Confiscation efficace en phase liquide du bleu de Nil à l'aide d'un nouveau nanocomposite hybride synthétisé à partir de gomme de guar

Aug 28, 2023

Rapports scientifiques volume 12, Numéro d'article : 14656 (2022) Citer cet article

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Ces derniers temps, les nanocomposites biopolymère-oxyde métallique ont acquis une importance prépondérante dans l'atténuation des toxiques environnementaux de la phase aqueuse. Mais les nanocomposites biopolymères à base d'oxyde de lanthanide ont été peu évalués pour leur potentiel d'adsorption. Un nouvel adsorbant nanocomposite gomme de guar-polyacrylamide/oxyde d'erbium (GG-PAAm/Er2O3 NC) a été synthétisé par copolymérisation de gomme de guar (GG) et d'acrylamide (AAm) en utilisant le NN'-méthylènebisacrylamide comme agent de réticulation et Er2O3 comme agent de renforcement. L'efficacité d'adsorption du nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 a été évaluée en utilisant le bleu de Nil (NB) comme colorant polluant modèle du système aquatique. L'adsorbant préparé a été caractérisé par spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier (FTIR), analyse par diffraction des rayons X (XRD), analyse Brunauer-Emmett-Teller (BET), analyse thermogravimétrique, microscopie électronique à balayage-spectroscopie à rayons X à dispersion d'énergie (SEM-EDX ) et la microscopie électronique à transmission haute résolution (HRTEM). Les paramètres optimaux du procédé, qui comprennent le dosage (0,8 g/L), le temps d'agitation (40 min), le pH initial de la solution (6) et la concentration initiale de NB (80 mg/L) ont été déterminés par une méthodologie discontinue. Les données d'équilibre pour la confiscation du NB ont été mieux exprimées par le modèle isotherme de Langmuir, avec une efficacité d'adsorption maximale (Qm) de 225,88 mg NB/g démontrant l'adsorption monocouche active sur une surface homogène de GG-PAAm/Er2O3 NC. La cinétique du processus de sorption de NB sur GG-PAAm/Er2O3 NC était fiable avec un modèle de pseudo-second ordre. Les paramètres thermodynamiques tels que ΔH° (15–17 kJ/mol) et ΔS° (0,079–0,087 kJ/mol/K), et − ΔG° (8,81–10,55 kJ/mol) pour NB ont validé l'endothermie, un caractère aléatoire accru à l'interface GG-PAAm/Er2O3–NB, et la spontanéité et la faisabilité du processus, respectivement. Le nanocomposite usé a été efficacement régénéré avec du NaOH et a pu être réutilisé avec compétence pendant cinq cycles démontrant le potentiel de réutilisation élevé du nanocomposite. L'efficacité d'élimination louable et la grande réutilisabilité de GG-PAAm/Er2O3 NC en ont fait un adsorbant hautement compétent pour les colorants cationiques, en particulier la diminution de NB des déchets aqueux.

Le contrôle de la détérioration environnementale des ressources aquatiques résultant de l'amplification des rejets d'effluents liquides en raison du développement industriel rapide et de la croissance démographique mondiale est devenu l'une des principales tâches difficiles au cours des dernières décennies. De nombreuses industries telles que le textile, le cuir, la tannerie, les cosmétiques, les peintures ou les plastiques sont les principaux contributeurs de polluants colorés. La vaste utilisation de colorants synthétiques, qui sont pour la plupart peu dégradables et persistants dans l'environnement en raison de leurs structures moléculaires complexes, dans les industries textiles émancipe une énorme quantité d'eau chargée de colorants après les opérations de teinture et de finition. La libération de colorants non dépensés dans les corps récepteurs détériore non seulement la qualité de l'eau, mais présente un résultat néfaste, notamment une altération de la photosynthèse des écosystèmes aquatiques et une influence cancérigène, mutagène ou tératogène sur le biote aquatique et les humains1,2,3. La plupart des colorants, par ingestion, sont responsables de plusieurs maladies telles que vertiges, vomissements, tremblements, nausées, cyanose et jaunisse. Le contact direct peut entraîner des problèmes allergiques, une irritation de la peau et des brûlures aux yeux qui peuvent endommager la cornée de façon permanente. S'ils sont inhalés, ils peuvent entraîner des difficultés respiratoires, une transpiration abondante, des douleurs abdominales et une hyper motilité2. Au cours des dernières décennies, une grande attention a été accordée à l'atténuation des contaminants colorés en vue de protéger la durabilité environnementale et de réduire les graves risques pour la santé associés aux colorants industriels4,5. Le bleu de Nil (NB) est un colorant azoïque largement utilisé pour la teinture dans les industries textiles. De nombreux problèmes de santé, notamment des irritations cutanées, des dermatites, des réactions allergiques aux yeux et des maladies respiratoires, sont associés à sa présence dans l'eau6. Il peut causer de la somnolence, une stimulation du système digestif, des sensations de froid, une irritation de la bouche et de la gorge, des rougeurs et une sécheresse de la peau et des aberrations chromosomiques. Par conséquent, il est essentiel de décolorer efficacement les effluents contenant le dangereux bleu de nil avant de les rejeter dans le système aquatique7.

Les approches les plus courantes pour confisquer et décolorer les colorants du système aquatique sont la coagulation chimique, l'ozonolyse, la photocatalyse, la dégradation microbienne, les méthodes électrochimiques et l'adsorption8,9,10. Mais la plupart des techniques physico-chimiques sont plutôt coûteuses, lourdes d'un point de vue opérationnel et énergivores. Cependant, la technologie d'adsorption a été largement reconnue comme la pratique la plus encourageante, la plus fiable, la plus efficace, la plus simple sur le plan opérationnel, la plus efficace et la moins chère pour la réduction des polluants environnementaux avec un potentiel de régénération et de recyclage admirable des adsorbants.

Une multitude d'adsorbants tels que les charbons actifs10, les zéolithes11, les oxydes de graphène12 et les argiles13 ont été utilisés de manière ardue pour la décontamination des colorants. Cependant, ces adsorbants n'ont pas les caractéristiques d'un adsorbant idéal, ce qui a conduit à la recherche d'adsorbants avancés possédant des efficacités de sorption plus élevées. Au cours des dernières années, les biopolymères en tant qu'adsorbants ont gagné en popularité en raison de leurs caractéristiques respectueuses de l'environnement14. Cependant, en raison de leur faible résistance mécanique et de leur bonne solubilité dans l'eau, leur utilisation dans la dépollution de l'eau est plutôt limitée. L'utilisation d'oxydes métalliques comme charge dans des matrices polymères a minimisé le problème lié à la résistance et a élargi leur portée dans le traitement de l'eau. Les nanocomposites de gomme polysaccharide à base d'oxydes métalliques incorporant les actifs synergiques des deux composants ont suscité un grand intérêt pour la séquestration des contaminants de l'environnement aquatique15,16,17 en raison de leur obtention bon marché et facile, de leur faible toxicité, de leur nature bénigne pour l'environnement, de leur surface améliorée rapport au volume, facilité de modification, meilleure biocompatibilité, excellente résistance mécanique et magnifique efficacité d'adsorption17,18,19,20. De nombreux adsorbants nanocomposites dérivés de la gomme arabique21, de la gomme karaya22, de la gomme ghatti23, de la gomme xanthane24, de la gomme adragante25 ont récemment été décrits dans la littérature pour la séquestration des colorants organiques du milieu aquatique.

La modification des biopolymères est généralement entreprise pour conférer certains groupes/fragments fonctionnels afin d'améliorer les caractéristiques de surface et les performances d'adsorption. Les nanocomposites à base de gomme de guar (GG), un biopolymère bon marché, inoffensif et biodégradable, ont récemment montré des applications prometteuses en tant qu'adsorbants efficaces pour un certain nombre de contaminants aquatiques organiques et inorganiques26,27,28,29,30. Cependant, à notre connaissance, les études d'adsorption sur les composites biopolymère/oxyde de lanthanide (nano) pour l'atténuation de divers contaminants ont jusqu'à présent reçu peu d'attention. Recherches récentes sur l'élimination de l'acide salicylhydroxamique et de l'acide bleu 92 par Nd2O331,32, de la rhodamine B par des aérogels r-GO/oxyde de terre rare33, du noir réactif 5 à l'aide d'un nanocomposite LaFeO3/chitosan34, de l'arsénite par un nanocomposite LaFeO3 enrobé de carraghénane35 et d'ions métalliques par l'oxyde de cérium et ses composites36 ont été entrepris. De plus, les composites GG greffés/réticulés, les NP Ag contenant du polymère greffé GG/poly(AA)37, l'acide acrylique/nanoargile greffé à la gomme de guar38, le mGG-PAAm39, le GG/magnétite/chitosan40, la pectine réticulée-GG/SPION41, le GG- L'hydrogel d'oxyde de graphène réticulé42 et les (nano)composites d'oxyde métallique GG, les NP ZnO/GG43, Fe3O4-GG44 et l'hydrogel TiO2/GG45 ont été ardemment employés pour la confiscation de nombreux polluants environnementaux. Cependant, des études d'adsorption invoquant la gomme de guar réticulée avec du PAAm (polyacrylamide) utilisant du N, N-méthylènebisacrylamide comme agent de réticulation et de l'oxyde d'erbium comme charge n'ont pas été tentées jusqu'à présent à notre connaissance. De plus, son utilisation comme adsorbant pour le bleu du Nil est également non documentée.

La présente étude vise à développer un nouvel adsorbant nanocomposite recyclable pour la remédiation des colorants organiques à base d'une matrice biopolymère de gomme de guar-polyacrylamide renforcée d'oxyde d'erbium et à évaluer sa compétence d'adsorption vis-à-vis d'un colorant cationique organique. La synthèse du nanocomposite gomme de guar-polyacrylamide/oxyde d'erbium (GG-PAAm/Er2O3 NC), sa caractérisation par spectroscopie infrarouge et résonance magnétique nucléaire, diffraction des rayons X, adsorption/désorption N2, analyses thermogravimétriques et microscopie électronique à balayage et à transmission , et son efficacité d'élimination en phase liquide pour le bleu de Nil (NB) est décrite dans l'étude actuelle. Les variables du procédé (temps d'agitation, pH initial de la solution, dosage et concentration initiale de NB) ayant un impact sur l'élimination du NB ont été explorées pour déterminer les conditions opératoires optimales, et diverses facettes du phénomène d'absorption par adsorption ont été expliquées en termes d'isothermes et de paramètres cinétiques déduits par l'application d'analyses de régression non linéaire des données d'adsorption à l'aide des équations modèles correspondantes. Les paramètres thermodynamiques ont également été examinés pour estimer les changements énergétiques accompagnant le processus d'adsorption. Plusieurs cycles d'adsorption-désorption ont été réalisés afin d'estimer le potentiel de réutilisation de l'adsorbant.

Gomme de guar (Loba chemie, Inde), Acrylamide (Spectrochem, Inde ; 99,5 %), N,N′-méthylènebisacrylamide (MBA ; Loba chemie, Inde ; 99 %), bleu de nil (Himedia, Inde ; 96 %), persulfate d'ammonium (APS) (Merck, Inde ; 98 %) ont été utilisés tels quels sans autre purification. Tous les produits chimiques étaient conformes à la norme AR. De l'eau bidistillée a été utilisée pour la préparation des solutions de travail. Le pH de fonctionnement des solutions d'essai a été ajusté entre 2 et 10 en appliquant une solution diluée de HCl et de NaOH (0,1 M). Les spectres FTIR, le diagramme XRD, les images SEM et les micrographies TEM ont été obtenus à l'aide d'un spectromètre Perkin-Elmer, modèle de spectre BX, États-Unis, appareil Philips Analytica PW 1830, (Philips, Pays-Bas), microscope électronique à balayage Carl Zeiss JOEL, (Sigma 5.05, Allemagne) et Microscope électronique à transmission, modèle HRTEM 200 kV, FEI (Tecnai), respectivement. Les analyses TGA (35 oC–600 oC) ont été effectuées à l'aide d'un analyseur thermique Perkin-Elmer (TGA 4000, Massachusetts, États-Unis, Pyris 6 TGA avec le logiciel PyrisTM V. 11.0.0.0449) à une vitesse de chauffage de 10 oC min–1 sous azote atmosphère. La concentration initiale et résiduelle de NB a été déterminée à l'aide d'un spectrophotomètre UV-visible (spectrophotomètre T-80 + UV/Vis, PG Instrument Ltd, Royaume-Uni).

Le nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 a été préparé en réticulant de la gomme de guar et de l'acrylamide en utilisant du MBA comme réticulant en présence d'Er2O3 (charge). Une suspension aqueuse (100 ml) de gomme de guar (1,0 g), préparée par agitation vigoureuse pendant 1 h, et une solution d'acrylamide (0,3 g dans 10 ml d'eau déminéralisée) ont été mélangées de manière homogène sous agitation constante à 60 ° C suivi de l'ajout de APS (1,0 g dans 5 ml d'eau) comme initiateur et Er2O3 comme charge. Du N,N'-méthylènebisacrylamide (0,2 g) a été ajouté au mélange sous agitation continue pendant 30 min, et le mélange réactionnel a été soniqué pendant 1 h. Le produit obtenu (% rendement = 72) a été lavé avec de l'eau et de l'éthanol pour éliminer les fractions n'ayant pas réagi, séché au four à 90 ° C pendant 48 h, broyé en une poudre fine et stocké dans un flacon en verre bouché pour d'autres études.

L'impact de différents facteurs de fonctionnement tels que le dosage, le temps d'agitation, le pH de la solution initiale, la concentration initiale de NB et la température sur l'efficacité d'élimination de l'adsorbant nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 a été évalué par des expériences d'adsorption par lots, dans lesquelles une solution NB (50 mL) d'adsorbant connu (20, 30, 40, 50 mg/L) a été agitée dans un agitateur à bain-marie avec la masse d'adsorbant souhaitée (0,2–1,2 g/L) pendant différents temps de contact (10–60 min) à température constante. Après agitation pendant l'intervalle de temps souhaité, la solution a été centrifugée et la [NB] dans le surnageant a été déterminée par spectrophotométrie à une longueur d'onde d'absorbance maximale de 635 nm. Des études d'isothermes d'adsorption à différentes températures (303, 308 et 313 K) ont été réalisées en agitant une solution de NB à diverses concentrations (30 à 80 mg/L) jusqu'à ce que l'équilibre soit atteint. Cependant, pour l'évaluation de la cinétique, des expériences similaires ont été menées avec un dosage optimal de nanocomposite (0,8 g/L) à 303 K et pH 6 en utilisant différents [NB] (30, 40 et 50 mg/L) pour un temps d'agitation optimal (40 min).

Les spectres FTIR du nanocomposite GG-PAAm/Er2O3, avant et après adsorption, sont illustrés à la Fig. 1. La diminution de l'intensité des pics autour de 3000–3500 cm−1 pour GG-PAAm/Er2O3 NC signifiait l'interaction des groupes hydroxyle de guar gomme à groupe amide de polyacrylamide46. Les pics détectés dans les spectres autour de 1200 cm−1 représentaient les modes d'étirement C–C–O, C–OH et C–O–C des polysaccharides14. Les pics à 1654 cm-1 et 1604 cm-1 étaient dus à des vibrations d'étirement C=O dans l'acrylamide47. Le pic observé à 1081 cm−1 a été attribué aux vibrations de flexion pour CH2–O–CH248, tandis que la bande à 1410 cm−1 est due aux vibrations d'étirement C–N49. Le pic à 3028 cm-1 a été attribué aux vibrations d'étirement NH2 du polyacrylamide50. De plus, la bande à 659 et 608 cm-1 a été attribuée à la liaison Er-O-Er et Er-O, respectivement51, ce qui indique clairement l'existence d'une liaison métal-oxygène participant au nanocomposite biopolymère. Après l'adsorption de NB (Fig. 1b), le spectre FTIR a montré un léger décalage de la position du pic attribué à NH2 de 3028 à 3181 cm-1, et une diminution des intensités ainsi qu'un léger décalage des bandes d'absorption à 1654 et 1081 cm-1 pour abaisser longueurs d'onde indiquant que les groupes fonctionnels pertinents ont été impliqués dans la procédure d'adsorption soit par les forces de van der Waals, soit par la liaison hydrogène9. De plus, un léger décalage dans les bandes O–H, C–O et C–N ; et une chute de l'intensité de la vibration d'étirement O–H à 3200 cm−1 après sorption de NB, ont confirmé l'interaction des molécules de colorant avec les groupes fonctionnels existants10. L'apparition d'un nouveau pic à 2934 cm−1 à cause du groupe CH2 de la structure cyclique aromatique du colorant a validé le processus de sorption sur le nanocomposite52.

Spectres FTIR de (a) nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 et (b) nanocomposite chargé NB.

Le diagramme de diffraction XRD de Er2O3 est représenté sur la figure 2a qui illustre une cristallinité élevée et la pureté de l'échantillon. Les principales réflexions de Er2O3 centrées à 2ϴ = 19,56 (211), 28,60 (222), 32,82 (440), 42,72 (134), 48,54 (440) et 56,98 (622) correspondaient parfaitement au fichier JCPDS n°. 78–0390 ayant le groupe spatial Ia-353. L'existence de pics caractéristiques pour l'oxyde d'erbium dans le diagramme de diffraction ainsi qu'un certain décalage des pics de diffraction et la formation d'un réseau semi-cristallin dû à l'amalgamation d'Er2O3 dans la phase de gomme de guar amorphe ont signifié la fabrication de GG-PAAm/Er2O3 NC (Fig. 2b). La taille moyenne des cristallites de GG-PAAm/Er2O3 NC était de 57 nm.

Spectres XRD de (a) Er2O3, (b) nanocomposite GG-PAAm/Er2O3, (c) courbe d'adsorption-désorption de N2 et (d) distribution de la taille des pores.

L'isotherme d'adsorption/désorption N2 a été utilisée pour déterminer la surface spécifique et la porosité du nanocomposite. Une surface plus élevée est liée à une plus grande accessibilité des sites d'adsorption, d'où une aptitude d'adsorption accrue d'un adsorbant. Les isothermes d'adsorption / désorption N2 de GG-PAAm / Er2O3 NC sont illustrées à la Fig. 2c, d. La surface spécifique, le volume des pores et le diamètre des pores du nanocomposite étaient respectivement de 70 m2/g, 0,024 cm3/g et 5,796 nm. Le diamètre des pores compris entre 2 et 50 nm a confirmé la nature mésoporeuse du NC préparé.

La stabilité thermique et le taux de décomposition du nanocomposite ont été mesurés par TGA. Cette analyse pourrait manifester le changement de masse de l'échantillon tout au long du processus de chauffage. Les courbes TGA de GG et GG-PAAm / Er2O3 NC sont illustrées à la Fig. S1, révélant que la décomposition s'est produite en deux étapes. La première étape de décomposition de GG a commencé à 68,6 °C et s'est terminée à 168,9 °C avec une perte de 10,13 %, tandis que dans GG-PAAm/Er2O3 NC, elle a commencé à 86,3 °C et s'est terminée à 199,8 °C avec une perte de 2,1 % . L'explication logique de ces résultats pourrait être la perte de teneur en humidité associée à la gomme. La deuxième phase correspondant à la décomposition des sucres dans GG a commencé à 255,9 °C et s'est terminée à 340,7 °C avec une perte de poids de 42 %, tandis que dans GG-PAAm/Er2O3, cette phase a commencé à 264,7 °C et a duré jusqu'à 342,9 °C. avec une perte de poids de 38%. Les résultats ont montré que le nanocomposite avec Er2O3 comme charge a acquis une stabilité thermique plus élevée avec une perte de masse moindre que la gomme mère.

Les micrographies SEM ainsi que les spectres EDX associés de GG-PAAm / Er2O3 NC et de GG-PAAm / Er2O3 NC chargés de NB sont présentés sur les figures 3a, b. La morphologie de GG-PAAm/Er2O3 NC présentait une surface rugueuse irrégulière et inégale avec des structures poreuses hétérogènes probablement en raison du réseau de réticulation adapté à l'adsorption. L'existence de suffisamment de pores de différentes tailles et formes était principalement responsable de la plus grande surface et de l'admirable efficacité d'adsorption de GG-PAAm/Er2O3 NC. La figure 3b de GG-PAAm/Er2O3 NC, après confiscation de NB, présentait une texture presque lisse confirmant l'adsorption de NB sur GG-PAAm/Er2O3 NC. Les spectres EDX pour les micrographies SEM correspondantes sont également révélés sur les figures 3a, b. L'existence de C, N dans les spectres EDX de NB-sorbé GG-PAAm/Er2O3 NC a recommandé la confiscation réussie de NB sur la surface de l'adsorbant. Des changements considérables dans la morphologie de surface de GG-PAAm/Er2O3 NC se sont produits après la séquestration de NB. Les pores ont presque disparu, ce qui pourrait être dû à l'occupation et au piégeage des molécules NB dans les structures des pores.

Micrographies SEM de (a) nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 et (b) nanocomposite chargé NB avec les spectres EDX correspondants.

Pour examiner la morphologie structurelle de GG-PAAm/Er2O3 NC, une enquête TEM a été réalisée. La figure 4a affiche l'image TEM pour GG-PAAm/Er2O3 NC. La taille moyenne de GG-PAAm/Er2O3 NC a été déterminée à l'aide du logiciel Image J. La courbe de distribution de la taille des particules (Fig. 4b) suggérait que la taille typique des particules variait de 60 à 70 nm, ce qui était en bon accord avec les données XRD. De plus, l'image TEM a également confirmé l'incorporation efficace de Er2O3 dans la matrice biopolymère. Les parties grises de la figure 5a montraient la matrice GG et PAAm, tandis que les parties plus sombres étaient accréditées pour les nanoparticules Er2O3 réparties de manière aléatoire dans la matrice polymère GG-PAAm. De plus, ces caractéristiques morphologiques offraient au GG-PAAm/Er2O3 NC une plus grande surface.

Micrographies TEM de (a) nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 et (b) histogramme.

Effet des paramètres opérationnels sur l'élimination du NB : (a) dose, (b) temps de contact, (c) concentration initiale et (d) pH de la solution initiale.

Les caractéristiques de sorption du nanocomposite pour l'élimination du NB ont été étudiées en termes de différents paramètres d'influence tels que le dosage d'adsorbant, la concentration initiale de NB, le temps d'agitation et le pH initial de la solution à 303 K.

La dépendance de l'élimination de la phase aqueuse de NB sur la variation de la posologie a été explorée dans une plage de 0, 2 à 1, 2 g / L à pH 6, et les données sont présentées à la Fig. 5a. Le %R a initialement augmenté de 93,87 à 97,37 avec une augmentation de la charge d'adsorbant jusqu'à 0,8 g/L en raison d'un plus grand nombre de sites actifs disponibles sur la surface du nanocomposite ou d'une surface globale améliorée, suivie d'une lente diminution par la suite. Cette baisse de l'efficacité d'absorption lors d'une augmentation supplémentaire de la posologie pourrait être due à des sites actifs accessibles plus élevés par rapport au nombre de molécules NB54. La capacité d'élimination, cependant, a montré une tendance opposée avec une augmentation de la charge d'adsorbant, qui pourrait être attribuée au chevauchement des sites actifs, et/ou une diminution de la surface due à l'agrégation de particules d'adsorbant à une dose plus élevée qui a limité la capacité d'élimination54,55 . Par conséquent, 0,8 g/L de nanocomposite a été sélectionné comme dose optimale pour des études ultérieures. Une tendance similaire d'amélioration de l'efficacité de la confiscation pour le NB avec une augmentation de la dose de nanocomposite AC/CoFe2O456 et de nanoparticules de CuWO457 est décrite dans la littérature.

Le temps d'agitation est un facteur critique et important dans l'élimination des polluants dangereux. L'effet du temps d'agitation (10 à 60 min) sur le NB sorbé sur le nanocomposite (0, 8 g / L) est représenté sur la figure 5b. Une adsorption rapide de NB s'est produite au cours des 30 premières minutes (94, 87 à 96, 95%) suggérant un taux de confiscation rapide des molécules de NB, atteignant progressivement l'équilibre à 40 minutes avec une élimination de 97, 62%. Ainsi, 40 minutes ont été préférées comme temps d'équilibre optimal pour d'autres études. Initialement, le processus d'élimination était rapide en raison de l'existence de suffisamment de sites de surface actifs pour absorber le NB. Par la suite, une diminution du taux d'adsorption lors de l'augmentation du temps d'agitation a été associée à la saturation des sites tensioactifs conduisant à une diminution de l'efficacité d'adsorption. Une tendance similaire dans l'élimination du NB a été signalée pour le composite magnétique argile/amidon/MnFe2O458 et CNT/MgO/CuFe2O459, mais avec un temps d'équilibre relativement plus élevé de 60 min et 50 min, respectivement.

L'impact du changement de la concentration initiale de NB (30–80 mg/L) sur le processus d'élimination a été examiné en utilisant le dosage optimal de GG-PAAm/Er2O3 NC (0,8 g/L) et le temps (40 min) à pH 6. Les résultats obtenus , représenté sur la figure 5c, a révélé que la séquestration de NB a diminué de 97, 08 à 95, 93% avec une augmentation de la concentration initiale de NB de 30 à 80 mg / L, ce qui pourrait être compris en termes de deux effets indésirables. Une masse fixe de GG-PAAm/Er2O3 NC (0,8 g/L) possède un nombre défini de sites tensioactifs. À de faibles concentrations, les sites de liaison de surface submergent le faible nombre de molécules NB, ce qui a entraîné une efficacité d'élimination plus élevée. Cependant, lorsque la concentration de la solution était encore augmentée, les molécules NB occupaient progressivement les sites vacants, ce qui réduisait le nombre de sites actifs disponibles. À des concentrations élevées, moins de molécules de colorant occupaient les sites de surface restants, d'où une diminution de l'efficacité d'élimination. L'augmentation de qe (36, 40–95, 93 mg / g) à une concentration de solution plus élevée pourrait être la conséquence d'interactions plus élevées entre les molécules de colorant et GG-PAAm / Er2O3 NC, ou d'un gradient de concentration plus élevé et / ou d'une force motrice accrue dépassant le transfert de masse60. La concentration optimale pour le NB était de 80 mg/L. Des résultats similaires pour l'adsorption de NB avec modification de la concentration initiale de NB ont été observés pour les nanoparticules d'oxyde de fer61 et les hydrogels copolymères à base d'acrylamide ou de méthacrylate de 2-hydroxyéthyle62.

Le pH de la solution est un facteur crucial qui joue un rôle important dans le processus d'élimination des contaminants. L'étendue de la sorption est contrôlée par la charge de surface du nanocomposite et l'ionisation des espèces de sorbate qui sont régies par le pH63 de la solution. Ainsi, l'impact du pH de la solution sur la confiscation du NB a été examiné dans une plage de pH de 2 à 10 dans des conditions de fonctionnement optimales (Fig. 5d). Le pH de la solution reflète la nature des interactions physico-chimiques des molécules NB et des sites actifs du GG-PAAm/Er2O3 NC. La valeur de pKa de NB est de 9,27 révélant son existence sous forme cationique dans la gamme de pH étudiée. Le pHzpc (= 5,6) du nanocomposite signifiait que la surface était chargée positivement à pH < pHzpc impliquant une répulsion électrostatique entre la surface GG-PAAm/Er2O3 NC positive et le NB cationique, ce qui aurait pu diminuer le taux d'élimination dans la plage de pH de 2 –6. Cependant, comme le pourcentage d'absorption était significativement affecté, cela impliquait que d'autres types d'interactions telles que la liaison hydrogène et les interactions π – π pourraient être responsables d'un taux d'élimination plus élevé (82, 43–90, 6%) dans la plage de pH 2–6. Une augmentation supplémentaire du pH a changé la surface du nanocomposite en négatif, ce qui a fait des attractions électrostatiques une partie du mécanisme d'élimination et le % d'absorption a augmenté à 95,66 % jusqu'à pH 9. Après cela, le colorant est devenu négatif et la répulsion électrostatique a diminué le % d'élimination. . Une tendance similaire a été décrite pour l'adsorption de NB sur le nanocomposite6 MoO3/Ppy.

Les analyses des données d'équilibre isotherme à température constante en appliquant différents modèles d'isothermes fournissent une perspective efficace en ce qui concerne la capacité de sorption maximale, l'homogénéité ou l'hétérogénéité de la surface de l'adsorbant, l'affinité de l'adsorbant envers l'adsorbat, le type de couverture, l'énergie d'adsorption et le mécanisme de adsorption. Les paramètres d'isotherme correspondants ont été déterminés à l'aide de tracés Ce versus qe utilisant les modèles Langmuir (Eq. 1), Freundlich (Eq. 2), Temkin (Eq. 3) et DR (Eq. 4).

L'isotherme de Langmuir affirme la sorption de NB sur la surface du nanocomposite avec un nombre fini de sites tensioactifs énergétiquement équivalents64 ayant une affinité égale pour les molécules de NB conduisant à la formation de monocouches.

Ici, Ce (mg/L) et qe (mg/g) sont la concentration de NB à l'équilibre résiduel dans la phase fluide et la quantité de NB adsorbée sur la phase solide, respectivement, Qm (mg/g) signifie l'efficacité d'adsorption maximale du nanocomposite nécessaire pour former une monocouche de sorbate à sa surface, b (L/mol) est une constante de Langmuir, Kf (mg/g)(L/mg)\(^{{1}/{\text{n}_{\text f}}}\) est un indicateur de l'efficacité de la sorption, nf indique l'hétérogénéité de la surface du nanocomposite et l'interaction mutuelle entre les espèces sorbées, 1/nf signifie la force fonctionnelle de la sorption, Kt (L/g) est la constante de liaison associée à l'énergie de liaison maximale, βt (= RT/bt) est une constante liée à la chaleur d'adsorption, et qD (mg/g) est l'efficacité de sorption D–R.

Le facteur sans dimension, RL = \(\frac{1}{1+b{C}_{e}}\) est utilisé pour évaluer la faisabilité et la favorabilité de la procédure d'adsorption.

Les paramètres correspondants du modèle isotherme ainsi que les coefficients de corrélation (R2) et l'erreur standard d'estimation (SEE) aux températures étudiées ont été estimés à partir des courbes qe contre Ce pour Langmuir (Fig. 6a), Freundlich (Fig. 6b), Temkin (Fig. 6c) et DR (Fig. 6d), et sont tabulées dans le tableau 1. Une augmentation des valeurs Qm calculées de 195,16 à 225,88 mg/g avec une augmentation de la température de la solution de fonctionnement (303–313 K) (tableau 1) a indiqué une amélioration de l'aptitude à l'adsorption du nanocomposite à température plus élevée résultant probablement d'une meilleure fixation physique entre les sites de liaison actifs et les molécules NB, ce qui désigne le processus d'élimination comme endothermique. Le paramètre b (0,061–0,069 L/g) variait dans l'ordre : 303 K < 308 K < 313 K, ce qui représentait la meilleure liaison NB-nanocomposite à température plus élevée. Le paramètre RL (0,375–0,193) compris entre zéro et l'unité a validé la sorption énergétiquement favorable et a envisagé une forte interaction NB-nanocomposite14 expliquant probablement un pourcentage élevé d'élimination de NB. Le paramètre Qm est utilisé pour évaluer le potentiel de sorption d'un adsorbant donné. Une efficacité d'adsorption (Qm) considérablement plus élevée de 225,88 mg NB/g à 313 K par rapport à la plupart des adsorbants décrits dans la littérature pour l'élimination du NB (tableau 2) et divers nanocomposites à base de gomme d'arbre pour la confiscation d'autres colorants (tableau 3) ont validé l'admirable efficacité de sorption de GG-PAAm/Er2O3 NC.

Graphiques isothermes : (a) Langmuir, (b) Freundlich, (c) Temkin et (d) DR pour l'absorption du NB.

L'isotherme de Freundlich envisage l'adsorption sur la surface de l'adsorbant avec une distribution hétérogène des sites de liaison. Il illustre également la sorption en tant que phénomène non idéal et réversible où le sorbant a une affinité non uniforme conduisant à la sorption multicouche80. L'amplitude du paramètre, nf est un indicateur de l'hétérogénéité de surface du sorbant, et sa valeur proche de l'unité exprime une hétérogénéité de surface plus élevée. La valeur de 1/nf est une mesure de processus de sorption favorable, défavorable ou irréversible. La valeur 1/nf < 0,5 spécifie la sorption facile, 1/nf > 1,0 dénote une adsorption coopérative, tandis que 1/nf > 2 indique que NB est à peine sorbé54. Les valeurs 1/nf inférieures à 0,5 (0,445–0,475) associées à un Kf relativement plus élevé (57,88–61,44 (mg/g)(L/mg)1/nf) (tableau 1) ont soutenu la sorption positive et favorable de NB. La tendance à l'augmentation de Kf avec l'augmentation de la température a confirmé le caractère endothermique de la sorption.

Le modèle isotherme de Temkin est utilisé pour étudier l'interaction entre le sorbate et le sorbant81. Il tient compte du fait que la chaleur d'adsorption des polluants diminue linéairement au lieu de logarithmiquement avec une augmentation de la couverture de la surface nanocomposite. La constante de liaison à l'équilibre, les valeurs de Kt (L / g) (4, 84 à 5, 46) affichaient un changement progressif avec l'augmentation de la température (303 à 313 K), soulignant une interaction électrostatique relativement améliorée entre les sites de surface nanocomposites et les molécules NB à haute température. Une augmentation des valeurs de bT, qui est liée à la chaleur de sorption de 0,024 à 0,041 kJ/mol (tableau 1) a témoigné d'une probabilité de liaison légèrement plus élevée de NB à température élevée (313 K). De plus, la physisorption endothermique du NB a été mise en évidence par les valeurs positives de bT inférieures à 8 kJ/mol, ce qui est confirmé par le paramètre thermodynamique pertinent (∆H°)82.

Le modèle isotherme de Dubinin-Radushkevich (D-R) adopte un mécanisme de sorption de remplissage des pores à caractère multicouche impliquant l'interaction de van der Waals et est généralement utilisé pour reconnaître le mode d'adsorption, c'est-à-dire physique ou chimique83. Il fournit également des preuves raisonnables du mécanisme d'adsorption avec une distribution possible de l'énergie sur la surface non homogène de l'adsorbant. L'énergie libre moyenne d'adsorption (E) a été déduite à l'aide de l'équation, E = \(\frac{1}{(2\upbeta )\frac{1}{2}}\) à partir de la valeur de β (mol2/kJ2 ), estimée à partir de l'Eq. (4). Si l'énergie libre moyenne, E est de 1 à 8 kJ/mol, l'interaction physique régit le mécanisme d'adsorption, tandis qu'entre 8 et 16 kJ/mol indique un phénomène d'échange d'ions. Cependant, E > 16 kJ/mol spécifie l'interaction chimique. Les valeurs de E égales à 0,081–0,091 kJ/mol préconisaient la physisorption. Les valeurs calculées de qD (mg/g) étaient de 139,74, 143,85 et 149,77 à 303, 308 et 313 K, ce qui est en accord avec la tendance similaire des valeurs de Qm obtenues à l'aide de l'isotherme de Langmuir.

L'estimation du modèle d'excellent ajustement est décrite sur la base de valeurs SEE et R2 inférieures proches de l'unité. Il a été conclu à partir du tableau 1 que le modèle de Langmuir avec R2 proche de un (0,975–0,995) et SEE inférieur (0,628–0,258) par rapport aux valeurs enregistrées pour d'autres modèles isothermes a fourni la meilleure corrélation des données. La conformité des données d'équilibre au modèle de Langmuir impliquait que la procédure d'élimination se produisait sur une surface homogène de nanocomposite avec la formation d'une couverture monocouche de molécules NB.

Les modèles cinétiques d'adsorption fournissent des informations importantes sur le taux d'adsorption des contaminants. Ces modèles sont utilisés pour illustrer les données expérimentales afin de conclure le mécanisme d'adsorption des contaminants du système aquatique à l'interface adsorbant-adsorbat. Pour interpréter la procédure d'adsorption, les données cinétiques ont été examinées par des modèles de pseudo-premier ordre84 et de pseudo-second ordre85 en utilisant les équations. (5) et (6), respectivement :

où k1 (1/min) et k2 (g/mg/min) sont des constantes de vitesse d'adsorption pour le modèle cinétique de pseudo-premier ordre et de pseudo-second ordre, respectivement. Le qe et le qt signifient la capacité d'adsorption du NB à l'équilibre et au temps t, respectivement. Les valeurs de k1, k2 et qe ont été déterminées pour différentes concentrations initiales de NB à partir de la pente et de l'ordonnée à l'origine du tracé de qt en fonction de t (Fig. 7a, b) et sont présentées dans le tableau 4 avec R2 et SEE. Le modèle de pseudo-second ordre a approuvé la meilleure représentation des données de sorption basée sur des valeurs R2 plus élevées (0,925–0,978) et des valeurs SEE plus faibles (0,077–0,136), ce qui indique que l'élimination du NB par le nanocomposite était affectée par le nombre de sites de liaison actifs au lieu de la concentration initiale de NB. La pertinence du modèle cinétique de pseudo-second ordre dans la description des données expérimentales a recommandé que l'étape limitant la vitesse de confiscation du NB par GG-PAAm/Er2O3 NC impliquait probablement un mécanisme de chimisorption. La diminution de l'amplitude des valeurs de k2 avec l'augmentation de la concentration initiale de NB (0, 069 à 0, 059 g / mg / min) (tableau 4) signifiait une adsorption rapide à une concentration plus faible, ce qui pourrait être attribué à la moindre concurrence à laquelle sont confrontées les molécules de NB pour les tensioactifs. -sites évocateurs de physisorption54.

Parcelles cinétiques : (a) pseudo-premier ordre, (b) pseudo-deuxième ordre, (c) diffusion intraparticulaire et (d) diffusion de film liquide pour l'élimination du NB.

L'interprétation des données cinétiques est cruciale pour conclure la procédure d'adsorption régissant les étapes de contrôle de vitesse. Habituellement, la diffusion du film liquide impliquant le transfert de masse externe des molécules NB de la solution en vrac à la surface GG-PAAm / Er2O3 NC, la diffusion intraparticulaire et la diffusion des pores intérieurs sont englobées dans le piégeage par adsorption des colorants. Les modèles de film liquide de Boyd et de diffusion intraparticulaire de Weber-Morris86,87 sont respectivement exprimés en équations. (8) et (7)

où ki (mg/g/min0,5) et kD (1/min) sont des constantes de vitesse pour la diffusion intraparticule et de film liquide, respectivement et Ci est l'ordonnée à l'origine exprimant l'épaisseur de la couche limite.

Les courbes en ligne droite de qt versus t0,5 (Fig. 7c) ou –ln(1–F) versus t (Fig. 7d) (F = qe/qt) à 40 mg/L et 50 mg/L initial La concentration de NB avec Ci = 0 indique que la dynamique du processus de confiscation de NB est contrôlée soit par la diffusion intraparticulaire, soit par la diffusion du film liquide comme étape limitante. Cependant, les graphiques de diffusion intraparticulaire s'écartaient de la linéarité avec une contribution élevée de la couche limite à l'étape de contrôle de la vitesse (Ci = 45, 65 et 58, 48), indiquant qu'elle ne contrôlait pas uniquement la vitesse d'adsorption. De même, les tracés de diffusion du film liquide n'étaient pas non plus linéaires et ne passaient pas par l'origine, ce qui empêchait la diffusion du film liquide comme seule étape gouvernant la vitesse. Les valeurs de ki (mg/g min0,5) et kD (1/min) étaient respectivement de 0,306 à 0,302 et de 0,047 à 0,066 aux concentrations étudiées. On pourrait donc en déduire que le processus d'adsorption du NB était contrôlé par les deux mécanismes de diffusion. Cependant, sur la base des valeurs R2 et SEE pour la diffusion intraparticulaire (0,985–0,987 ; 0,016–0,020) et la diffusion du film liquide (0,989–0,991 ; 0,003–0,007), on pourrait conclure que la diffusion du film liquide a un rôle prédominant.

L'équation d'Arrhenius (lnk2 = lnA - Ea/RT) a été utilisée pour déterminer l'énergie d'activation (Ea) pour l'adsorption de NB sur la surface GG-PAAm/Er2O3 NC, où k2 est la constante de vitesse du pseudo-second ordre. La pente de lnk2 en fonction de la courbe 1/T, affichée sur la figure 8a, a donné la valeur précise de Ea, et est répertoriée dans le tableau 5. L'énergie d'activation donne un aperçu de la nature de l'adsorption, c'est-à-dire physique ou chimique. Les faibles valeurs de Ea (5 à 50 kJ/mol) indiquent une physisorption, alors que les Ea entre 60 et 800 kJ/mol recommandent la chimisorption. De faibles valeurs de Ea impliquent généralement un processus contrôlé par diffusion et des valeurs plus élevées signifient l'implication de réactions chimiques. Ainsi, la valeur déterminée (Ea = 15,33) préconise une physisorption, ce qui est cohérent avec les valeurs rapportées dans la littérature qui sont de 13,2 kJ/mol pour l'adsorption du violet de méthyle sur perlite88 et de 19,25 kJ/mol pour le bleu maxilon 5G sur sépiolite89.

(a) Arrhenius plot, (b) van't Hoff plot, (c) potentiel de réutilisation du nanocomposite GG-PAAm/Er2O3.

L'amélioration de l'élimination du NB lors de l'augmentation de la température de 298 à 313 K représente un processus d'adsorption endothermique. Les paramètres thermodynamiques tels que les changements d'énergie libre (ΔG°), d'entropie (∆S°) et d'enthalpie (∆H°) sont utilisés pour déterminer la faisabilité, la spontanéité et la nature de la procédure de sorption. Les paramètres, ΔG°, ∆H° et ∆S° ont été évalués en utilisant les équations. (9) et (10):

où kc = qe/Ce, R = constante universelle des gaz (8,314 J/mol K) et T = température absolue (K).

La pente et l'ordonnée à l'origine des courbes linéaires de logkc en fonction de 1/T (Fig. 8b) ont fourni les valeurs ΔH° et ΔS°, respectivement (Tableau 6). Il a été rapporté que des valeurs de ∆H° de 2 à 10 kJ/mol désignent un mécanisme de physisorption impliquant des interactions de van der Waals, entre 2 et 40 kJ/mol dénotent une liaison hydrogène, tandis qu'au-dessus de 60 kJ/mol déduit une chimisorption90. Le ∆H° positif (15,35–17,87 kJ/mol) indiquait que le processus de sorption était endothermique et impliquait une physisorption. De plus, un ∆S ° positif (0, 079–0, 087 kJ / mol / K) (tableau 6) suggère un caractère aléatoire élevé indiquant un degré de liberté accru à l'interface solide-liquide. De même, une diminution des valeurs négatives de ΔG◦ (- 8,41 à - 9,67 kJ/mol) avec l'augmentation de la température plaide pour que l'adsorption soit spontanée et plus favorable à des températures plus élevées. On pourrait donc conclure que le mécanisme de sorption de NB sur GG-PAAm/Er2O3 NC était principalement régi par la physisorption aux températures étudiées (298–313 K).

L'intention de la régénération n'est pas seulement de récupérer l'efficacité d'élimination de l'adsorbant usé, mais aussi de recycler et de réutiliser l'adsorbant précieux pour plusieurs séries de sorption-désorption sans perte d'efficacité et de stabilité, ce qui pourrait être utile dans la gestion durable des déchets adsorbants. , et réduirait le coût global du traitement. Étant donné que le pH de la solution d'exploitation avait un impact significatif sur la confiscation du NB par GG-PAAm/Er2O3 NC, il était essentiel de contrôler le pH pendant la désorption. Pour l'étude de la régénération, 2,0 g/L de GG-PAAm/Er2O3 NC ont été agités avec une solution de NB (50 mg/L) pendant 1 h, puis 0,1 mol/L de NaOH ont été utilisés comme éluant. La figure 8c montre l'étendue de l'élimination du NB par GG-PAAm/Er2O3 NC jusqu'au cinquième cycle de sorption-désorption. Après le cinquième cycle, le R% a diminué de 96 à 79, ce qui pourrait être expliqué par le grand nombre de sites de surface réversibles de GG-PAAm/Er2O3 NC. Les résultats de la régénération ont souligné que le GG-PAAm/Er2O3 NC était recyclable et extrêmement efficace pour éliminer le NB signifiant l'excellente pertinence potentielle de l'adsorbant à l'échelle industrielle.

La méthode de viscosimétrie a été utilisée pour évaluer la progression de la biodégradabilité du GG-PAAm et du GG-PAAm/Er2O3 NC. Les progrès de la biodégradation ont été examinés en évaluant la viscosité intrinsèque tous les cinq jours. D'après la figure 9, il était évident que le GG-PAAm et le GG-PAAm/Er2O3 NC étaient sensibles à la biodégradation. La solution a représenté une dégradation en 5 à 50 jours car la solution a révélé une perte significative de viscosité, ce qui suggère la nature biodégradable des biopolymères. Cependant, GG-PAAm / Er2O3 NC présentait une dégradabilité moindre par rapport à la matrice GG-PAAm, ce qui pourrait être dû à une résistance mécanique accrue due au dopage à l'oxyde d'erbium.

Courbes de biodégradation du nanocomposite GG-PAAm et GG-PAAm/Er2O3.

Les groupes fonctionnels à la surface de GG-PAAm/Er2O3 NC et le pH initial de la solution de colorant jouent un rôle important dans l'adsorption de NB. L'adsorption des polluants sur différents adsorbants se produit généralement par diverses interactions telles que l'électrostatique, la liaison hydrogène, le dipôle-dipôle, les forces de van der Waals et π – π. Pour expliquer le mécanisme responsable de la confiscation de NB par GG-PAAm/Er2O3 NC, des études de pH et FTIR ont été utilisées. Le pourcentage d'élimination de NB avec le pH suggère une interaction électrostatique comme l'un des mécanismes responsables de l'absorption de NB. Le léger changement de la position du pic spectral IR de 3028 à 3181 cm-1 et le changement d'intensité des bandes vibrationnelles à 1654 et 1081 cm-1 ont précisé que les groupes fonctionnels concernés étaient impliqués dans la procédure d'adsorption par liaison hydrogène. Cependant, la modification des intensités maximales des groupes O–H, C–O et C–N a confirmé l'interaction de NB avec les groupes fonctionnels existants. On pourrait donc en déduire que l'interaction électrostatique, la liaison hydrogène et les interactions π – π étaient principalement impliquées dans l'adsorption de NB sur la surface GG-PAAm / Er2O3 NC. Le mécanisme plausible de la séquestration du NB par le GG-PAAm/Er2O3 NC est schématiquement illustré dans le Schéma 1.

Représentation schématique des interactions plausibles du NB avec le nanocomposite GG-PAAm/Er2O3.

Un nouveau nanocomposite GG-PAAm/Er2O3 avec une capacité d'adsorption admirable (225,88 mg NB/g) a été fabriqué efficacement par un processus de polymérisation assistée par ultrasons efficace, peu coûteux, respectueux de l'environnement et facile à utiliser. La spectroscopie infrarouge à transformée de Fourier, la diffraction des rayons X, la microscopie électronique à balayage, les rayons X à dispersion d'énergie, la spectroscopie électronique à transmission, l'analyse thermogravimétrique, la surface spécifique (SBET) et les mesures de pHzpc ont été utilisées pour caractériser le nanocomposite synthétisé et ont été utilisées avec succès pour l'adsorption élimination du bleu de nil de la phase liquide. La surface, le volume des pores et le diamètre des pores de GG-PAAm/Er2O3 NC étaient de 70 m2/g, 0,024 cm3/g et 5,796 nm, respectivement. Les paramètres d'adsorption tels que la dose (0,8 g/L), la concentration (80 mg/L), le temps (40 min) et le pH (6) ont été optimisés. Les données d'équilibre correspondent le mieux au modèle isotherme de Langmuir signifiant une sorption homogène de NB sur la surface de GG-PAAm/Er2O3 NC. La valeur Qm élevée (225,88 mg NB/g) à 313 K a validé une meilleure compétence de sorption du GG-PAAm/Er2O3 NC pour la confiscation NB. Le taux de sorption du NB sur la surface du sorbant était régi par un modèle cinétique de pseudo-deuxième ordre avec diffusion intraparticule et film liquide contrôlant le taux global. Le ΔH° positif (15,35–17,86 kJ/mol) suggérait une physisorption endothermique, tandis que le ΔS° (0,079–0,087 kJ/mol/K) indiquait un caractère aléatoire accru à l'interface sorbant-solution NB. Le ΔG° négatif (− 8,41 à − 9,67 kJ/mol) a gouverné la spontanéité et la faisabilité du procédé. L'adsorbant régénéré a démontré de bonnes performances jusqu'au cinquième cycle sans grande perte d'efficacité, ce qui impliquait que GG-PAAm/Er2O3 NC pouvait être utilisé comme adsorbant efficace et puissant pour les colorants cationiques, y compris la séquestration NB des eaux usées.

Les ensembles de données utilisés et/ou analysés au cours de l'étude actuelle sont disponibles auprès de l'auteur correspondant sur demande raisonnable.

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L'auteur (DH) remercie le ministère des Affaires tribales, Govt. de l'Inde pour l'attribution d'une bourse de recherche senior, tandis que (SSA) reconnaît le soutien financier par le biais du numéro de projet de soutien aux chercheurs de l'Université de Taif (TURSP-2020/90), Université de Taif, Taif, Arabie saoudite.

Département de chimie, Jamia Millia Islamia, Jamia Nagar, New Delhi, 110 025, Inde

Daud Hussain, Suhail Ayoub Khan et Tabrez Alam Khan

Département de chimie, Collège des sciences, Université de Taif, PO Box 110999, Taif, 21944, Arabie saoudite

Salman S.Alharthi

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DH : conceptualisation, investigation, méthodologie, curation des données, analyse formelle, écriture—ébauche originale, SAK : investigation, méthodologie, curation des données, logiciel, analyse formelle, édition ; TAK : conceptualisation, validation, édition, ressources, supervision ; SSA : validation, édition, ressources.

Correspondance à Tabrez Alam Khan.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

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Hussain, D., Khan, SA, Khan, TA et al. Confiscation efficace en phase liquide du bleu de Nil à l'aide d'un nouveau nanocomposite hybride synthétisé à partir de gomme de guar-polyacrylamide et d'oxyde d'erbium. Sci Rep 12, 14656 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-18591-0

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Reçu : 06 avril 2022

Accepté : 16 août 2022

Publié: 29 août 2022

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-022-18591-0

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