pirinç kabuğu atıkları kısmi olarak azaltılmıĢ ve düĢük maliyetli
13
adsorban geliĢtirilmiĢ olacaktır. Böylece hem tarımsal atık hem de su kirliliği problemi giderilmiĢ olacaktır (Foo ve Hameed, 2009) .
1.3 Manyetik Nanopartikül Sentezlenmesi ve Adsorpsiyon ÇalıĢmalarında Kullanılması
Nanoteknoloji, 1985 yılında keĢfedildiğinden beri, yeni alanlarda hızlı bir Ģekilde kullanımı yaygınlaĢmaya baĢlamıĢtır. Boyutu 100 nm ve altında olan nanopartiküller, büyük hacimli malzemelerden çok daha fazla ve üstün olarak kabul edilen özellikler sergilemektedirler. Nanoyapılı partiküllerin gösterdikleri üstün özellikler sayesinde elektrik-elektronik, biyomedikal, otomotiv ve kimya sektörleri baĢta olmak üzere birçok endüstriyel alanda kullanılmıĢlardır (Hrıstovskı vd., 2007).
Adsorpsiyon çalıĢmalarında kullanılmak üzere hazırlanan çeĢitli aktif karbonların nanoteknolojik çeĢitli uygulamalarla adsorban özelliğinin geliĢtirildiğine dair çalıĢmalar bulunmaktadır. Mahmoodı vd. (2011) çalıĢmalarında, AC‟nin bir destek materyal olarak TiO2 katalisti için kullanımı ve TiO2 ve AC‟nin kombinasyonu da kirlilik gideriminde kullanmıĢlardır. SabitlenmiĢ kompozit fotokatalist (titanyum (TiO2) nanaopartikülü/ AC hazırlanmıĢ ve onun tekstil boyalarının parçalanmasında fotokatalitik aktivitesi test edilmiĢtir. AC, kanola kabuklarından hazırlanmıĢtır. Basic Red (BR 18) ve Basic Red 46 (BR 46) model boyalar olarak kullanılmıĢ ve tekstil boyalarının parçalanması için oldukça etkili olduğu belirtilmiĢtir.
Sandoval vd. (2011) yaptıkları çalıĢmada, granül aktif karbona (GAC), ZrO2
nanopartikülü yerleĢtirmenin etkileri araĢtırmıĢlar ve arsenik ve organik maddenin giderimi üzerine değerlendirmeler yapmıĢlardır. ÇalıĢmanın sonucu olarak, Zr- GAC‟nin inorganik ve organik kirleticilerin birlikte giderimi için diğer metal oksit bazlı ortamlara bir alternatif olarak sunulabileceği belirtilmiĢtir.
Uğurlu vd. (2010), sepiyolit minerali ve TiO2 bir arada kullanılarak, TiO2/sep.
kompozit materyali elde etmiĢler ve bu materyaller kullanılarak UV ve H2O2‟li ortamda zeytin karasuyu gibi organik yükü yüksek atık suyun fotokatalitik yöntemlerle arıtılabilirliğini araĢtırmıĢlardır. Çözelti pH‟ı, katalizör oranı, zaman ve sıcaklık gibi parametrelerin renk değiĢimi üzerine etkisini incelemiĢlerdir. ÇalıĢma sonucunda, pH=5, 298 0K, 0,5 g/L katalizör oranı ve 10 saat sonunda maksimum oranda (%95- 99) renk giderimi tespit etmiĢlerdir.
Salehia vd. (2010), biyolojik özellikli kompozit materyalin (çitosan-Zn oksit nanopartikül, (CS/n-ZnO)) hazırlanması, karakterizasyonu ve boya adsorpsiyonunu araĢtırmıĢlardır. ÇalıĢmada ZnO partikülleri çitosanda sabitlenmiĢtir. Ġki tekstil boyası (Direct blue 78 (DB78) ve Asit Black 26 (AB26) ) model bileĢiği olarak kullanılmıĢtır.
CS/n-ZnO dozlarının etkisi, baĢlangıç boya konsantrasyonu, tuz ve pH değiĢimi 20±1 oC‟de çalıĢılmıĢtır. Bu araĢtırmanın sonuçlarına göre, CS/n-ZnO çevre dostu ve düĢük maliyetli adsorban, renklendirilmiĢ sulu çözeltilerden boyaların giderimi için uygun bulunmuĢtur.
Mahmoodı vd. (2011) çalıĢmalarında silika nanopartikülü (SN) ve amin ile fonksiyonalize edilmiĢ silika nanopartikülü (AFSN) hazırlamıĢ ve onların boya giderimindeki durumunu araĢtırmıĢlardır. Asit red 14 (AR14), asit black1 (AB1) ve asit blue 25 (AB25) model bileĢikler olarak kullanılmıĢtır. Adsorban dozu, pH, boya
14
konsantrasyonu ve tuz gibi iĢletme parametrelerinin etkisini değerlendirmiĢlerdir.
Boya adsorpsiyonunun izoterm ve kinetikleri çalıĢılmıĢtır. SN için maksimum boya adsorpsiyon kapasitesi AR14, AB1 ve AB 25 için: 0,031 mg/g, 0,034 mg/g, 0,170 mg/g‟dır. Fakat AFSN‟nin maksimum adsorpsiyon kapasitesi AR14, AB1 ve AB25 için; 434 mg/g, 250 mg/g ve 167 mg/g dır. AraĢtırma verilerine göre, AFSN, renkli sulu çözeltilerden boyaların giderimi için yüksek boya adsorpsiyon kapasitesi ile birlikte çevre dostu adsorban olarak uygun bir alternatif olarak değerlendirilmektedir.
Nanoteknolojinin son yıllarda geliĢmesiyle birlikte, manyetik nanopartiküllerin çeĢitleri baĢarılı bir Ģekilde sentezlenmiĢ ve çevre problemlerinin çözümünde (çamurun koagülasyonunun hızlandırılması, radionükleotidlerin, organik boyaların adsorpsiyonu, kirlenmiĢ toprakların remediasyonu) ilgi uyandırmıĢtır. Manyetik nanopartiküller, geniĢ yüzey alanları ve yüksek manyetik özellikleri, yüksek giderme verimleri, solüsyondan adsorbanın kolay ve hızlı ayrımı (manyetik alan yoluyla) gibi avantajlara sahiptir. Buna ek olarak, bileĢikler manyetik partiküllerden giderilebilmekte ve tekrar kullanılabilmektedir (HU vd., 2006). Genellikle adsorpsiyon çalıĢmalarında AC, toz AC olarak küçük partikül çaplarına sahip olarak kullanılmaktadır. Maalesef, bu durum filtrelerin tıkanmasına ya da katı partiküllerin kaybolmasına yol açmaktadır. AC‟nun ayrılma problemini çözmek için, manyetik olarak ayrılabilir aktif karbonların üretimine odaklanılmıĢtır. Manyetik ayırma basit bir Ģekilde uygulanabilmektedir (Do vd., 2011).
Nanoteknoloji ve manyetik ayırma tekniklerini bir arada barındıran birçok adsorban, yalnızca yüksek adsorpsiyon verimine sahip olmakla kalmayıp (hacmine oranla geniĢ yüzey alanı nedeniyle) sentezlenmesinin kolay olması, geri kazanımının kolaylığı ve fonksiyonalize etme yoluyla manipüle edilebilmesi, ikincil kirletici oluĢmaması, düĢük maliyet ve çevre dostu olması özelliklerine de sahip olmaktadır. Manyetik ayırma, katı-sıvı faz ayırımı için iyi bir metot olarak gösterilebilmektedir. Nanopartiküllerin kullanımı (iĢlenmesi) ve geri kazanımının mümkün olabilmesi için, manyetizma nanopartiküllerle etkileĢime sokulmaktadır. Böylece oluĢan nanopartiküller metal bağlama ve faz ayırımının kolay olmasıyla birlikte seçici adsorpsiyon özellikleri olan mükemmel bir aday olabilmektedir. Geleneksel adsorbanlarla karĢılaĢtırıldığında, onlar yalnızca manipülasyon yapmaz ya da dıĢ manyetik alan tarafından hızlı bir Ģekilde geri kazanılmaz, aynı zamanda iç difüzyon direncinin yoğunluğu ve yüksek etkili spesifik yüzey alanı nedeniyle yüksek performans göstermektedir. Ayrıca, nano demir tanecikler kümelendikleri için onları askıda kararlı halde tutmak zordur. Schrick vd., (Gürbüz, 2007) karbon desteğinin kümelenmeyi önemli derecede engellediğini ve nano demir taneciklerin adsorpsiyon verimini yükselttiğini ispatlamıĢtır.
Feng vd. (2010), sulu çözeltilerden Zn+2 ve Cd+2 nin giderimi için, magnetit hidroksiapatit (MNHAP) nanopartikülleri sentezlenmiĢ ve kullanılmıĢtır. Langmuir izoterminden maksimum adsorpsiyon kapasitesi Cd+2: 1,924 mmol/g; Zn+2: 2,151 mmol/g‟dır. Sonuçlara göre, MNHAP adsorbanlarının en önemli avatajı, diğer adsorbanlara göre kolaylıkla sulu çözeltilerden ayrılabilmesidir.
Panneerselvam vd. (2011) çalıĢmalarında, Fe3O4 nanopartiküllerini (iyonik sıvı ve Fe3O4 (IL-Fe3O4) sulu çözeltilerden model azo boyalarının (reaktif red 120 (RR-120) ve 4-(2-pyridylazo) resorcinol (PAR)) giderimi için sentezlemiĢlerdir. Nanopartiküllerin yüzey morfolojileri ve ortalama dane boyutu TEM, DLS, XRD, FTIR ve TGA teknikleri ile karakterize edilmiĢtir. RR-120 ve PAR‟ın adsorpsiyonu farklı deneysel koĢullarda (nanopartikül dozu, boya konsantrasyonu, çözeltinin pH‟ı, iyonik Ģiddet ve kontak
15
zamanı) çalıĢılmıĢtır. Deneysel sonuçlar göstermiĢtir ki, IL-Fe3O4 nanopartikülleri dozu 60 mg, pH=2,5 ve kontak zamanı 2 dakika optimum iĢletme Ģartlarında her iki boyanın giderimi %98‟den fazla olmuĢtur. BaĢlangıç boya konsantrasyonu 10-200 mg/L kullanılmıĢtır. Maksimum adsorpsiyon kapasitesi IL-Fe3O4‟ün: 166,67 (RR-120) mg/g ve 49,26 (PAR) mg/g. Langmuir adsorpsiyon sabitleri 5,99(RR-120) ve 3,62 L/mg (PAR). Kesikli adsorpsiyon prosesleri endotermiktir ve boyalar IL-Fe3O4‟ten NaCl-aseton solüsyonu ile desorbe edilebilir ve adsorban tekrar kullanılabilmektedir.
Genellikle, karbon adsorpsiyonu metal ve inorganik kirleticilerin gideriminde, organikleri giderdiği kadar çok etkili olamamaktadır. Bu nedenle, adsorpsiyon kapasitesi ve fizibil giderme oranları bilinmeli ve uygun kimyasallarla C modifiye edilmelidir. Ancak, bu adsorbanları sürekli akıĢ halindeki sistemlerde kullanmak küçük partikül çapları nedeniyle zor olmaktadır. ÇeĢitli araĢtırmalar, demiroksit ile geleneksel adsorbanları kombinleyerek ağır metal adsorpsiyonunda kullanmıĢlardır.
Wang vd. (2011), bamboo külü temelli (demir için destek materyali olarak kullanılan) demir içeren adsorban mikrodalga kullanılarak geliĢtirilmiĢtir. Fe2(SO4)3 ve H2SO4
kullanılarak elde edilen, düĢük maliyetli kompozit materyal Cr gideriminde kullanılmıĢtır. BET spesifik yüzey alanı, toplam por hacmi, Fe-BC nın ortalama mezaporoz çapı belirlenmiĢ ve demir ile oluĢum sonrasında tamamının azaldığı belirtilmiĢtir. Fe-BC adsorpsiyon kapasitesi (Cr(VI)) için Langmuir modeline uyumlu bulunmuĢ ve adsorpsiyon kinetiği pseudo-second order modeli olarak belirlenmiĢtir.
Absalan vd. (2011), tarımsal biyokütle olan çay atıklarından oluĢturulan ve manyetik nanopartiküller haline getirilen adsorbanlarla sulu çözeltilerden Ni(II) giderimi çalıĢmıĢlardır. Manyetik nanopartiküller (Fe3O4), Fe+2 ve Fe+3 ün sulu çözeltilerden amonyak solüsyonu içerisinde kimyasal çöktürülmesi Ģeklinde üretilmiĢtir. Kontak zamanı, pH, konsantrasyon, adsorban dozu ve sıcaklık gibi çeĢitli parametrelerin Ni(II) adsorpsiyonuna etkileri çalıĢılmıĢtır. Reaksiyon kinetiğinin birinci derecede ve 100 mg/L Ni konsantrasyonunda ve 303 K‟de de hız sabiti 1,90.10-2 1/min olduğu belirlenmiĢtir. Ni solüsyon konsantrasyonunun 50 mg/L‟den 100 mg/L‟ye arttıkça giderme veriminin %99‟dan %87‟ye azalmakta olduğu ifade edilmiĢtir. Sıcaklık 303 K‟den 323 K‟e arttırıldığı zaman Ni giderimi de artmaktadır (endotermik prosestir).
Sonuçlar Langmuir ve Freundlich izotermlerine göre değerlendirmiĢ ve Langmuir‟e göre adsorpsiyon kapasitesini 38,3 mg/g olarak belirlenmiĢtir. ÇalıĢma sonucunda, çay atıklarından oluĢturulan manyetik partiküllerin endüstriyel akımlardan metal gideriminde baĢarılı olduğu belirtilmiĢtir.
Gupta ve Nayak (2012), tarımsal atık olan portakal kabuğu tozu (OPP) ile Fe3O4
nanopartikülleri ile birlikte uygulanarak manyetik nanopartikül elde edilmiĢtir (MNP- OPP). Elde edilen manyetik adsorbanın fiziko-kimyasal özellikleri metal bağlama için değerlendirilmiĢtir. MNP-OPP, MNP (manyetik nanopartikül) ve OPP kadmiyum adsorpsiyonu için farklı pH, iyonik Ģiddet, doğal organik madde, adsorban konsantrasyonu, kontak zamanı ve sıcaklık Ģartları altında test edilmiĢtir. Sonuçlarda, MNP-OPP‟nin, MNP ve OPP uygulamasından daha hızlı ve etkili olduğu belirlenmiĢ ve metal bağlamada bir kompleksleĢme ve iyon değiĢimi mekanizmasına daha uyumlu bulunmuĢtur. Adsorpsiyon denge verileri Langmuir modeline uyumlu bulunmuĢtur ve kinetik veriler pseudo-second order modeli ile tasvir edilmiĢtir.
ÇalıĢmada kadmiyum gideriminin %82 (simüle edilmiĢ elektronik endüstrisi atıksuyundan) ve reaksiyonun endotermik olduğu belirtilmiĢtir. ÇalıĢma sonuçlarına göre, MNP-OPP‟nin fizibilitesi, onun kolay sentezlenebilir, geri kazanılabilir,
16
ekonomik, çevre-dostu ve çevre kirliliği problemlerinde ileri adsorban olarak değerlendirilebilir olduğu kanaatine varılmıĢtır.
Do vd. (2011), aktif karbon/Fe3O4 kompozit nanopartiküllerinin adsorpsiyon performansı metil orange için değerlendirmiĢlerdir. Kompozitler yüksek spesifik yüzey alana, poroziteye ve iyi magnetik özelliklere sahip olmuĢlardır. Rejenerasyon çalıĢması sonucunda, Fe3O4 nanopartiküllerinin hidrojen peroksit ile yüksek verimle rejenere edilebileceğini belirtmiĢlerdir.
Manyetik adsorbanların geliĢtirilmesi için çeĢitli nanoteknolojik teknikler çalıĢılmıĢtır.
Literatürdeki manyetik nanopartikül üretim teknikleri Tablo 1‟de özetlenmiĢtir.
Günümüzde, hem alıcı ortamların renkli sular halini alması nedeniyle akuatik hayatın zarar görmesi ve görsel kirliliğin rahatsız edici boyutlara gelmesi, hem de Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği‟ne renk parametresinin eklenmiĢ olması renk giderimi konusundaki çalıĢmalara ağırlık verilmesi gerekliliğini ortaya koymuĢtur. Özellikle renk parametresinin deĢarj limitleri arasındaki yerini almasına bağlı olarak bölgedeki tekstil endüstrileri atıksularından rengin giderilmesi konusunda çalıĢma yapmaya zorunlu hale gelmiĢlerdir. Yapılan çalıĢmada, tekstil endüstrisinde bol miktarda kullanım alanına sahip boyarmadde ile hazırlanan sulu çözeltideki rengin giderimi için, pirinç kabuğu külü ile hazırlanmıĢ manyetik nanopartiküllerin adsorban olarak kullanıldığı adsorpsiyon prosesinin değerlendirilmesi yapılmaya çalıĢılmıĢtır.
17
Tablo 1. Literatürde verilen manyetik nanopartikül üretim teknikleri
Çay atıkları evsel çay yapma birimlerinden temin edilmiĢtir. ToplanmıĢ materyaller, üzerindeki bütün kirlerin temizlenmesi için birkaç kere yıkanmıĢtır. Daha sonra, kafein, tanin ve rengin giderimi için 1 saat 80 oC‟de distile suyla kaynatılmıĢtır. Sonrasında hiç renk kalmayana kadar distile suyla yıkanmıĢtır. Solusyonun rengi oda sıcaklığında spektrometre ile gözlenmiĢtir. Rengi alınmıĢ ve temizlenmiĢ çay atıkları 105 oC‟de 10 saat kurutulmuĢtur. KurutulmuĢ materyaller parçalanarak 100µm lik elekten elenmiĢtir. Saklama ĢiĢelerinde korunmuĢtur.
Manyetik partiküllerin 2 g‟ını elde etmek için;
2,1 g FeSO4.7H2O
3,1 g FeCl3.6H2O inert atmosfer Ģartlarında 80 mL çift distile suya karıĢtırılmıĢtır. KarıĢım 80 C‟ye ısıtılırken, %25 lik NH4OH solüsyonu 10 mL eklenmiĢtir. 10 g çay atığı eklendi 80 oC‟de 30 dakika sabit Ģartlar altında karıĢtırıldı. Oda sıcaklığında soğutuldu. Distile suyla yıkandı (kimyasalları gidermek için).
FeSO4.7H2O+2FeCl3.6H2O+8NH4OH Fe3O4+6NH4Cl+(NH4)2SO4+17H2O Fe3O4+TW+17H2O TW-Fe3O4
Absalan vd.,2011
Kanola kabukları ilk olarak yıkanmıĢtır (kirleticilerin arındırılması için) ve daha sonra 105 oC de 2 saat sabit tartıma genele kadar kurutulmuĢtur ve parçalanmıĢtır. Kurutulduktan sonra partikül boyutu <0,125 mm elenmiĢtir. Sonra kanola kabukları nitrik asit (%10 wt) ile 24 saat ĢoklanmıĢtır. Numune 105 oC „de kurutulmuĢ ve 1 saat 600 oC‟de hava yokluğunda fırında yakılmıĢtır. Nitrik asit ile iĢlem görmüĢ AC elde edilmiĢtir.
Titanyum nanopartikülleri farklı ağırlık yüzdelerinde Kanola kabuklarıyla karıĢtırılmıĢtır. Kompozit fotokatalistin sabitlenmesi için basit ve etkili bir metod kullanılmıĢtır. Reaktörün iç yüzeyleri aseton ve distile suyla herhangi bir organik ya da inorganik yapıĢmıĢ materyalleri ya da adsrobe olmuĢ maddeler temizlenmiĢtir. Havada kurutulmuĢtur. Titanyum nanopartikülleri- kanola kabukları AC‟nu(belirli oranlarda) UV dirençli polimer ince bir plaka kullanılarak (reaktör duvarının iç yüzeyine) eklenmiĢtir.
Mahmoodi vd.,2011
5 mL (0,15 M CuSO4), 7 mL ampisilin sulu solüsyonu ve 5 mL (0,15 M KI) eklenmiĢ ve karıĢtırılmıĢtır (13 mL saf suya). KarıĢım 3,5 saat oda sıcaklığında tutulmuĢtur. Reaksiyon tamamlandığı zaman gri çökelek ve renksiz süpernatant elde edilmiĢtir. Çözelti filtre edilmiĢ, yıkanmıĢtır
ve son olarak havada doğal olarak kurutulmuĢtur. Jiang vd., 2011
Granül aktif karbonun (GAC) 50 mL‟si 100 mL (2.7 M ZrOCl2.8H2O) ile 6 saat 30 rpm‟de karıĢtırılmıĢtır. Zirkonyum tuzları boĢaltıldıktan sonra
%5 NaOH ile 30 dakika ZrO(OH)2‟nin çökmesi beklenmiĢtir. (ZrO(OH)2, GAC materyalinin porlarının içerisindedir. Hidroksit fazlası zirkonyum uygulamasından giderilir (tekrarlı ultrasaf su ile yıkamayla pH<8 olana kadar). Zr iĢlem uygulanmıĢ ortam oda sıcaklığında negatif basınç ortamında havada kurutulmuĢtur. Havada kurutulmuĢ ortam ZrO(OH)2‟leri yakalamak ve ZrO2‟e çevirmek için 12 saat 400 oC‟de inert gaz ortamında ısıtılmıĢtır. %5 hidrojenle birlikte ultra saf argon potansiyel oksidasyonu elimine etmek için inert gaz olarak kullanılmıĢtır ve GAC materyalin içerisinde herhangi bir yüzey değiĢimini minimize etmek için. SentezlenmiĢ zirkonyum–GAC ortamı ultrasaf suyla Ģoklandıktan sonra ıslak olarak saklamıĢtır.
Sandoval vd., 2011
* Portakal kabuğu (Orange peel) yıkanmıĢ ve 40 oC‟de 72 saat kurutulmuĢtur. YaklaĢık 0,1-0,2 mm boyutunda parçalanmıĢtır (OPP).
* 6,1 g FeCl3.6H2O ve 4,2 g FeSO4.7H2O, 100 mL suda çözünmüĢ ve 90 oC‟de ısıtılmıĢtır. %26‟lık 10 mL amonyumhidroksit ve 1 g OPP‟nin 200mL sudaki çözeltisi birbirine hızlı bir Ģekilde eklenmiĢtir. Reaksiyon ortamının pH‟ı 10‟a ayarlanmıĢtır. KarıĢım 80 oC‟de 30 dakika karıĢtırılmıĢ ve oda sıcaklığına soğutulmuĢtur. Karbon çözelti Fe3O4-OPP (MNP-OPP) filtrelenerek toplanmıĢtır. Suyla nötralize etmek üzere yıkanmıĢ ve 50 oC‟de kurutulmuĢtur (24 saat). Daha sonra kullanılmak üzere saklanmıĢtır (MNP-OPP).
* MNP aynı yöntemlerle hazırlanmıĢ, yalnızca hiç OPP eklemesi yapılmamıĢtır.
Gupta ve Nayak, 2012
Hindistan cevizi kabuğu bazlı aktif karbon (yüzey alanı: 1258 m2/g ve por hacmi: 0,798 cm3/g). HNO3 (%65) bir karbon modifiye ajanı olarak kullanılmıĢtır. 20 g PAC, 80 mL Fe(NO3)3.9H2O ve HNO3(%20) 100 oC‟de 8 saat manyetik karıĢtırıcı ile karıĢtırılmıĢtır. Daha sonra kurutulmuĢ PAC 600 oC‟de 1 saat yakılmıĢtır (nitrojen varlığında). Fe3O4 nanopartikülü elde edebilmek için. Elde edilmiĢ materyaller XFe3O4/PAC-HNO3
olmuĢtur (X: %wt Fe3O4) (X=5,10, 25 ve 30) PAC-HNO3 Ģahit numunesi aynı prosedürün dıĢında tutulmuĢtur.
Do vd., 2011
2,5 g çitosan, 300 mL (0,1 M) CH3COOH ve 40 mL (0,2 M) NaCl solüsyonu ile karıĢtırılmıĢtır. 12 saat suretle karıĢtırılarak çitosanın tamamıyla çözünmesi sağlanmıĢtır. Daha sonra, 1,25 g n-ZnO tozu solüsyona eklenmiĢtir. Son olarak 50mL (0,1 M) CH3COOH eklenmiĢtir.
Çamur süratli karıĢtırılmıĢtır. Final solüsyon elde edilmiĢtir.
Salehia vd., 2010
FeCl2 ve FeCl3 tuzlarının ½ oranındaki miktarları 200 mL ultrasaf su içinde 30 dakika nitrojen gazı eĢliğinde uygulanmıĢ ve mekanik olarak karıĢtırılmıĢtır. 1,5 M NH4OH solüsyonu nitrojen gazı eĢliğinde damlatılarak uygulanmıĢtır. Siyah magnetit çökeleği oluĢmuĢtur. pH=8‟e ulaĢana kadar magnetit çöktürülmüĢ ve bir dıĢ manyetik alan tarafından izole edilmiĢtir. Saf ve doğal ürün elde edebilmek için sentezlenmiĢ materyal ultrasaf su ile 3 tekrarlı yıkanmıĢtır. Maghemit nanopartikül elde etmek için, dondurulmuĢ kurutulmuĢ magnetit %99 oktil eterle muamele edildikten sonra, 250 oC‟ye ısıtılmıĢtır (hava gazı ile 2 saat). Son olarak, kırmızı kahverengi maghemit nanopartikülleri, etonol ile yıkama ve soğuk kurutmadan sonra dıĢ manyetik alan yoluyla toplanmıĢtır.
Hu vd., 2006
FeCl2.4H2O(1,85 mmol) ve FeCl3.6H2O (3,7 mmol) 30 mL oksijensizleĢtirilmiĢ suyla nitrojen atmosferi altında oda sıcaklığında muamele edilmiĢ ve daha sonra 10 mL %25 NH4OH solüsyonu eklenmiĢ ve Ģiddetli mekanik karıĢtırma ile çalkalanmıĢtır (300rpm). Siyah çökelti oluĢmuĢtur. 15 dakika sonra 50 mL Ca(NO3)2.4H2O (33,7mmol) ve 50 mL (NH4)2HPO4 (20mmol) solüsyon eklenmiĢtir. pH=11‟de tutulmuĢtur.
Çözelti 30 dakika mekanik olarak karıĢtırılmıĢtır. Sonuçta süspansiyon 2 saat 90 oC‟de ısıtılmıĢtır. 12-24 saat için oda Ģartlarında soğutulmuĢtur. Çökelti mıknatıs yardımıyla ayrılmıĢtır. Deiyonize suyla nötralize olana kadar yıkanmıĢtır. Final ürün MNHAP (manyetik hidroksiapatit ) adsorbanı olarak kullanılmıĢtır.
Feng vd., 2010
Fe3O4 nanopartikülleri, Fe+2 ve Fe+3iyonlarının (molar oranı 2:1) amonyak solüsyonu ile birlikte hidrotermal Ģartlar altında muamele edilmesinden elde edilmiĢtir. Kimyasal çöktürme 25 oC‟de güçlü karıĢtırma altında NH4OH (%29,6) solüsyonu ilavesiyle gerçekleĢtirilmiĢtir.
Reaksiyon prosesi sırasında pH yaklaĢık 10 civarında tutulmuĢtur. Çöktürme 30 dakika içerisinde 80 oC‟de gerçekleĢtirilmiĢ ve daha sonra etanol ve suyla birkaç kere yıkanmıĢtır. Son olarak kurutma vakumlu fırında 70 oC‟de gerçekleĢtirilmiĢtir.
Arap sakızıyla (Gum arabic) yüzey modifikasyonu için, 1 g Fe3O4 nanopartikülleri 100 mL‟lik solüsyona ilave edilmiĢtir (gum arabic miktarı 5 mg/mL olan solüsyon). Reaksiyon karıĢımı, 20 dakika için ultrasonik ses dalgalarıyla parçalanma iĢlemine tabi tutulmuĢ, daha sonra 5 dakika vorteks bir karıĢtırıcıda karıĢtırılmıĢ ve tekrar 10 dakika sonicated uygulanmıĢtır. Gum arabic nanopartikülleri 6000 G yüzey manyetikliğine sahip bir ĢiĢede tutulmuĢtur. Onlar 1-2 dakika içerisinde çöktürülmüĢ ve daha sonra 100 mL suyla 3 defa yıkanmıĢtır. Son olarak 50 oC‟de 24 saat fırında kurutulmuĢtur ve daha sonra kullanılmak üzere saklama ĢiĢelerine konulmuĢtur.
Banerjee ve Chen, 2007
Fe2+ + 2 Fe3+ + 8OH- → Fe3O4 + 4 H2O
Bu tepkimeye göre, Fe3O4 üretebilmek için baĢlangıçta Fe3+: Fe2+ molar oranı 2:1 olmalıdır. 300 mL 2M FeCl3.6H2O çözeltisiyle, 300 mL 1M FeCl2.4H2O çözeltisi hazırlanıp 2L‟lik beherde karıĢtırılmıĢtır. 25oC sıcaklıktaki karıĢımın pH‟ı 0,66 olarak ölçülmüĢtür. Çözelti, 200 devir/dak hızla mekanik karıĢtırıcıda karıĢtırılmıĢ ve ısıtılmıĢtır. Çözeltinin sıcaklığı 36oC‟ye ulaĢtığında, üzerine damla damla (~0,25 damla/s hızla) yaklaĢık 1 N NaOH eklenmiĢtir. Bu iĢlem sırasında çözelti karıĢtırılmaya ve ısıtılmaya devam etmiĢtir. Çözeltinin sıcaklığı 52oC‟ye ulaĢtığında ısıtıcı kapatılmıĢtır. YaklaĢık 3 N NaOH damla damla eklenerek çözelti pH‟ı 6,04 olmuĢtur. Siyah çökelti oluĢmuĢtur. Elde edilen yoğun maddeye “bulamaç” denmektedir. OluĢan siyah çökeltinin mıknatısa doğru hareket ederek magnetik özellik gösterdiği saptanmıĢtır.
Gürbüz, 2007
18 2. GEREÇ VE YÖNTEM
2.1 Adsorbanların hazırlanması
2.1.1 Pirinç Kabuklarının Yakılması
ÇalıĢmada kullanılan pirinç kabukları Edirne‟de bulunan bir çeltik fabrikasından temin edilmiĢtir. Pirinç kabukları distile suyla yıkandıktan ve 105 oC‟de sabit tartıma gelene kadar kurutulduktan sonra laboratuar ölçekli olarak kül yakma fırınında (Nüve MF120) 300 oC‟de yakılarak kül elde edilmiĢtir (ġekil 1).
ġekil 1. 300 oC‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külleri
2.1.2 Demir nanopartikülü üretimi
6,1 g FeCl3.6H2O ve 4,2 g FeSO4.7H2O, 100 mL suda çözünerek, 90 oC‟de ısıtılmıĢtır. %26‟lık 10 mL amonyumhidroksit, 200mL‟lik sudaki çözeltisi içerinde birbirine hızlı bir Ģekilde eklenmiĢtir. Reaksiyon ortamının pH‟ı 10‟a ayarlanmıĢtır.
KarıĢım 80 oC‟de 30 dakika karıĢtırılmıĢ ve oda sıcaklığına kadar soğutulmuĢtur. Elde edilen manyetik nanopartikül (MNP) 1-2 dakika çöktürmeye bırakıldıktan sonra 100 mL distile suyla 3 defa yıkanmıĢ ve üst fazı süzülerek ayrılan çözelti 50 0C‟de kurutulmuĢtur (Gupta ve Nayak, 2012).
19
a) b)
ġekil 2. a) Çözelti içersindeki manyetik nanopartikül görüntüsü b) Kurutulduktan sonra manyetik nanopartikül görüntüsü
2.2 Adsorpsiyon çalıĢmaları
Adsorbat olarak kullanılan Acid Red 114 (AR 114), Merck marka olarak temin edilmiĢtir. Kullanılan boyarmaddeye iliĢkin fiziksel ve kimyasal özellikler Tablo 2‟de verilmiĢtir. Acid Red 114 boyarmaddesinin kimyasal yapısı ġekil‟de gösterilmiĢtir. 200 mg/L‟lik stok çözelti hazırlanarak adsorpsiyon çalıĢmaları için seyreltmeler (20-100 mg/L) yapılarak kullanılmıĢtır.
Table 2. AR 114‟e ait fiziksel ve kimyasal özellikler
Ġsmi C.I. Acid Red 114
Renk Ġndex numarası 23,635
Kısaltması AR 114
Ticari ismi Acid Red 114
Moleküler formülü C37 H28 N4 O10 S3 Na2
Saflık 80%
Kromofor Diazo
Moleküler ağırlığı 830
λmax (nm) 522 nm
Görünüm Koyu kırmızı toz
20
ġekil 3. Acid Red 114 boyarmaddesinin kimyasal formülü
Adsorpsiyon çalıĢmaları AR 114 boyarmaddesi ile farklı konsantrasyonlarda hazırlanan ( 20, 40, 60, 80 ve 100 mg/L) sentetik çözeltiden, farklı pH Ģartlarında (2, 4, 6, 8 ve 10) gerçekleĢtirilmiĢtir. Adsorpsiyon çalıĢması sırasında numune alma sıklığı 0, 1, 5, 10, 15, 30, 45, 60, 90 ve 150 dakika Ģeklinde olmuĢ ve her numune alıĢtan sonra pH ayarlaması 0,1 N HCl ve 0,1 N NaOH ile yapılmıĢtır. Toplanan numuneler 3500 devir/dakika ile 5 dakika süresince santrifüj iĢlemine tabi tutulmuĢ, daha sonra renk ölçümü spektrofotometrede gerçekleĢtirilmiĢtir.
2.3 Analiz yöntemleri
Adsorbanların taramalı elektron mikroskobu (SEM) ile incelemesi FEI Quanta FEG 250 model cihaz ile gerçekleĢtirilmiĢtir. Örnekler ön hazırlama iĢlemi yapılmadan LFD (Low vacuum dedector) dedektörü ile düĢük vakum modunda (20-80 Pascal), metallerle kaplama yapılmaksızın farklı büyütmelerde incelenmiĢtir.
Adsorbanların molekül veya bileĢik yapılarındaki bağlar hakkında tanımlayıcı bilgiler fourıer dönüĢümlü kızılötesi spektrometresi (FT-IR) cihazında (BRUKER VERTEX 70 FTIR ATR) ATR (attenuated total reflectance) tekniği uygulanarak elde edilmiĢtir.
Adsorbanların element analizi için Spectro marka ve Spectro Blue model Optik Emisyon Spektrometresi (ICP-OES) cihazı kullanılmıĢ olup, analizler EPA 3051‟e göre gerçekleĢtirilmiĢtir.
AR 114 boyarmaddesi ile hazırlanan sentetik çözeltide ve adsorpsiyon çalıĢmaları sonrasındaki numunelerde renk parametresinin belirlenmesi maksimum adsorbans prensibine göre yapılmıĢtır. Buna göre, farklı dalga boylarında (400 nm – 700 nm) yapılan ölçümler neticesinde en yüksek adsorbans veren 522 nm değeri ölçüm yapılan dalga boyunu vermiĢtir.
2.4 Adsorpsiyon izotermleri
Adsorpsiyon, adsorban yüzeyinde biriken madde konsantrasyonu ve çözeltide kalan madde konsantrasyonu arasında bir denge oluĢuncaya kadar devam eder.
21
Matematiksel olarak bu denge adsorpsiyon izotermleri ile açıklanmaktadır.
Freundlich, Langmuir, R-P, Temkin, ve D-R gibi çeĢitli izoterm modelleri adsorpsiyon denge özelliklerini tarif etmek için kullanılmaktadır (Mane vd., 2007). Adsorpsiyon çalıĢmalarında, adsorpsiyon sisteminin tasarımını en iyi Ģekilde optimize edebilmek amacıyla denge eğrileri için en uygun korelasyonu kurmak oldukça önemlidir. Bu çalıĢmada Langmuir ve Freundlich izotermleri kullanılmıĢtır.
Langmuir izotermi, adsorban yüzeyinin enerji açısından benzer olduğu varsayımıyla, tek tabakalı homojen adsorpsiyonu açıklamak için kullanılmakta ve maksimum adsorpsiyon kapasitesinin tahmin edilmesini sağlamakta olup, aĢağıdaki gibi ifade edilebilmektedir (El-Halwany, 2010);
(1)
Burada; qe (mg/g) denge durumunda her birim adsorbanın adsorpladığı MB miktarını ve Ce (mg/L) adsorpsiyon sonrası denge durumunda çözeltide kalan MB konsantrasyonunu, KL (L/mg) denge sabiti ve qmax tek tabakalı form için gerekli adsorbat miktarını (mg/g) ifade etmektedir (Aydın vd., 2008).
Langmuir eĢitliği aĢağıdaki gibi lineerize edilmiĢtir:
(2)
Deneysel sonuçlar Ce‟yekarĢı çizilen Ce/qe grafiği ile yukarıdaki denklem kullanılarak, qmax ve KL değerleri hesaplanmıĢtır (El-Halwany, 2010).
Freundlich modeli adsorban yüzeyinde gerçekleĢebilecek olan adsorpsiyon yoğunluğunu belirlemek için kullanılan amripik bir eĢitliktir. Freundlich model ve Freundlich‟in lineerize edilmiĢ eĢitliği aĢağıda verilmiĢtir (El-Halwany, 2010);
(3)
(4)
Burada;
Ce ; adsorpsiyon sonrası çözeltide kalan MB konsantrasyonu (mg/L), qe ; birim adsorban üzerine adsorplanan madde miktarı (mg/g)
Kf ; deneysel olarak hesaplananadsorpsiyon kapasitesi n ; adsorpsiyon yoğunluğudur.
22
ln qe‟ye karĢı ln Ce değerleri kullanılarak çizilen grafikteki doğru Freundlich modeline uyumunu göstermektedir. n değeri adsorban ile adsorbatın uyumunu ifade etmektedir. 1/n ve Kf değerleri elde edilen doğrunun eğiminden sırasıyla hesaplanabilmektedir (El-Halwany, 2010).
2.5 Adsorpsiyon kinetikleri
Sorpsiyonun veriminin değerlendirilmesinde en önemli faktor sorpsiyon hızının belirlenmesidir (Ayoob vd., 2008; Huang vd., 2007). Bu sebeple, ARHA300, ARHA550 ve GAC kullanılarak MB gideriminin kinetiklerinin değerlendirilmesi için çeĢitli denemeler yapılmıĢtır. 120 dakika sonra MB adsorpsiyonunda önemli sayılmayacak artıĢlar meydana gelmiĢ ve denge durumuna ulaĢtığı kabul edilerek, kinetik değerlendirmeler yapılmıĢtır. Adsorbanlarda MB adsorpsiyonunun kinetiklerinin analizinde pseudo first-order, pseudo second-order ve Elovich ve intrapartikül difüzyon modelleri kullanılmıĢtır.
Lagergren eĢitliği, sıvı faz sistemlerde adsorpsiyon hızının belirlenmesinde kullanılan muhtemelen ilk bilinen yöntemdir. Bu eĢitlik pseudo first order kinetikleri için en çok kullanılan eĢitliklerden biri olup, aĢağıdaki gibidir (Gupta vd., 2011);
) (6)
Bu eĢitlikte; k1, pseudo first order adsorpsiyon hız sabiti (dak-1), qe, denge durumunda adsorplanmıĢ miktar (mg/g), qt, t süresinde adsorplanmıĢ miktardır (mg/g).
EĢitlik sınır Ģartları t =0, qt=0 ve t=t, qt=qt kullanılarak, (7) formuna entegre edilmiĢtir.
(7)
t‟ye karĢı log(qe-qt) grafiğine çizilen doğru, sistem için pseudo first order eĢitliğinin uygulanmasını göstermektedir (AYDIN vd., 2008). qe ve k1 değerleri grafiğin eğiminden ve kesim noktasından belirlenebilmektedir.
Pseudo second order adsorpsiyon kinetik hız eĢitliği ve t=0‟dan t=t ve qt=0‟dan qt=qt
sınırĢartları için eĢitliğin entegre edilmiĢ formu aĢağıdaki gibidir (El-Halwany, 2010);
(8)
23
(9)
(10)
Eğer baĢlangıç adsorpsiyon hızı, h (mg/g min) ise, (10) eĢitliği aĢağıdaki gibi olacaktır (12);
(11)
(12)
t‟ye karĢı (t/qt) grafiğinin eğimine çizilen düz çizgi, sistem için pseudo first order eĢitliğinin uygulanmasını göstermektedir. Daha sonra qe ve k2 grafiğin eğiminden ve kesim noktasından belirlenebilmektedir.
24 3. BULGULAR VE TARTIġMA
3.1 Adsorbanların özellikleri 3.1.1 Kimyasal karakterizasyon
Tablo 3‟te MNP ve RHA-MNP‟nin kimyasal karakterizasyonu verilmiĢtir.
Tablo 2. MNP ve RHA-MNP‟nin kimyasal karakterizasyonu
Numune
Si S P Al Ti Fe Ca Mg Na K
ppm % ppm ppm ppm % ppm ppm ppm ppm
MNP 20,409 0,549 5,161 1061,746 0,1536 62,99 0 273,489 0,051 75,55
RHA-MNP 92,1416 1,580 34,686 595,814 0,7988 40,10 154,104 114,127 26,58445 1268,2
3.1.2 Taramalı Elektron Mikroskobu (SEM) Analizleri
Ham pirinç kabuğu, 300 oC‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külü (RHA), manyetik nanopartikül (MNP), adsorpsiyondan sonra manyetik nanopartikül (MNP-A) ve pirinç kabuğu külünün destek materyali olarak kullanıldığı manyetik nanopartikül (RHA- MNP) ve adsorpsiyondan sonra RHA-MNP‟ye (RHA-MNP-A) ait SEM incelemesi sonucunda elde edilen fotoğraflar ġekil 4-9‟da verilmiĢtir.
25
ġekil 4. YanmamıĢ (ham) pirinç kabuğunun SEM incelemesi
26
ġekil 5. 300 oC‟de yanmıĢ pirinç kabuğu külünün SEM görüntüsü
27
ġekil 6. MNP‟e ait SEM görüntüsü
28
ġekil 7. MNP-A‟a ait SEM görüntüsü
29
ġekil 8. RHA-MNP‟e ait SEM görüntüsü
30
ġekil 9. RHA-MNP-A‟e ait SEM görüntüsü
Külde ana fonksiyon grubu, karbonil gruplarıdır. Bu gruplar yakma sıcaklıklarının artmasıyla azalmaktadır. Bu durum yüzey hidroksil gruplarının azalmasına katkıda bulunmaktadır (Chandrahsekhar ve Pramada, 2006). Pirinç kabuğu külünün yüzey alanı, yakılması sırasında oluĢan amorf karbon ve silikaya bağlıdır.
SEM resimlerine dayanan morfolojik değerlendirmeye gore, herhangi bir ısıl iĢlem uygulanmamıĢ ham pirinç kabuğu mısır koçanına benzer bir görünüm sergilemekte ve pirinç kabuğu düzenli yuvarlak tepelere benzeyen çıkıntılı yapılara sahiptir. 300 C‟de ısıl iĢlem uygulanmıĢ pirinç kabuğu külünde yanma tamamlanamamıĢ ve pirinç kabuğunun iskeleti tamamıyla tahrip olmamıĢtır (Chandrahsekhar ve Pramada, 2006). Yakma sonucunda yuvarlak tepelere benzer Ģekiller iyice belirginleĢmiĢtir.
31
Manyetik nanopartikülde, nano boyutlarda gözenekler bulunmakta olup, adsorpsiyondan sonra yüzeyin gözenekliliğinde belirgin olmayan azalıĢlar ve homojen ve düzlemsel oluĢumlar görülmektedir.
RHA-MNP ise yapısal olarak MNP‟ye benzerlik gösterse de yanmıĢ pirinç kabuğu küllerinin MNP‟nin aktif gözeneklerine yerleĢtiği değerlendirmesi yapılabilmektedir.
RHA-MNP-A‟da ise gözeneklerde tutulan boyarmaddeler sebebiyle daha az gözenekli ve homojen bir yapıya sahip olduğu görülmektedir.
3.1.3 EDX analizi
EDX analizi sonucunda, MNP ve RHA-MNP‟nin kimyasal yapısının % dağılımı da değerlendirilmiĢ ve ġekil 10 ve ġeki 11‟de gösterilmiĢtir. Buna gore; MNP için Fe içeriği %60,11 iken, RHA-MNP‟de bu oran %40,14‟tür. Ayrıca, RHA-MNP‟de C içeriği
%5,18 ve Si içeriği ise% 10,29 bulunmuĢtur.
32
ġekil 10. MNP‟e ait EDX analizi
33
ġekil 11. RHA-MNP‟e ait EDX analizi
34
3.1.4 Fourıer Transform Infrared Spektrometresi (FT-IR)
FT-IR spektrumu kömür yapısında bulunan fonksiyonel grupları göstermektedir. RHA ve MNP-RHA için FT-IR spektrumu sonuçları ġekil 12 ve ġekil 13‟te gösterilmiĢtir.
MNP 3128 cm-1‟de bir pik gözlenmiĢ olup, bu durum ise MNP‟nin yapısında bulunan alifatik grupları göstermektedir (Karaman, 2010). RHA-MNP‟de de yaklaĢık aynı pik 3011 cm-1 ile göze çarpmaktadır. 700 cm-1‟den küçük pikler ise demir oksitlerdeki Fe- O bağları ile iliĢkili olmaktadır ve her iki adsorban için de gözlemlenmektedir.
Manyetik nanopartiküller iki güçlü pik göstermektedirler. Bunlar 632 cm-1 ve 585 cm-1 dir (Absalan, 2011). MNP‟de bu pik 552 cm-1‟de, RHA-MNP‟de ise 551 cm-1‟de görülmüĢtür.
ġekil 12. MNP için FT-IR spektrumu
