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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

CHAPITRE 1: ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE