tc süleyman demirel üniversitesi fen bilimleri enstitüsü haşhaş sapı ...

T.C. 

SÜLEYMAN DEMİREL ÜNİVERSİTESİ 

FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ 

HAŞHAŞ SAPI İLE BAZI AĞIR METALLERİN 

UZAKLAŞTIRILMASI 

Semiha KARACANLI 

Danışman: Doç. Dr. Fethiye GÖDE 

YÜKSEK LİSANS TEZİ 

KİMYA ANABİLİM DALI 

ISPARTA - 2011

İÇİNDEKİLER 

i 

Sayfa 

İÇİNDEKİLER ...........................................................................................................i 

ÖZET ........................................................................................................................iii 

ABSTRACT ..............................................................................................................iv 

TEŞEKKÜR ..............................................................................................................v 

ŞEKİLLER DİZİNİ...................................................................................................vi 

ÇİZELGELER DİZİNİ ............................................................................................viii 

SİMGELER VE KISALTMALAR DİZİNİ ..............................................................ix 

1. GİRİŞ ......................................................................................................................1 

1.1. Kuramsal Temeller ..............................................................................................2 

1.1.1. Ağır metaller .....................................................................................................2 

1.1.1.1. Krom ..............................................................................................................4 

1.1.1.2. Bakır ..............................................................................................................5 

1.1.1.3. Kadmiyum .....................................................................................................5 

1.1.2. Haşhaş sapı .......................................................................................................7 

1.1.3. İyon değiştirme .................................................................................................7 

1.1.4. Adsorpsiyon ......................................................................................................8 

1.1.4.1. Fiziksel adsorpsiyon........................................................................................8 

1.1.4.2. Kimyasal adsorpsiyon ……………................................................................9 

1.1.4.3. İyonik adsorpsiyon ……………………………………………………….....9 

1.1.5. Adsorpsiyon izotermleri ....................................……………………………...9 

1.1.5.1. Freundlich adsorpsiyon izotermi ……….………………………………....10 

1.1.5.2. Langmuir adsorpsiyon izotermi ……………………………………………11 

1.1.5.3. Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izotermi ...............................................11 

1.1.6. Adsorpsiyon kinetiği................................................………………………….12 

1.1.7. Adsorpsiyon termodinamiği…………………………………………………..15 

1.1.8. İndüktif eşleşmiş plazma (ICP).........................................................................16 

1.1.9. Atomik absorpsiyon spektroskopisi (AAS)......................................................18 

2. KAYNAK ÖZETLERİ...........................................................................................20 

3. MATERYAL VE YÖNTEM ……………………….............................................25 

3.1. Materyal...............................................................................................................25

3.1.1. Kullanılan adsorbanlar ve kimyasal maddeler..................................................25 

3.1.2. Haşhaş sapı.......................................................................................................25 

3.1.3. Tartarik asit ......................................................................................................25 

3.1.4. Kimyasal maddeler…………...........................................................................26 

3.1.5. Kullanılan cihazlar………................................................................................26 

3.2. Yöntem................................................................................................................26 

3.2.1. Kullanılan çözeltilerin hazırlanması.................................................................26 

3.2.2. Haşhaş sapının modifiye edilmesi……………...........……………………….27 

3.2.3. FT-IR analizleri……………………………………………………………….29 

3.2.4. Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve Cd(II) için adsorpsiyon deneyleri…………….......30 

3.2.4.1. Konsantrasyon deneyleri……………………………………………………30 

3.2.4.2. pH deneyleri…………………………………………………………….......31 

3.2.4.3. Sıcaklık deneyleri…………………………………………………………...31 

3.2.4.4. Zaman deneyleri…………………………………………………………….31 

3.2.4.5. Adsorban madde miktarı deneyleri…………………………………………31 

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA.....................................................32 

4.1. Adsorpsiyon Deneyleri........................................................................................32 

4.1.1. Konsantrasyonun adsorpsiyona etkisi ..............................................................32 

4.1.2. Sıcaklığın sorpsiyona etkisi…………………………………………………..35 

4.1.3. Adsorban madde miktarı etkisi….....................................................................38 

4.1.4. Adsorpsiyona temas süresi etkisi......................................................................41 

4.1.5. Sorpsiyona pH etkisi………………………………………………………….48 

4.2. Adsorpsiyon İzotermleri......................................................................................51 

4.2.1. Freundlich ve Langmuir adsorpsiyon izotermi ................................................51 

4.2.2. Dubinin-Radushkevich (D-R) adsorpsiyon izotermi........................................55 

4.3. Adsorpsiyon Termodinamiği………………..…………………………………………….................56 

4.4. Adsorpsiyon Kinetiği…………………………………………………………...61 

5. SONUÇ ..................................................................................................................63 

6. KAYNAKLAR ......................................................................................................68 

ÖZGEÇMİŞ ...............................................................................................................72 

ii

ÖZET 

Yüksek Lisans Tezi 

HAŞHAŞ SAPI İLE BAZI AĞIR METALLERİN UZAKLAŞTIRILMASI 


Süleyman Demirel Üniversitesi 

Fen Bilimleri Enstitüsü 

Kimya Anabilim Dalı 

Danışman: Doç. Dr. Fethiye GÖDE 

Sulu çözeltilerden haşhaş sapı yardımıyla ağır metal adsorbsiyonunu artırmak için 

yeni bir metod geliştirilmiştir. Haşhaşlar hasat edildikten sonra tarlada kalan haşhaş 

sapları toplanarak farklı tartarik asit (TA) konsantrasyonlarında (0,1 M -1,5 M) 90 ºC 

de 90 dakika süreyle modifiye edilmiştir. Modifiye haşhaş sapı (TMHS) ve baz 

ekstraksiyonu yapılmış haşhaş sapı (BEHS) performansları modifiye edilmemiş 

haşhaş sapı (HS) ile karşılaştırmalı olarak çalışılmıştır. Bu tezde, Cr(III), Cr(VI), 

Cu(II), ve Cd(II) iyonlarının sulu çözeltilerden farklı deneysel koşullarda 

uzaklaştırılması çalışılmıştır. Tartarik asitle modifiye edilmiş (TMHS), modifiye 

edilmemiş (HS) ve baz ekstraksiyonu yapılmış (BEHS) haşhaş saplarına ait 

adsorpsiyon kapasiteleri karşılaştırılmıştır. Başlangıç ağır metal konsantrasyonları, 

sıcaklık, pH, zaman ve adsorban madde miktarının adsorpsiyona etkileri 

incelenmiştir. Adsorbsiyon kinetikleri çalışılarak mevcut sistem için 25 ºC de 

Langmuir, Freundlich, Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izotermlerine 

uygulanabilirliği test edilmiştir. TMHS, Cr(VI) iyonlarının uzaklaştırılmasında 

etkiliyken, BEHS ve HS sorbentleri diğer iyonlar için sulu çözeltilerden ağır metal 

uzaklaştırılmasında daha etkili bulunmuştur. 

Anahtar Kelimeler: Haşhaş sapı, tartarik asit, modifikasyon, sorpsiyon, Langmuir 

adsorpsiyon izotermi, Freundlich adsorpsiyon izotermi, Dubinin-Radushkevich 

adsorpsiyon izotermi. 

2011, 72 sayfa 

iii

ABSTRACT 

M.Sc. Thesis 

REMOVAL OF SOME HEAVY METALS BY USING OPIUM STALKS 


Süleyman Demirel University 

Graduate School of Applied and Natural Sciences 

Chemistry Department 

Supervisor: Assoc. Prof.Dr. Fethiye GODE 

A method was developed to enhance heavy metal adsorption of opium stalks for 

aqueous solutions treatment. Opium stalks was collected from waste timber industry 

and modified with different tartaric acid (TA) concentrations (0,1-1,5 M) at 90°C for 

90 min. The performance of the modified opium stalks (TAHS) and base extraction 

opium stalks (BEHS) against unmodified opium stalks (HS) has also been carried 

out. The removal of heavy metals (Cr(III), Cr(VI), Cu(II), and Cd(II)) from aqueous 

solutions under different experimental conditions was used in this study. TAmodified(TMHS), 

non-extracted (HS) and base extraction (BEHS) opium stalks were 

compared for adsorption capacity. The effects of initial heavy metals concentration, 

temperature, pH, time and adsorbent dosage have been reported. The sorption 

kinetics have been tested and the applicability of the Langmuir, Freudlich and 

Dubinin-Radushkevich adsorption isotherms for the present system have been tested 

at 25°C. TMHS, Cr (VI) ions removal was effective, BEHS and HS sorbents were 

found to efficiently remove heavy metals from aqueous solutions. 

Key Words: Opıum stalks, tartaric acid, modification, sorption, Langmuir 

adsorption isotherms, Freudlich adsorption isotherms, Dubinin-Radushkevich 

adsorption isotherms. 

2011, 72 pages 

iv

TEŞEKKÜR 

S.D.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya Anabilim Dalı Yüksek Lisans Programı 

çerçevesinde hazırladığım ‘Haşhaş Sapı ile Bazı Ağır Metallerin Uzaklaştırılması‘ 

konulu tezim için bana her türlü desteği veren ve yardımlarını esirgemeyen, 

çalışmalarımın gerçekleştirilmesi için gerekli ortamı hazırlayan Danışman Hocam 

Doç. Dr. Fethiye GÖDE’ye sonsuz saygı ve teşekkürlerimi sunarım. 

Kimya Bölüm Başkanı Prof. Dr. Mustafa CENGİZ’e ve tez çalışmam süresince 

yardımlarını ve manevi desteğini eksik etmeyen yüksek lisans öğrencisi arkadaşım 

Emel TARIM‘a ve tüm dostlarıma teşekkür ederim. 

2063-YL–09 numaralı proje ile beni destekleyen S.D.Ü. Bilimsel Araştırma Projeleri 

Birimine teşekkürlerimi sunarım. 

Maddi ve manevi destekleri ile iyi ve kötü günlerimde daima yanımda olan aileme, 

çalışmalarım boyunca bana emeği geçen ve özveri gösteren herkese sonsuz sevgi ve 

minnetlerimi sunarım. 

v 


ISPARTA, 2011

ŞEKİLLER DİZİNİ 

Şekil 1.1. Vücut sıvısındaki konsantrasyona bağlı olarak ağır metallerin etkileri..….3 

Şekil 1.2. Freundlich adsorpsiyon izotermi ……………………………………...…11 

Şekil 1.3. ICP kaynağının temel kısımları.................................................................17 

Şekil 1.4. Atomik absorpsiyon spektroskopisi genel şeması.....................................18 

Şekil 3.1. Farklı konsantrasyonlardaki tartarik asitle (TA) modifiye talaşın........... 

Cr(VI) tutulumu……………………………..................................................29 

Şekil 3.2. HS ve BEHS için FT-IR Spektrumu……………………………..............30 

Şekil 3.3. HS BEHS ve TMHS için FT-IR Spektrumu……….…………………....31 

Şekil 4.1. TMHS, BEHS ve HS’ nin farklı konsantrasyonlardaki Cr(III)...…… 

adsorpsiyonu………………...........................................................................34 

Şekil 4.2. TMHS, BEHS ve HS’ nin farklı konsantrasyonlardaki Cu(II)......…… 

adsorpsiyonu...................................................................................................34 

Şekil 4.3. TMHS, BEHS ve HS’ nin farklı konsantrasyonlardaki Cd(II)………… 

adsorpsiyonu........................................................................................................34 

Şekil 4.4.TMHS, BEHS ve HS’ nin farklı konsantrasyonlardaki Cr(VI)…… 

adsorpsiyonu...................................................................................................35 

Şekil 4.5. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(III) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi………..36 

Şekil 4.6. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi ……….36 

Şekil 4.7. HS, TMHS, BEHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi ………...37 

Şekil 4.8. HS, TMHS, BEHS’ nin Cd (II) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi………..37 

Şekil 4.9. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(III) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi...38 

Şekil 4.10. HS, TMHS, BEHS’nin Cu (II) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi..39 

Şekil 4.11. HS, TMHS, BEHS’ nin Cd (II) adsorpsiyonuna sorbent dozunun………... 

etkisi................................................................................................................40 

Şekil 4.12. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna sorbent dozunun 

etkisi…............................................................................................................41 

Şekil 4.13. TMHS, HS, BEHS’ nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi...41 

Şekil 4.13.a. BEHS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………….42 

Şekil 4.13.b. HS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi ………………..42 

Şekil 4.13.c. TMHS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi…………….42 

vi

Şekil 4.14. TMHS, HS, BEHS’nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresini etkisi…..43 

Şekil 4.14.a. BEHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………...44 

Şekil 4.14.b. TMHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………..44 

Şekil 4.14.c. HS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi.........................44 

Şekil 4.15. TMHS, HS, BEHS nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi….45 

Şekil 4.15.a. BEHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………….45 

Şekil 4.15.b. HS‘nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi .……………….45 

Şekil 4.15.c. TMHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi…………….46 

Şekil 4.16. TMHS, HS, BEHS’ nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi....46 

Şekil 4.16.a. BEHS’nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………….47 

Şekil 4.16.b. HS’ nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresini etkisi ………………...47 

Şekil 4.16.c. TMHS ‘nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi …………...47 

Şekil 4.17. TMHS, BEHS ve HS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi ….……..48 

Şekil 4.18. TMHS, BEHS ve HS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi ….…….49 

Şekil 4.19. TMHS, BEHS ve HS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi …….…...50 

Şekil 4.20. TMHS, BEHS ve HS’ nin Cd(II) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi ………...50 

vii

ÇİZELGELER DİZİNİ 

Çizelge 3.1. Wong ve arkadaşlarının farklı organik asitlerle modifiye ettikleri BE…... 

üzerindeki Cu(II) tutulum sonuçları………....................................................27 

Çizelge 4.1. Farklı adsorban maddelerin metal turulumunda maksimum %......... 

sorpsiyon. değerleri.........................................................................................40 

Çizelge 4.2. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve Cd(II) iyonları sorpsiyonunda 

Freundlich adsorpsiyon izoterm parametreleri....................................................53 

Çizelge 4.3. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II), Cd(II) iyonları sorpsiyonunda…... 

Langmuir adsorpsiyon izoterm parametreleri.................................................54 

Çizelge 4.4. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II), Cd(II) iyonları sorpsiyonunda….. 

Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izoterm parametreleri…........................55 

Çizelge 4.5. HS adsorbanı için termodinamik parametreler………………………...57 

Çizelge 4.6. BEHS adsorbanı için termodinamik parametreler……………………..58 

Çizelge 4.7. TMHS adsorbanı için termodinamik parametreler.................................59 

Çizelge 4.8. HS, BEHS ve TMHS ağır metal adsorpsiyonu için 1. ve 2..derece 

Pseudo kinetik model sabitleri ve korelasyon katsayıları………...........…...62 

viii

As Adsorpsiyon kapasitesi (mmol/g) 

SİMGELER DİZİNİ 

qe Birim adsorban ağırlığı başına adsorplanan madde miktarı (mmol/g) 

Ce Adsorpsiyondan sonra çözeltide kalan maddenin konsantrasyonu (mmol/L) 

Kb Adsorpsiyon enerji sabiti (L/mmol) 

n Yüzey bağlanma enerjisiyle ilgili sabit 

Kf Adsorplama kapasitesi (mmol/g) 

R 2 Korelasyon katsayısı 

q Tutulan madde konsantrasyonu, (mg/L) 

qm Adsorplayan maddenin maksimum sorpsiyon kapasitesi, (mg/g) 

ε Polanyi potansiyeli 

ß Enerji sorpsiyonu ile ilgili bir sabit (mol 2 /kJ -2 ) 

qt t anında adsorban ağırlığı başına adsorplanan madde miktarı (mg/g) 

R Gaz sabiti (8.314 J/mol K) 

T Mutlak sıcaklık (Kelvin) 

�Gº Serbest enerji değişimi (kJ/mol) 

�Hº Entalpi değişimi (kJ/mol) 

�Sº Entropi değişimi (kJ/mol) 

E Sorpsiyon enerjisi (kJ/mol) 

K Adsorpsiyon denge sabiti 

ICP İndüksiyonla eşleşmiş plazma 

AAS Atomik absorpsiyon spektroskopisi 

FT-IR Fourier Transform Infrared Spectroscopy 

D-R Dubinin- Raduskevich izotermi 

HS Modifiye edilmemiş haşhaş sapı 

TMHS Tartarik asit ile modifiye edilmiş haşhaş sapı 

BEHS Baz ekstraksiyonu yapılmış haşhaş sapı 

ix

1.GİRİŞ 

Sanayi ve diğer atıklardan kaynaklanan çevre kirlenmesi, günümüzde karşılaşılan 

ciddi sorunlardan birisidir. Dünyada giderek artan nüfusla birlikte gelişen teknoloji 

ve hızlı sanayileşme, çok büyük ve çözülmesi giderek zorlaşan bir problemi, çevre 

kirliliğini de beraberinde getirmiştir. Bugün bu kirlilik doğanın dengesini bozar 

duruma gelmiş ve insan yaşamını tehdit eden boyutlara ulaşmıştır. Günümüzde 

kentler içinde veya yakın çevrelerinde kurulmuş olan özellikle kimya, besin, tekstil, 

kâğıt ve deri gibi çeşitli endüstrileri içeren fabrikaların atık suları ve ağır metal 

içermeyen şehir merkezlerinde konutların mutfak, banyo ve tuvaletlerinde ortaya 

çıkan ve çoğunlukla şehir kanalizasyon şebekesine bırakılan evsel kökenli atık sular, 

göl, deniz, akarsu gibi suları kirleten en önemli kaynak haline gelmiştir (Moral, 

2006). Nitekim ekosistemin bir bölümünü oluşturan su ortamı, kullanılmış sular ve 

diğer atıklar için bir alıcı ve uzaklaştırıcı bölge olarak kullanıldığında, ekosistem 

içinde hava ve toprağa oranla en yoğun kirlenmeye uğrayan kısım halini almıştır. 

Doğal dengeyi bozan bu kirletici unsurlar şu şekilde gruplandırılabilir: Organik 

maddeler, endüstriyel atıklar, petrol türevleri, yapay tarımsal gübreler, deterjanlar, 

radyoaktivite, pestisidler, inorganik tuzlar, yapay organik kimyasal maddeler ve atık 

ısı. Ağır metaller bu sınıflandırmaya göre, endüstriyel atıklar ve bazı pestisidler 

içinde yer alıp ekolojik dengeyi tehdit eder düzeye ulaşmaktadır. Bu sebeple, 

çevresel su örneklerinde bulunan ağır metallerin kantitatif tayini oldukça önemlidir 

(İnce, 2005). 

İnsan vücudu için esansiyel olan ve olmayan metaller başta besinler olmak üzere 

diğer bazı yollarla (su, hava gibi) alınmaktadır. Böylece “vücut metal yükü” 

oluşmakta; bazıları ise (alüminyum, kurşun ve kadmiyum gibi) yaş ile birikerek 

vücuttaki konsantrasyonları artmaktadır. Zehirlilik etkisine sahip maddeler düşük 

derişimlerde bulunmaları halinde bile insan sağlığına zarar vererek hastalıklara ve 

hatta ölümlere neden olabilirler. Ağır metal içeren endüstriyel atık suların, alıcı 

ortamlara deşarjlarından önce arıtılması, ekolojik dengenin ve insan sağlığının 

korunması açısından önemlidir (Dinçtürk, 2007). 

1

1.1. Kuramsal Temeller 

1.1.1. Ağır metaller 

Ağır metal fiziksel özellik açısından yoğunluğu 5 g/cm 3 ’ten daha yüksek olan 

metaller için kullanılan bir terimdir ve bu gruba kurşun, kadmiyum, krom, demir, 

kobalt, bakır, nikel, civa ve çinko olmak üzere 60’tan fazla metal dâhildir. Bu 

elementler doğaları gereği yer kürede genellikle karbonat, oksit, silikat ve sülfür 

halinde stabil bileşik olarak veya silikatlar içinde hapis olarak bulunurlar. Her ne 

kadar metallerin yoğunluk değeri üzerinden hareketle ekolojik sistem üzerindeki 

etkileri tanımlanmaya/gruplandırılmaya çalışılıyorsa da gerçekte metallerin yoğunluk 

değerleri onların biyolojik etkilerini tanımlamaktan çok uzaktır. Örneğin yoğunluğu 

3,65 g/cm 3 olan baryumun veya 4,51 g/cm 3 olan titanyumun biyolojik sistemlere 

kadmiyum (8,65 g/cm 3 ), kurşun (11,34 g/cm 3 ) veya lantanit grubu metallerden (5,25- 

9,84 g/cm 3 ) çok farklı etkide bulunduğu kesindir. Bir elementin yoğunluğu aslında 

periyodik sistemdeki (grup ve gruptaki sıra) yerinin, kimyasal özellikleri de 

elementin ait olduğu grubun fonksiyonudur. Metallerin ekolojik sistem üzerine 

etkilerinden bahsederken aslında metalin ait olduğu grubun ele alınması ve bu 

özelliğin vurgulanması biyolojik etki açısından çok daha anlamlıdır. Ağır metallerin 

ekolojik sistemde yayınımları dikkate alındığında doğal çevrimlerden daha çok 

insanın neden olduğu etkiler nedeniyle çevreye yayınımı söz konusu olduğu 

görülmektedir. Yıllık olarak doğal çevrimler sonucu 7600 ton Cd, 18800 ton arsenik, 

3600 ton civa ve 332000 ton kurşun atmosfere atılmakta iken insan faaliyetleri 

sonucu deşarj edilen miktarlar dikkate alındığında ise selenyum (19 kat), kadmiyum 

(8 kat), cıva, kurşun, kalay (6 kat), arsen, nikel ve krom (3 kat) daha fazladır 

(Kahvecioğlu vd., 2004). 

2

Şekil 1.1. Vücut sıvısındaki konsantrasyona bağlı olarak ağır metallerin 

etkileri (Kahvecioğlu vd., 2004) 

Şekil 1.1’den de görüldüğü gibi ağır metaller konsantrasyon sınırını aştıkları zaman 

toksik olarak etki gösterirler. Bu genel gösterimin aksine ağır metaller canlı 

bünyelerde sadece konsantrasyonlarına bağlı olarak etki göstermezler, etki canlı 

türüne ve metal iyonunun yapısına bağlıdır (çözünürlük değeri, kimyasal yapısı, 

redoks ve kompleks oluşturma yeteneği, vücuda alınış şekline, çevrede bulunma 

sıklığına, lokal pH değeri vb.). Bu nedenle özellikle düzenli olarak tüketildiğinden 

dolayı içme sularının ve yiyeceklerin içerebileceği maksimum konsantrasyon sınır 

değerleri belirlenmiştir ve yasal kuruluşlar tarafından düzenli olarak kontrol edilmesi 

zorunludur (Kahvecioğlu vd., 2004). 

Halk sağlığı açısından toksik olan bazı metaller, bu metallerin özellikleri ve 

etkilerine ilişkin bilgiler aşağıda özetlenmiştir. 

3

1.1.1.1. Krom 

Yer kabuğunun doğal bileşenlerinden biri olan krom; metalurji ve kimya sanayinin 

temel elementlerinden biridir. Krom kimyasalları, paslanmayı önleyici özellikleri 

dolayısıyla uçak ve gemi sanayinde yaygın olarak; kimya endüstrisinde de sodyum 

bikromat, kromik asit ve boya hammaddesi yapımında, metal kaplama, deri 

tabaklama, boya maddeleri (pigment), seramikler, parlatıcı gereçler, katalistler, 

organik sentetikler, konserve yapma ajanları, su işleme, sondaj çamuru ve diğer 

birçok alanda tüketilir (Kahvecioğlu vd., 2004). Tabiatta % 0,037 oranında bulunur. 

Başlıca cevheri kromit (FeO.Cr2O3)’tir (Duran, 2000). Krom, +2 ile +6 arasındaki 

yükseltgenme hallerinde bulunabilir. Topraklar ve kayalar az miktarda krom 

içerebilir ve bu krom neredeyse her zaman üç değerli haldedir. Havada krom 

aerosoller biçiminde vardır. Islak ve kuru tortulaşma yoluyla atmosferden ayrılabilir. 

Hem üç değerli hem de altı değerli krom havaya salınır. Analitik güçlükler nedeniyle 

ortamdaki krom türünün saptanması nadiren mümkün olur. Krom (0), krom (III) ve 

krom (VI) formunda bulunabilen krom bileşikleri, tatsız ve kokusuzdur. Sadece krom 

(III) bileşikleri vücut için diyetle eser miktarlarda alınması gerekli elementlerdir. 

Diğer formlardaki kroma vücudun ihtiyacı yoktur. Krom partikülleri havaya 

karıştığında 10 gün kadar kalabilir. Toprak partiküllerine sıkıca yapışır. Suda dibe 

çöker, topraktan küçük miktarlarda sulara karışabilir. Havadan solunarak, suyla ve 

besinlerle vücuda alınabilir (Reddy, 2003). Cr(III) bitki ve hayvan metabolizmasında 

önemli rol oynarken, Cr(VI) bakteriler, bitkiler ve hayvanlar için zehirleyicidir (Acar 

ve Malkoc, 2004). Cr(VI) deri tarafından kolaylıkla absorbe edilen güçlü bir 

oksidanttır (Bishnoi et al., 2004). Ayrıca karaciğere zarar vermekte, ödem 

oluşturmakta ve ülserle sonuçlanan deri irritasyonuna sebep olmaktadır (Kobya, 

2004). Krom, saç, idrar, serum, kırmızı kan hücreleri ve kanda tespit edilebilir. 

4

1.1.1.2. Bakır 

Bakır, bitkiler, hayvanlar ve insanlar için yaşamsal öneme sahip bir elementtir. 

Biyolojik önemi demire yakındır. Bakır çok yaygın bir maddedir ve doğada doğal 

olarak bulunur ve doğal olaylar yoluyla doğada yayılır. İnsanlar bakırı yaygın bir 

şekilde kullanırlar. Örneğin endüstride ve tarımda kullanılır. Bakır üretimi, son on 

yılda çok gelişmiştir ve buna bağlı olarak doğadaki bakır miktarı artmıştır 

Bakır birçok çeşit gıdada, içme suyunda ve havada bulunabilir. Bundan dolayı her 

gün yiyerek, içerek ve soluyarak önemli bir miktar bakırı vücudumuza alırız. Bakırın 

absorbsiyonu gereklidir, çünkü bakır insan sağlığı için gerekli olan bir eser 

elementtir. İnsanlar vücutta yüksek konsantrasyondaki bakırı tolere edebilmesine 

rağmen, çok fazla bakır önemli sağlık problemlerine yol açabilmektedir. Havadaki 

bakır konsantrasyonu genellikle oldukça düşüktür, bundan dolayı soluma yolu ile 

bakıra maruz kalma ihmal edilebilir düzeydedir. Bakırdan tesisata sahip evlerde 

yaşayan kişiler çoğu kişiye oranla daha fazla bakır miktarına maruz kalmaktadırlar, 

çünkü bakır, korozyona uğramış borulardan içme suyuna geçmektedir (Ercan, 2008). 

İçme sularında Dünya Sağlık Örgütü tarafından açıklanan sınır değeri, 2 mg/L’dir. 

Gün içinde alınabilen maksimum bakır değeri, kadınlarda 12 mg/gün, erkeklerde 10 

mg/gün, 6-10 yaş grubu çocuklarda ise 3 mg/gündür. 

1.1.1.3. Kadmiyum 

En önemli endütsriyel ve çevresel kirleticilerden biri olan ve canlılar üzerindeki 

çeşlitli toksik etkileri bilinen kadmiyum, esansiyel olmayan, ağır metallerden biridir. 

(Aydoğdu vd., 2006). Filizlerinde çinko ile beraber CdS halinde bulunur. Doğada 0 

ve +2 değerlikli olmak üzere iki yükseltgenme basamağında bulunabilmesine karşın 

metalik hali oldukça nadir görülür. Sulu çözeltileri renksizdir (Duran, 2000). İnsan 

yaşamını etkileyen önemli kadmiyum kaynakları, sigara dumanı, rafine edilmiş 

yiyecek maddeleri, su boruları, kahve, çay, kömür yakılması, kabuklu deniz ürünleri, 

kullanılan gübreler ve endüstriyel üretim aşamalarında oluşan baca gazlarıdır. 

Endüstriyel olarak kadmiyum zehirlenmesi kaynak yapımı sırasında kullanılan 

5

alaşım bileşimleri, elektrokimyasal kaplamalar, kadmiyum içeren boyalar ve 

kadmiyumlu piller ile olur. Kadmiyum önemli miktarda gümüşlü kaynaklarda ve 

sprey boyalarda da kullanılmaktadır. Ayrıca sigara önemli bir kadmiyum kaynağıdır 

ve bir adet sigara 1-2 μg kadmiyum içerir (Public Health Statement for Cadmium, 

July, 1999). 

Kadmiyumun en önemli kullanım alanı, Ni-Cd, Ag-Cd ve Hg-Cd pilleridir 

Kadmiyumun yoğun olarak kullanıldığı diğer bir alan da boya endüstrisidir. 

Bunlardan başka stabilizatör olarak plastik ve sentetik elyaf sanayiinde, televizyon 

tüpleri ve floresan lamba imalatında, nükleer reaktör kontrol sistemlerinde ve 

alaşımlarda kullanılır. 

Kadmiyum vücutta %20’lik gibi bir oranla çok iyi absorbe edilemiyor olsa bile, bu 

diğer birçok metale kıyasla oldukça yüksek bir orandır. Kadmiyum içeriği 0,01 

mg/m 3 havanın 14 günden daha fazla solunması durumunda kronik akciğer 

rahatsızlıkları ve böbrek yetmezliği ortaya çıkar. Çünkü kadmiyum ve bileşikleri 

genellikle böbrekler ve karaciğerde birikirler. İlerleyen yaşlarla böbreklerdeki 

birikim yüksek tansiyona da sebep olabilmektedir. Kısa süreli olarak 0,05 mg/kg 

kadmiyum alınımı mide rahatsızlıklarına neden olurken, uzun süreli (>14 gün) 0,005 

mg/kg/gün dozu böbrek ve kemiklerde önemli problemlere neden olmaktadır. 

Kadmiyumdan kaynaklanan akut zehirlenmelerde öncelikle halsizlik, başağrısı, ateş, 

terleme, kaslarda gerilme ve ağrıyla beraber kusma 24 saat içinde ortaya çıkar ve 3. 

gün en şiddetli belirtileri göstererek yeni bir yükleme söz konusu değil ise 1 hafta 

içinde kaybolmaya başlar. Kronik kadmiyum zehirlenmesinde ortaya çıkan en 

önemli etki özellikle akciğer ve prostat kanseridir. Kronik zehirlenme böbrek hasarı 

ile ortaya çıkar ve idrarda düşük moleküllü protein görülür. Aşırı dozda kadmiyum 

alımı (60-480 μg/g böbrek) böbrekler üzerinde tahrip edici etkinin ortaya çıkmasına 

yol açar ve etki kuşlar da dahil olmak üzere tüm canlılarda görülmektedir. 

Kadmiyum zehirlenmesine bağlı olarak kemik erimesi ve buna bağlı hastalıklarda 

görülür. Diğer taraftan kansızlık, dişlerin dökülmesi ve koku duyumunun yitirilmesi 

de önemli etkileridir. 

6

1.1.2. Haşhaş sapı 

Ülkemizde çiftçinin hayatında geleneksel bir ürün olarak tanımlanan haşhaş bitkisi 

(papaver Somniferum L.) tek yıllık bir kültür bitkisidir. Tüm dünyada önemli bir 

sanayi bitkisi olan haşhaşın tarımının Anadolu’da M.Ö 3000 yılından bu yana 

yapıldığı ve anavatanının Ön Asya olduğu bilinmektedir. 

Haşhaşın kapsülünde ihtiva ettiği alkaloidlerinden (Morfin, Thebain, Kodein, v.s), 

%44-54 yağ ihtiva eden tohumundan (yağ sanayinde, pasta ve börek yapımında, 

çerez olarak), küspesinde hayvan yemi olarak, sapından da yakacak olarak 

faydalanılmaktadır. Bu çalışmada haşhaş sapının selülozik özelliğinden dolayı 

adsorpsiyon çalışmasında adsorban madde olarak kullanılmıştır. 

1.1.3. İyon değiştirme 

Bulunduğu çözeltideki diğer iyonlarla tersinir olarak değişebilen iyonlar içeren 

çözünmez maddelere, iyon değiştiriciler denir. Bir iyon değiştirici reçinenin çalışma 

prensibi, hareketli faz olan ve zıt iyonlar taşıyan faz ile sabit yüklü gruplar ihtiva 

eden çözünmeyen maddeler arasındaki elektrik yüklerinin dengelenmesi şeklindedir. 

İyon değiştirme, iyon değiştirici katı faz ile sıvı faz arasındaki iyon değişimi esasına 

dayanır. İyon değiştirme dengesi 

M - A + + B + M - B + + A + (1.1) 

şeklinde ifade edilebilir. M - iyon değiştiricinin sabit anyonik kısmını, A + ise sulu 

çözeltide, B + katyonları ile yer değiştiren katyonları göstermektedir. En çok 

kullanılan iyon değiştiriciler, üç boyutlu hidrokarbon zincirlerinden oluşan matriksler 

içeren organik iyon değiştirici reçinelerdir. İyon değiştirici reçineler anyonları 

değiştirebiliyorsa anyon değiştirici olarak isimlendirilir. İyon değiştirme kapasitesine 

etki eden faktörlerin başında, katyon türlerinin cinsi, tane boyutu dağılımı, değerlik, 

sıcaklık ve çözeltideki katyon türlerinin konsantrasyonu gelmektedir. İyon değiştirme 

reaksiyonu tersinirdir. Sağa doğru yürüyen reaksiyonun derecesi, reçinelerin 

7

tercihine ya da seçimliliğine bağlıdır. İdeal bir iyon değiştirici, düzenli yapı, hızlı 

değiştirme, kimyasal kararlılık, fiziksel kararlılık, ısısal kararlılık ve uygun tanecik 

büyüklüğü gibi özellikler taşır (Moral, 2006). 

İyon değiştirme yöntemi başta su saflaştırma olmak üzere birçok alanda kullanılır. 

Endüstrinin gelişmesiyle birlikte, doğal ve sentetik inorganik reçinelerin önemi 

artmıştır. İlk yapılan reçineler stiren-divinil benzen polimeri temeline dayanan, 

kuarterner amonyum gruplu kuvvetli baz anyon değiştirici reçinelerdir (Göde, 2002). 

1.1.4. Adsorpsiyon 

Adsorbsiyon, çözünmüş moleküllerin çözücüyü reddetme özelliği veya katıya olan 

ilgisi veya her ikisinin kombinasyonu sonucu katı yüzey (adsorbant) üzerinde 

birikimi olayıdır. Klasik arıtım sistemlerinde giderilemeyen veya bu sistemlerde 

toksik etki gösteren kirleticilerin atıksulardan gideriminde adsorbsiyon prosesi 

vazgeçilemeyen bir fiziksel arıtım yöntemi olarak karşımıza çıkar. Bunun yanısıra 

içme suyu arıtımında olduğu gibi mikroorganizma ile muamelenin istenmediği 

durumlarda da bu prosesin kullanımına sıkça rastlanmaktadır (Genç, 2005). 

Adsorpsiyon olayı sabit sıcaklık ve sabit basınçta kendiliğinden gerçekleştiği için, 

adsorpsiyon sırasındaki serbest entalpi değişimi daima negatif işaretlidir. Diğer 

taraftan, gaz ya da sıvı ortamında daha düzensiz olan tanecikler katı yüzeyinde 

tutunarak daha düzenli hale geldiğinden, adsorpsiyon sırasındaki entropi değişimi de 

daima negatif işaretlidir. Fiziksel, kimyasal ve iyonik olmak üzere üç tip 

adsorpsiyondan söz edilebilir. 

1.1.4.1. Fiziksel adsorpsiyon (Van der Waals adsorpsiyonu) 

Fiziksel adsorpsiyonda yüzeye tutunmayı sağlayan, zayıf Van der Waals 

kuvvetleridir. Bu adsorpsiyon türü, katı yüzey ile adsorplanan madde molekülleri 

arasındaki çekim kuvvetlerinin etkisiyle gerçekleşir. Adsorbent katının kristal örgüsü 

içine girmez ve çözünmez fakat yüzeyi tamamen kaplar. Düşük sıcaklık aralığında 

oluşabildiği gibi çok tabakalı ve rejenerasyonu kolay bir adsorpsiyon türüdür. 

8

Adsorpsiyon sonucu, ekzotermik olarak yoğuşma enerjisinden biraz fazla ısı açığa 

çıkar. Aktivasyon enerjisi düşük, bağlar tersinir ve zayıftır. 

1.1.4.2. Kimyasal adsorpsiyon 

Kimyasal adsorpsiyon sırasında taneciklerle katı yüzey arasında bir kimyasal bağ ve 

genellikle de kovalent bağ oluşmaktadır. Adsorpsiyon ısısı yaklaşık olarak 20 

kcal/mol den fazladır. Adsorpsiyon yüksek sıcaklıklarda meydana gelebilir. 

Adsorbatın basıncındaki artışla adsorplanan miktar azalır. Adsorpsiyon miktarı hem 

adsorbanın hem adsorbatın fonksiyonudur. Adsorpsiyon prosesi için bir aktivasyon 

enerjisi olasıdır. Tüm fiziksel adsorpsiyonlar ve çoğu kimyasal adsorpsiyonlar 

ekzotermik olduğu halde hidrojen gazının cam üzerinde tutunması gibi bazı kimyasal 

adsorpsiyonlar endotermik olabilmektedir. Bu duruma, hidrojenin cam üzerine 

atomlar halinde tutunması ve H2(g)-------->2H (cam) ayrışması için tepkime 

entropisinin büyük ölçüde pozitif işaretli olmasına yol açmaktadır. Kimyasal 

adsorpsiyonlar tersinmezdir ve kimyasal adsorpsiyonun hızını aktivasyon enerjisi 

belirler. Kimyasal adsorpsiyon sıcaklıkla artar (Sarıkaya, 2000; Erkayacan, 2007). 

1.1.4.3. İyonik adsorpsiyon 

İyonik adsorpsiyon, elektrostatik çekim kuvvetlerinin etkisiyle, yüzeydeki yüklü 

bölgelere iyonik özelliklere sahip adsorbatların tutunması olarak tanımlanabilir. 

Burada adsorplayan ile adsorplananın iyonik güçleri ve moleküler büyüklükleri 

önemlidir. Fiziksel, kimyasal ve iyonik adsorpsiyon arasında kesin bir ayrım 

yapılamaz, üçü aynı anda veya ardarda görülebilir (Akpınar,1998). 

1.1.5. Adsorpsiyon izotermleri 

Adsorplayıcı ve adsorplanan yanında sıcaklık da sabit tutulduğunda gaz tarafından 

adsorpsiyon yalnızca basınca, çözeltiden adsorpsiyon ise yalnızca derişime bağlıdır. 

Bu durumda, adsorplanan madde miktarının basınçla ya da derişimle değişimini 

9

veren bağıntıya adsorpsiyon izotermi denir. Adsorpsiyon izoterminde; adsorban 

madde tarafından tutulan maddenin miktarı, tutulan maddenin derişiminin ve 

sıcaklığın birer fonksiyonudur. Adsorpsiyon dengesi verileri izotermler, izobarlar ve 

izosterler cinsinden çizilebilir. Bir adsorpsiyon süreci, en iyi şekilde izotermlerden 

anlaşılabilir. Denel yoldan belirlenen adsorpsiyon izoterm verilerini tanımlamak için 

çok sık kullanılan denklemler Freundlich, Langmuir ve Brunauer-Emmet-Teller 

(BET) tarafından geliştirilmiştir (Göde, 2002). 

1.1.5.1. Freundlich adsorpsiyon izotermi 

En genel kullanım gören izotermlerden birisi Freundlich izotermidir. Freundlich’e 

göre bir adsorbantın yüzeyi üzerinde bulunan adsorblama alanları heterojendir yani 

farklı türdeki adsorblama alanlarından teşkil edilmiştir. Freundlich, çözeltilerin 

adsorblanmasını açıklamak için aşağıdaki eşitliği türetmiştir (Dinçtürk, 2007). 

Bu denklemde, 

qe = Kf Ce 1/n (1.2) 

Ce = Adsorblama sonrası çözeltide kalan maddenin konsantrasyonu (mg/dm 3 ). 

qe = Birim adsorbant üzerine adsorblanan madde miktarı (mg/g). 

Kf = Adsorblama kapasitesi (deneysel olarak hesaplanır). 

n = Adsorblama yoğunluğu. 

Freundlich izoterm denkleminde eşitliğin her iki yanının da logaritmasını alarak 

doğrusal hale getirirsek; 

log qe= log Kf + 1/n log Ce (1.3) 

ifadesi elde edilir. Log qe’nin log Ce’ye karşı değişimi grafiğe çizilirse Kf ve n 

sabitleri bulunur. Genel olarak Freundlich modeli, kirletici derişimi arttıkça, dengede 

adsorblanan miktarların arttığı, heterojen yüzeylerdeki adsorblamayı ifade eden daha 

gerçekçi bir modeldir. 

10

1.1.5.2. Langmuir adsorpsiyon izotermi 

Şekil 1.2. Freundlich adsorpsiyon izotermi 

Langmuir izoterm denklemi, aynı enerjiye sahip, adsorban yüzey üzerinde bulunan 

sabit sayıda alanın adsorpsiyonla tersinir olduğu varsayımına dayanır. Dengeye 

ulaşıldığında yüzey üzerine gelen moleküllerin sorpsiyon hızı aynıdır (Moral, 2006). 

Langmuir adsorpsiyon izotermi aşağıdaki şekilde ifade edilebilir. 

Ce/qe = 1/As. Kb + C/As (1.4) 

qe = Birim adsorban ağırlığı başına adsorplanan madde miktarı (mmol/g) 

Ce =Adsorpsiyondan sonra çözeltide kalan maddenin derişimi (mmol/L) 

Kb =Yüzey bağlanma enerjisiyle ilgili sabit (L/mmol) 

As = Adsorpsiyon kapasitesi 

1.1.5.3. Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izotermi 

Diğer izotermlerin çoğunda elde edilen sabitler, adsorblamanın fiziksel ve kimyasal 

özellikleri hakkında bilgi vermezler. Fakat D-R izoterminden hesaplanan ortalama 

adsorblama enerjisi, adsorblamanın fiziksel ve kimyasal özellikleri hakkında bilgi 

sahibi olmamızı sağlar. 

11

Bu izoterm homojen bir yüzey ve sabit bir adsorblama potansiyeli temeline 

dayanmaz. D-R izotermi aynı tip gözenekli yapılarda gerçekleşen adsorblama 

işlemlerini açıklamada kullanılır. Matematiksel olarak aşağıda gösterildiği gibi ifade 

edilir (Ho, 1999). 

ln qe = ln qm − k ε 2 (1.5) 

Denklemde ε = RTln(1+1/Ce) olarak ifade edilebilir. (1.6) 

Bu denklemde, 

Ce = Adsorblama sonrası çözeltide kalan maddenin konsantrasyonu (mg/dm 3 ). 

qe = Birim adsorbant üzerine adsorblanan madde miktarı (mg/g) 

ε = Polanyi potansiyeli 

qm = Adsorbantın maksimum kapasitesi 

k = D-R izotermi sabiti 

R = Evrensel gaz sabiti (8,314.10 -3 kJ/mol.K) 

T = Sıcaklık (K) 

lnqe’ ye karşılık ε 2 grafiği çizilirse, k ve qm değerleri hesaplanabilir. Bu izotermden 

elde ile k sabiti kullanılarak ortalama adsorblama enerjisi bulunabilir. 

E= (2k) -1/ 2 (1.7) 

Bulunacak olan enerji değerinin 8-16 kJmol -1 değerleri arasında yer alması 

adsorblamanın genel olarak iyon değişimi ile olduğu anlamına gelir. Enerjinin 8 kJ. 

mol -1 ’den küçük olması durumunda, adsorblama fiziksel etkileşmeler ile 

açıklanabilir. Bunun tersine, enerji değeri 8 kJ. mol -1 ’den daha büyük ise, adsorblama 

mekanizması kimyasal etkileşmeler ile açıklanabilir (Kurtoğlu, 2006). 

1.1.6. Adsorpsiyon kinetiği 

Gözenekli adsorbanlarda adsorpsiyon, üç aşamada meydana gelmektedir. İlk aşama, 

çözelti içindeki toplu geçiş ki, bu karıştırma nedeni ile hızlıdır, ikinci aşama, 

adsorbatın varsayılan bir film tabakasından difüzyonunu içeren film geçişidir ve 

12

sonuncu aşama ise adsorbat molekülleri adsorbanın gözeneklerinde difüzyon yoluyla 

gözenek hacmine girer ve gözenekli yüzey boyunca aktif adsorpsiyon bölgesine 

dağılırlar. Adsorbatın çözelti içindeki geçişi genellikle çok hızlıdır, bu nedenle genel 

adsorpsiyon hızına etkisi yok denecek kadar küçüktür. Film ve partikül difüzyonu 

çözeltilerin adsorpsiyon hızını kontrol eden faktörlerdir. Yavaş aşama, hızı belirleyen 

aşamadır. Film difüzyonu ile kontrol edilen reaksiyonlarda diğer şartları 

degiştirmemek kaydıyla, reaksiyon hızı konsantrasyonla doğrusal olarak artar. 

Partikül difüzyonu adsorpsiyon hızını etkilediği zaman, hız konsantrasyondan 

bağımsızdır. 

Farklı kinetik eşitlikler mevcut olmakla birlikte deneysel verilerle kinetik modeller 

arasındaki uygunluk korelasyon çarpanlarının (R²) 1’e yakın ya da eşit olup 

olmaması ile değerlendirilir. Nispeten yüksek değerler (R²) modelin adsorpsiyon 

kinetiğini başarılı bir şekilde temsil ettiğini gösterir. Aşağıda iki ayrı adsorpsiyon 

kinetik modelin eşitliklerine değinilmektedir. 

1.1.6.1. Pseudo-birinci derece eşitliği 

Lagergren (1898), katı kapasitesine dayanan sıvı/katı sisteminin adsorpsiyonu için 

birinci dereceden bir eşitlik önermiştir. Lagergren eşitliği, sıvı faz sorpsiyonu 

reaksiyon kinetiğinde en yaygın kullanılan hız eşitliğidir. 

Bu eşitlikte; 

qe: dengedeki adsorpsiyon kapasiteleridir (mg/g). 

dqt / dt =k1(qe - qt) (1.8) 

qt: t zamanındaki adsorpsiyon kapasiteleridir (mg/g). 

k1: Pseudo-birinci dereceden adsorpsiyon hız sabitidir (l/dak). 

Bu eşitligin t=0 dan t=t ye ve qt =0 dan qt =qt ye sınır şartları için integre edilmesiyle 

ln(qe – qt) = ln qe – k1.t (1.9) 

13

eşitliği elde edilir. t’ye karşı ln(qe – qt) grafiğinin eğim ve kesim noktasından 

sırasıyla k1 ve qe değerleri hesaplanabilir. 

1.1.6.2. Pseudo-ikinci derece eşitliği 

Ho ve McKay (1997) hız eşitliğini integre ederek Pseudo-ikinci derece eşitliğini öne 

sürmüşlerdir. 

dqt / dt =k2.(qe - qt)² (1.10) 

k2: Pseudo-ikinci dereceden adsorpsiyon hız sabitidir (g/mg.dak). 

Bu eşitliğin t=0 dan t=t ye ve qt =0 dan qt =qt ye sınır şartları için integre edilmesiyle 

1 / (qe - qt) = 1/qe + k.t (1.11) 

Pseudo-ikinci dereceden reaksiyon için integre edilmiş hız kanunu olan eşitlik elde 

edilir. Eşitlik (1.10)’un yeniden düzenlenmesiyle lineer olan bir eşitlik (1.12) elde 

edilir. 

Eğer başlangıç adsorpsiyon hızı; 

t / qt = 1/ k2.q²e + (1/qe ).t (1.12) 

h (mg/g.dak) = k2.q²e (1.13) 

ise; eşitlik (1.12) ve eşitlik (1.13)’ten eşitlik (1.14) elde edilir. 

t / qt = 1/h + (1/qe ).t (1.14) 

Eşitlik (1.12)’den yola çıkılarak çizilecek t’ye karşı t/qt grafiğinin kesim ve 

eğiminden k2 ve qe değerleri bulunur (Cheung et al., 2001). 

14

1.1.7. Adsorpsiyon termodinamiği 

Adsorpsiyonda adsorbat, birikim ile daha düzenli hale geçtiği için entropi azalır. 

Adsorpsiyonun kendiliğinden olabilmesi için eşitlik 1.15’da ΔHº ve ΔGº değerlerinin 

negatif (ekzotermik) olması gerekir. 

ΔGº = ΔH º −TΔS º (1.15) 

ΔGº: Serbest enerji değişimi, Gibbs serbest enerjisi (kJ/mol) 

ΔHº: Entalpi değişimi (kJ/mol) 

ΔSº: Entropi değişimi (kJ/mol K) 

T: Mutlak sıcaklık (Kelvin) 

Belirli bir sıcaklıkta yapılan adsorpsiyon işleminin Gibbs serbest enerjisini bulmak 

için öncelikle denge sabiti olan Kc, eşitlik 1.16 yardımı ile hesaplanır. 

Kcº: Denge sabiti 

Kcº = Ca / Ce (1.16) 

Ca: Adsorban tarafından tutulan madde konsantrasyonu (mg/L) 

Ce: Çözeltide kalan madde konsantrasyonu (mg/L) 

Eşitlik 1.16 yardımı ile bulunan Kcº’nin başlangıç madde konsantrasyonlarına (C0) 

karşı çizilen grafikten bulunan (doğrunun kesim noktası) (Kcº), Eşitlik 1.15’te yerine 

yazılırsa adsorpsiyonun Gibbs serbest enerjisi bulunur. 

15

R: Gaz sabiti (8,314 J/mol K) 

Eşitlik.1.18 kullanılarak, lnKc 0 değerinin 1/T değerine karşı grafiğe geçirilmesiyle 

oluşan doğrunun eğimi ve kesim noktası ile ΔHº ve ΔSº hesaplanmaktadır. ΔHº’ın 

pozitif değerleri adsorpsiyonun endotermik, ΔGº’nin negatif değerleri adsorpsiyonun 

kendiliğinden olduğunu göstermektedir. Diğer bir değişle adsorpsiyon işleminin 

uygulanabilirliği, entalpi ve Gibbs serbest enerjisinin negatif olması ile anlaşılabilir. 

ΔSº'nin pozitif değerleri ise katı/çözelti ara yüzeyindeki rastlantısallığın artışını 

göstermektedir (Kabak, 2008). 

1.1.8. İndüktif eşleşmiş plazma (ICP) 

ICP, numunedeki elementlerin atomlaştırılıp uyarıldığı, manyetik alanla 

desteklenmiş, 7000-8000 K gibi yüksek sıcaklıktaki plazma tekniğidir. Plazma gaz 

halindeki iyon akımı olarak adlandırılmaktadır. ICP tekniğinde, plazma, hem inert 

olması hem de kolay iyonlaşabildiğinden dolayı argon gazının, radyofrekans 

jeneratörü tarafından oluşturulan manyetik alanla etkileştirilmesiyle oluşturulur. 

ICP’nin temel kısımları Şekil 1.3.’te verilmiştir (Gürler, 2007). 

16 

(1.17) 

(1.18)

Şekil 1.3. ICP kaynağının temel kısımları 

1.1.8.1. ICP-Optik emisyon spektroskopisi (ICP-OES) 

ICP-OES, atomların uyarılması için, indüksiyonla birleştirilmiş plazmanın 

kullanıldığı optik emisyon spektroskopisi tekniğidir. ICP-OES tekniğinin; yüksek 

sıcaklıklara ulaşabilmesi, numune elementlerinin plazma içerisindeki alıkonma 

süresinin uzun olması, atomlaştırma ve uyarma işlemlerinin inert bir ortamda 

yapılabilmesi, gibi özelliklerinden dolayı, diğer optik emisyon spektroskopisi 

tekniklerine nazaran daha üstün olduğu düşünülmektedir. 

1.1.8.2. Numunelerin ICP-OES’ye verilmesi 

• Birinci adım numune hazırlama işleminden oluşmaktadır. 

• İkinci adımda, çözelti halindeki numune, nebulizer yardımıyla aerosollere 

dönüştürülür. 

• Üçüncü adımda ise, plazmaya gelen numunenin çözücüsü uzaklaştırılır ve maddeler 

gaz fazına geçirilir. 

17

• Dördüncü adımda, gaz fazındaki maddeler atomlarına ayrıştırılarak gaz fazında 

serbest haldeki atomlar elde edilir. 

• Beşinci adımda, gaz halindeki atomlar, plazmada uyarılmış hale geçerler ve kısa bir 

süre sonra da rezonans ışını yayarak temel hale geri dönerler. 

• Son adımda ise, oluşan rezonans ışını dedektörler vasıtasıyla tespit edilerek ölçüm 

gerçekleştirilmiş olur (Gürler, 2007). 

1.1.9. Atomik absorpsiyon spektroskopisi 

Atomik Absorpsiyon Spektrometrisi (AAS), temel düzeydeki element atomlarının 

kendilerine özgü dalga boylarında ışını absorplamalarına dayanır. Absorpsiyonun 

büyüklüğü, temel düzeydeki atomların derişimi ve analit derişimine bağlıdır. 

Absorbans ölçülmesiyle, analit derişimi bulunabilir. Denge de bulunan bu sistemde 

uyarılmış düzeydeki atom sayısının temel düzeydeki atom sayısına oranı Boltzmann 

eşitliği ile verilir. 

Şekil 1.4. Atomik absorpsiyon spektroskopisi genel şeması 

AAS, örnekteki analite ait serbest atomların elde edilmesi ve oluşan bu atomların 

elektromanyetik ışını absorplamaları olmak üzere iki ana bölüme ayrılabilir. 

Örnekteki molekül veya iyonlardan temel haldeki element atomlarının oluşturması, 

atomlaştırıcıda gerçekleştirilir. Temel düzeyde bulunan atomların elektromanyetik 

ışını absorplamalarıyla atomlar, uyarılmış elektronik düzeye geçerler. Temel düzeyle 

ilk uyarılmış düzey arasındaki geçiş ‘rezonans geçişi’ olarak bilinir. Rezonans hat, en 

18

şiddetli absorpsiyona sahip olan hattır. Temel enerji düzeyiyle, uyarılmış enerji 

düzeyleri arasındaki enerji farkı gittikçe azalır. Dolayısıyla elementin absorbsiyon 

şiddeti de azalır. Duyarlığı yüksek analizler için, analitin rezonans hattı kullanılır. 

Bütün metallerin ilk rezonans hattının dalga boyu 220 nm’den daha büyüktür. Pek 

çok non-metaller için rezonans hattın dalga boyu UV(ultraviole) bölgededir. Bu 

nedenle, AAS ölçümleri, yaygın olarak metallerin analizinde kullanılır (Gürler, 

2007). 

19

2. KAYNAK ÖZETLERİ 

Marshall et al. (1999), soya fasulyesi kabuklarını sitrik asitle modifiye ederek sulu 

çozeltisinden Cu 2+ iyonunu ayırmaya çalışmışlardır. Hiç modifiye edilmemiş 

kabuklarla yapılan adsorpsiyonda tutulan Cu 2+ miktarı, sitrik asitle modifiye edilen 

kabuklara tutunan Cu 2+ miktarının yaklaşık dörtte biri civarında olduğu bulunmuştur. 

Adsorban madde miktarı, sıcaklık, konsantrasyon ve pH’ın, adsorpsiyona etkisini 

araştırmışlardır. 

Kadirvalu et al. (2000), fındıkkabuğu ve ağaç talaşından elde ettikleri aktif karbonla 

boya endüstrilerindeki atık sulardan boyar maddeyi gidermeye çalışmışlardır. 

Çalısmalarında 60 dakika sonunda adsorpsiyon dengesine ulaştıklarını ve sudaki 

toplam boyar madde, kimyasal oksijen, biyolojik oksijen, toplam katı ve toplam 

sertliğe ilişkin sırasıyla %100, %56, %35, %60 ve %36 lık bir giderme sağladıklarını 

ifade etmişlerdir. 

Wong et al. (2002), pirinç kabuklarını altı çeşit asitle modifiye etmişler ve en yüksek 

tutulumu tartarik asit modifikasyonu ile yakalamışlardır. Yine tartarik asitle modifiye 

edilen pirinç kabukları ile Cu ve Pb iyonlarını sulu çözeltilerinden adsorbe etmeye 

çalışmışlar. pH, sıcaklık, konsantrasyon, şelatlaştırıcılar ve yarışmalı katyonların 

adsorpsiyona etkisini araştırmışlardır. 

Bulut vd. (2002), ham fındık ve ham badem kabukları üzerinde kurşun iyonunun 

adsorpsiyonunu amaçlamışlardır. Çalışmalarında fındık ve badem kabuklarını 

yıkayıp kurutmuşlar ve daha sonra öğütülen kabukları adsorban olarak kullanılmıştır. 

2 gram adsorban, başlangıç derişimleri bilinen bir seri 100 mL metal iyonu çözeltisi 

ile 25 o C sıcaklıkta ve 75 rpm hızla, sistem dengeye gelinceye kadar çalkalanmış ve 

çalkalama sonucu adsorplanmayan metal iyonu konsantrasyonu AAS ile 

belirlenmiştir. 

Acemioğlu vd. (2002), sulu ortamdan Pb +2 ve Zn +2 ağır metal iyonlarının 

adsorpsiyonu için ülkemizde yaygın bir ağaç türü olan kızılçam ağacının kabuklarını 

adsorban olarak kullanmıştır. Adsorpsiyona konsantrasyonun, ve sıcaklığın etkisi ile 

adsorpsiyon kinetiği ve termodinamik parametreler incelenmiştir. 

20

Mohanty et al. (2003), Terminalia arjuna fındığından elde ettikleri aktif karbonu sulu 

çözeltilerden Cr +6 gideriminde kullanmışlardır. Yapılan çalışmada fındık 

kabuğundan elde edilen aktif karbonun Cr +6 için yüksek adsorpsiyon kapasitesi 

sağladığı ortaya konmuştur. Elde edilen veriler, Langmuir ve Freundlich 

izotermlerine uyum sağlamıştır. 

Özdemir vd. (2003), sulu çözeltilerden krom, kadmiyum ve bakırın 

uzaklaştırılmasını çalışmışlardır. Krom(VI), kadmiyum(II) ve bakır (II)’ın optimum 

adsorpsiyon pH değerlerini sırasıyla 2,0, 8,0 ve 3,0 olarak bulmuşlardır. Freundlich 

ve Langmuir adsorpsiyon modellerinin krom(VI), kadmiyum(II)’ın kısa süreli 

bisorpsiyonunu tanımlamak için uygun olduğu açıklanmıştır. 

Acar ve Malkoç (2004), kayın ağacından elde ettikleri talaş tozunu kullanarak, 

çalkalama yöntemiyle sulu çözeltilerden Cr(VI)’yı uzaklaştırmışlardır. Optimum 

temas süresi 80 dakika iken maksimum tutulma pH 1’de gözlenmiştir. Cr(VI)’nın 

başlangıç konsantrasyonunun artmasıyla adsorpsiyon yüzdesi azalmıştır. 

Çay et al. (2004), çeşitli çay atıklarının Cu(II) ve Cd(II) uzaklaştırmadaki etkinliğini 

incelemişlerdir. Ağır metal iyonlarının adsorpsiyonunun pH, temas süresi, başlangıç 

konsantrasyonu ve adsorbent dozuna bağlı olduğunu belirtmişlerdir. pH 5,5’te, 5 

mg/L’de, 1 g/L adsorbent dozunda Cu(II) ve Cd(II) için sırasıyla 8,64 mg/g ve 11,29 

mg/g adsorpsiyon kapasitesinin gözlendiğini belirtmişlerdir. 

Bahatnagar et al. (2005), aktif çamuru adsorbent olarak kullanarak sulu ortamdan 

boyar madde gidermeye çalışmışlardır. Kendi çalışmalarını, mangal kömürüyle 

sudan boyar madde giderme şeklindeki diğer benzer bir çalışmayla karşılaştırmışlar, 

kendi çalışmalarını %95 oranında daha başarılı bulmuş ve 272 mg/g gibi bir 

adsorpsiyon verimi elde ettiklerini ifade etmişlerdir. 

Saeed et al. (2005), buğday kabuğu ile Pb +2 , Cd +2 , Zn +2 , Cu +2 ve Ni +2 giderimini 

araştırmışlardır. Yapılan çalışmada sulu çözeltiden ağır metallerin 

Pb +2 >Cd +2 >Zn +2 >Cu +2 >Ni +2 seçicilik sırası ile etkin şekilde giderildiği görülmüştür. 

Adsorpsiyon verimi, konsantrasyonundaki artış ile yükselmiştir. Langmuir ve 

Freundlich adsorpsiyon izotermlerine uyan çalışmada 30 dakika içinde dengeye 

21

ulaşılmış ve denge anında adsorplanan maksimum ağır metal miktarı Pb +2 , Cd +2, 

Zn +2 , Cu +2 ve Ni +2 için sırasıyla 49,97; 39,99; 33,81; 25,73 ve 19,56 mg/g buğday 

kabuğu olarak belirlenmiştir. 

Shukla ve Pai (2005), tarafından yapılan bir çalışmada ise, selüloz içeren yerfıstığı 

kabuğu ve talaş gibi doğal maddelerin Cu(II), Ni(II) ve Zn(II) uzaklaştırılmasındaki 

etkinliği incelenmiştir. Materyale özel bir boyanın (C.I. turuncu reaktifi 13) 

uygulanması ile adsorpsiyon kapasitesinin arttırıldığı ifade edilmiştir. Çalışmada 73- 

465 mg/l arasında başlangıç konsantrasyonuna sahip çözeltiler kullanıldığı ve 

adsorbent dozunun 1g /50 mL olduğu belirtilmiştir. Bakır için boya uygulanmış 

yerfıstığı kabuğunun adsorpsiyon kapasitesinin 7,60 mg/g ve boya uygulanmış 

talaşın adsorpsiyon kapasitesinin 8,07 mg/g olarak bulunduğu belirtilmiştir. 

Singh et al. (2005), atıksulardan Cd(II) uzaklaştırmak amacıyla adsorbent olarak 

pirinç kabuğunu kullanmışlardır. Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresi, adsorbat 

konsantrasyonu, ortam pH’sı ve sıcaklığın etkisini incelemişlerdir. Başlangıç pH’sı 

4-10 arasında değişen, 100, 125 ve 150 mg/L başlangıç konsantrasyonuna sahip 

Cd(II) çözeltilerinin 50 mL’sinin 20, 30 ve 40°C’de 1 g adsorbent ile temas ettirildiği 

çalışmada 125 mg/L başlangıç konsantrasyonunda, pH 8,6’da, 20°C’de maksimum 

uzaklaştırma veriminin 9,72 mg/g olduğu ifade edilmiştir. 

Dinçtürk (2007), sulu çözeltilerden talaş yardımıyla ağır metal adsorbsiyonunu 

arttırmak için talaş tozları tartarik asit ile modifiye edilmiştir. Modifiye talaş (TMT) 

ve modifiye edilmemiş talaş (NET) performansları karşılaştırılmıştır. Batch 

metoduna göre yapılan bu çalışmada ağır metal gruplarının Cr(III), Cr(VI), Cu(II), 

Zn(II), ve Cd(II) sulu çözeltilerden farklı deneysel koşullarda uzaklaştırılması 

çalışılmıştır. Tartarik asitle modifiye (TMT) ve modifiye edilmemiş (NET) talaşlara 

ait adsorpsiyon kapasiteleri karşılaştırılmıştır. Başlangıç metal konsantrasyonları, 

sıcaklık, pH, zaman ve adsorban dozunun adsorpsiyona etkileri rapor edilmiştir. 

Adsorbsiyon kinetikleri çalışılarak mevcut sistem için 25ºC de Langmuir, Freundlich 

ve Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izotermlerine uygulanabilirliği test edilmiştir. 

Her iki sorbent sulu çözeltilerden ağır metal uzaklaştırılmasında etkili bulunmuştur. 

Cu(II), Zn(II), Cd(II) ve Cr(III) pH 7-8 aralığında, Cr(VI) pH 4-5 aralığında Cu(II) 

22

ve Cr(III) 25 ºC de, Zn(II), Cd(II) ve Cr(VI) 65ºC de TMT tarafından maksimum 

tutuluma ulaşmıştır. 

Memon et al. (2007), kestane kabuğundan yaptıkları, kimyasal maddeler (nitrik asit, 

metanol) ve ısıyla aktive ettikleri aktif karbonu sulu çözeltilerden karbofuran (CF) ve 

metil paratona (MP) karşı kullanmışlardır. Çalışmalarda degişken olarak; pH, 

sıcaklık, pestisit konsantrasyonu gibi parametreler seçilmiştir. Denge verilerini 

Langmuir, Freundlich ve D-R izotermleri oldukça iyi temsil ettiği görülmüştür. 

Termodinamik sonuçlar sistemin MP için negatif, CF için pozitif entalpi değerleri 

verdiğini; negatif �Gº değeri ise sistemin kendiliğinden olduğunu göstermektedir. 

Durmuş (2008), karbonlaştırılmıs ve aktive edilmiş pamuk sapı ile sulu ortamdan 

organik boyaların giderilmesi çalışmasında pamuk sapından hazırlanılan adsorbent 

ile metil mavisi, rodoin- B, metil viyolet, alizarin kırmızısı ve bromkrezol yeşili’nin 

sulu çözeltilerinden adsorpsiyonu incelenmiştir. Bu amaç doğrultusunda adsorpsiyon 

parametrelerinden konsantrasyon, sıcaklık, partikül boyutu, çalkalama hızı ve pH 

etkileri araştırılmıştır. 

Mishra ve Patel (2008), odundan elde ettikleri aktif karbon ve kum kullanarak, sulu 

çözeltilerden endosülfan giderimi üzerinde çalışmış ve bu iki maddenin adsorpsiyon 

kapasitelerini kıyaslamışlardır. Odun 900 ºC’de ısıtılmış, distile suyla yıkanarak 110 

ºC’de kurutulmuş ve 200 μm’lik fraksiyonu denemelerde kullanılmıştır. Endosülfan 

suda sıvı-sıvı dagılma metoduna göre normal hekzan kullanılarak ekstrakte 

edilmiştir. Kömürün pestisit gideriminin arttırılması için 1 N HNO3 ile muamele 

edildiğinde adsorpsiyon verimi %45’ten %73’e artmaktadır. Deneysel sonuçlar 

kimyasal aktifleştirilmiş kömür için BET, aktif kömür ve kum için Langmuir 

izotermlerinin daha iyi şekilde temsil ettiğini göstermiştir. Sistem I. mertebeden 

tersinir kinetik ile yürümektedir. 

Arslan (2009), bitkisel kaynaklı aktif karbon ile pestisit giderimi amacıyla 2,4- 

Dikolorofenoksi asetik asitin (2,4-D) sulu çözeltiden uzaklaştırılması için karbonize 

edilmiş kestane kabuklarından faydalanmıştır. 2,4-D adsorpsiyonunu etkileyen 

baslangıç konsantrasyonu, pH ve sıcaklık gibi faktörlerin etkisi araştırılmıştır. 

Freundlich, Langmuir, Temkin ve Dubinin-Radushkevich (D–R) izotermleri farklı 

23

sıcaklıklardaki denge verilerini incelemek için kullanılmıştır. Denge verilerini 

çalışılan tüm sıcaklıklarda Temkin izotermi daha iyi temsil etmistir. Deneysel 

verilere Pseudo I. derece, Pseudo II. derecede kinetik modelleri ile partikül içi 

difüzyon modeli uygulanmış ve reaksiyon kinetiğinin Pseudo II. dereceden kinetik 

modelini takip ettiği bulunmuştur. 

Karaboyacı (2010), Modifiye Edilmiş Lignoselülozikler ile Ağır Metal Adsorpsiyonu 

adlı çalısmasında PAN ve PET polimerlerini sırasıyla ayçiçeği sapı ve haşhaş sapını 

modifikasyonda kullanmıştır. PAN ile modifiye edilmiş ve nitril grupları 

amidoksime dönüştürülmüş ayçiçeği sapı ile atık sulardan Co ve Pb adsorpsiyonunda 

önemli artış sağlanmıştır. Elde edilen yeni adsorbanların optimum zaman, pH 

sıcaklık ve dozaj miktarları çalışılmıştır. Ayrıca modifiye edilmiş ve edilmemis 

lignoselüloziklerin performansları karşılaştırmıştır. Elde edilen verilerden 

adsorpsiyon kinetikleri ve Langmuir, Freundlich izotermleri hesaplanarak 

polimerizasyon mekanizması FTIR ile adsorpsiyon sonrası metal 

konsantrasyonlarının ise ICP ile analizi incelenmiştir. 

Ertaş vd. (2010), pamuk sapı, pamuk atıkları ve pamuk tozu kullanarak metilen 

mavisini sulu ortamdan uzaklaştırmaya çalışmışlardır. Boyar madde başlangıç 

konsantrasyonu, çözelti pH sı, çözelti sıcaklığı ve sorbent miktarı sorpsiyon üzerinde 

etkileri incelenmiştir. Maksimum boya uzaklaştırılmasına 90 dakikada ulaşılmıştır. 

Sorpsiyon izotermleri, 20° C, 30° C, 40° C ve 50° C farklı sıcaklıklarda Langmuir ve 

Freundlich modelleri ile analiz edilmiştir. Standart serbest enerji (�Gº) değerleri, 

pamuk sapı için pozitif, pamuk atıkları ve pamuk toz için negatif olduğu 

belirlenmiştir. Standart entalpi (�Hº) ve entropi (�Sº) değerleri pozitif bulunmuştur 

ve elde edilen sonuçlar ayrıntılı olarak yorumlanmıştır. Bu çalışmanın sonuçları 

pamuk sapı, pamuk atıkları ve pamuk tozunun sulu ortamdan boyaların 

uzaklaştırılması için etkili ve düşük maliyetli malzeme olarak istihdam olabileceğini 

göstermiştir. 

24

3. MATERYAL VE YÖNTEM 

3.1. Materyal 

3.1.1. Kullanılan adsorbanlar ve kimyasal maddeler 

3.1.2. Haşhaş sapı 

Bu çalışmada kullanılan haşhaş sapı Afyonkarahisar ilinin Dinar ilçesinden temin 

edilmiştir. Haşhaş sapının elek analizi Süleyman Demirel Üniversitesi Maden 

Mühendisliği bölümünde ve Pomza Araştırma ve Uygulama merkezinde yapılmıştır. 

Adsorpsiyon deneyleri için adsorban olarak +0.250 mesh boyutunda haşhaş sapı 

kullanılmıştır. Bu çalışmada haşhaş sapının kullanılma sebepleri ise; selülozik özellik 

taşıması, tarlada atık olarak kalması nedeniyle değerlendirebilmek amacıyla ve bol 

bulunur, ekonomik olmasından dolayı adsorpsiyon çalışmasında adsorban madde 

olarak kullanılmıştır. 

3.1.3. Tartarik asit 

Tartarik asit ya da kimyasal olarak bilinen ismiyle dihidroksibütandioik asit, 

bitkilerde yaygın olarak bulunan ve endüstriyel önemi gittikçe artan bir 

biyoteknolojik maddedir. Tartarik asidin dört steroizomeri vardır. Bunlar üzümde ve 

başka meyvelerde bulunan d-(dekstro) tartarik asit, rasemik karışımdan elde edilen l- 

(levo) tartarik asit ve yapay olarak elde edilen rasemik karışım dl tartarik asit ile 

mezo tartarik asittir. Üzümlerde fazla miktarda bulunan bir asit olup, bu meyvelerin 

toplam asitliğinin % 40-80’nini oluşturur. Ayrıca üzümsü meyvelerde toplam asidin 

%1,6-2,8’ini tartarik asit oluşturmaktadır. Tartarik asit ilk olarak 1769’da 

C.W.Scheele tarafından belirlenmiştir. Başta gıda sanayi olmak üzere çok sayıda 

endüstriyel alanda kullanılan bu asit, şarabın mayalanması sırasında potasyum 

bitartarat ve potasyum sodyum tartarat ile birlikte yan ürün olarak elde edilir. 

Tartarik asit, gazozların, suda çözündüğünde gaz çıkaran tabletlerin ve çeşitli meyve 

şekerlemelerinin üretiminde büyük miktarda kullanılır. Metal endüstrisinde, çeşitli 

metallerin temizlenmesi ve parlatılmasında, tekstil endüstrisindeki boyama 

işlemlerinde, fotoğrafçılıkta da kullanım alanları vardır. Tartarik asitten elde edilen 

25

potasyum sodyum tartarat, aynaların gümüşle kaplanmasında, peynir yapımında ve 

bazı ilaçların bileşiminde kullanılır. Diğer bir tartarik asit türevi olan potasyum 

bitartarat ise demir ve çeliğin elektroliz yolu ile kalaylanmasında, altın ve gümüş 

kaplanmasında kullanılmaktadır (Dinçtürk, 2007). 

3.1.4. Kimyasal maddeler 

K2Cr2O7, 3CdSO4.8H2O, Cu(NO3)2.3H2O, Cr(NO3)3.9H2O, HCl, NaOH, metil alkol 

(%99,9’luk), tartarik asit(HOOC(CH2O)2COOH) kimyasalları Merck firmasından 

temin edilmiştir. Deneylerin tamamında saf su kullanılmıştır. 

3.1.5. Kullanılan cihazlar 

� AAS (Perkin Elmer AA800 Model) 

� ICP (Perkin Emler Optima 5300 DV Model) 

� pH metre (Cyberscan Eytech Instruments Ion 510 ) 

� Hassas Terazi (Pioneer TM) 

� Etüv (Nüve FN 500) 

� Çalkalama Ünitesi ( Nüve EN 500) 

� IR spektrometre (IR Prestij 21) 

AAS, ICP-OES ve IR analizleri Süleyman Demirel Üniversitesi Deneysel ve 

Gözlemsel Öğrenci Araştırma ve Uygulama Merkezinde yaptırılmıştır. 

3.2. Yöntem 

3.2.1. Kullanılan çözeltilerin hazırlanması 

Deneylerde K2Cr2O7, 3CdSO4.8H2O, Cu(NO3)2.3H2O, Cr(NO3)3.9H2O 

kimyasallarından 1,0x10 -3 M’lık stok çözeltiler hazırlanmış, bu stok çözeltilerden 

belirli oranlarda seyreltilerek konsantrasyonları 1,0 x 10 -4 M, 2,0 x 10 -4 M, 4,0 x 10 -4 

M, 6,0 x 10 -4 M ve 8,0 x 10 -4 M, 1,0 x 10 -3 M olan çözeltiler hazırlanmıştır. 

Çözeltilerin pH ayarlamalarında 0,1 M NaOH ve 0,1 M HCl çözeltileri 

kullanılmıştır. Haşhaş sapına baz ekstraksiyonu 0,1 M NaOH çözeltisiyle yapılmıştır. 

26

Ayrıca haşhaş sapı numuneleri 0,1 M, 0,2 M, 0,3 M, 0,6 M, 0,9 M,1,2 M, 

konsantrasyonlardaki tartarik asitle (HOOC(CH2O)2COOH) modifiye edilmiştir. 

Asitle modifiye edilen talaş numunesini nötralleştirmek için 15 mL %99,9 luk 

metanol ve 1,2 mL derişik HCl karışımı kullanılmıştır. 

3.2.2. Haşhaş sapının modifiye edilmesi 

Wong et. al. (2002), Malezya ‘da pirinç kabuklarını altı çeşit asitle modifiye etmişler 

fakat en yüksek metal tutulumunu tartarik asit modifikasyonu ile yakalamışlardır. Bu 

çalışma farklı karboksilik asit tipleriyle yapılan pirinç kabukları muamelelerini 

anlatmaktadır. Sonuçta yüksek emme kapasiteli materyalin tartarik asit ile modifiye 

edilen materyal olduğu gözlenmiştir. Hiç modifiye edilmemiş kabuklarla yapılan 

adsorpsiyonda tutulan Cu 2+ miktarı, sitrik asitle modifiye edilen kabuklara tutulan 

Cu 2+ miktarının yaklaşık dörtte biri civarında bulmuşlardır.(Çizelge 3.1) 

Çizelge 3.1. Farklı Organik Asitlerle Modifiye edilen BE üzerindeki Cu(II) tutulum 

sonuçları (Wong et al., 2002). 

Cu iyonlarının modifiye ve modifiye edilmemiş pirinç 

kabukları tarafından tutulum yüzdeleri 

Sorbent (%)Tutulum 

Modifiye edilmemiş pirinç 

13 

kabuğu (NET) 

Baz ekstraksiyonu yapılmış 

19 

pirinç kabuğu (BT) 

Mandelik asit modifiye BT 20 

Oksalik asit modifiye BT 26 

Salisilik asit modifiye BT 40 

Malik asit modifiye BT 46 

Sitrik asit modifiye BT 59 

Tartarik asit modifiye BT 75 

Bu çalışmada; haşhaş sapı numunelerine elek analizi yapıldıktan sonra seçilen boyut 

distile su ile yıkandı, süzüldü sonra tekrar distile su ile çalkalayıcıda 1 saat 

27

çalkalanmıştır. Sonra tekrar durulanıp bir gece boyunca 40 o C kurutuldu. Bu saf 

numuneye HS denmiştir. HS’ in 3 gramı 0,1 M 60 mL NaOH çözeltisinde 1 saat 

manyetik karıştırıcıda karıştırılıp durulanmış ve 40 o C de bir gece boyunca 

kurutularak baz ekstraksiyonu yapılmış haşhaş sapı elde edilmiştir (BEHS). BEHS 

‘den 0,2 g ‘lık numuneler tartılıp sırayla hazırlanmış değişik konsantrasyonlardaki 

(0,1M; 0,3M; 0,6 M; 0,9 M; 1,2 M; 1,5 M ve 1,4 er mL) tartarik asit(TA) 

çözeltilerinden üzerine ilave edildi. Bu karışım etüvde 90 o C de 90 dakika ısıtılmış, 

sonra bu karışımların her birinden 30 mL su geçirilip kurutulmuştur. Karışımlardaki 

asitliğin nötralleşmesi için her birine 15 mL %99,9’ luk metanol ve 1,2 mL konsantre 

HCl ilave edilip 48 saat manyetik karıştırıcıda karıştırılıp süzülmüş ve nötral pH‘a 

kadar durulanmıştır. Etüvde 40 o C’ de 48 saat kurutulan her bir numuneye 20 mL 0,1 

M metal çözeltisi (K2Cr2O7) ilave edilerek çalkalayıcıda 25 o C’ de 2 saat 

çalkalanmıştır. Süzme işlemi adi süzgeç kâğıdı ile yapılmış, süzüntüler 100 mL’ye 

tamamlanarak ICP (İndüktif eşleşmiş plazma)’de krom analizine gönderilmiştir. ICP 

sonuçları tartarik asit modifikasyonu için en uygun konsantrasyonun 0,6 M olduğunu 

göstermiştir (Şekil 3.1). 

q mmol/g HS 

8 

6 

4 

2 

0 

0 0,5 1 1,5 

TA konsantrasyon, mol/L 

Şekil 3.1. Farklı konsantrasyonlardaki tartarik asitle (TA) modifiyehaşhaş sapının 

Cr(VI) tutulumu 

28

3.2.3. FT-IR analizleri 

Şekil 3.2. ve Şekil 3.3.‘te HS, BEHS, TMHS ve TA (tartarik asit) için FT-IR 

spektrumları gösterilmiştir. Şekil 3.2’de haşhaş sapı fraksiyonlarında 3400-3500 cm -1 

arasında geniş bant hemiselülozların hidroksil gerilme titreşimlerinden 

kaynaklanmaktadır. Ham haşhaş sapını ve BEHS ile modifiye edilmiş haşhaş sapını 

kıyasladığımızda ham haşhaşta görülmeyen fakat modifiye haşhaş spektrumunda 

keskinleşen 1720 cm -1 deki bant ester yapısına ait karakteristik banttır ve bu yapıda 

ester bağının oluştuğunu gösterir. Tüm bu veriler ışığında haşhaş sapına BEHS ile 

modifiyesinin başarıyla sonuçlandığını söylenebilir. 

0,1 g HS 

0,1 g BEHS 

%T 

4000 3600 3200 2800 2400 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 

cm -1 

Şekil 3.2. HS ve BEHS için FT-IR Spektrumu 

29

%T 

0,1g HS 

0,6 M TMHS 

Tartarik asit 

(TA) 

4000 3600 3200 2800 2400 2000 1800 1600 1400 1200 1000 800 600 400 

Şekil 3.3. HS, TMHS ve TA için FT-IR Spektrumu 

Şekil 3.3‘ te tartarik asitle modifiye edilmiş haşhaş sapı (TMHS) spektrumunda ise 

3422 cm -1 de TMHS’ nin HS' ye göre daha düşük alana kayması OH etkileşminin 

olduğunu ve modifikasyonun fiziksel olarak gerçekleştiğini gösterir. 

3.2.4. Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve Cd(II) için adsorpsiyon deneyleri 

3.2.4.1. Konsantrasyon deneyleri 

cm -1 

Tartarik asitle modifiye edilmiş (TMHS), baz ekstraksiyonu yapılmış (BEHS) ve hiç 

modifiye edilmemiş haşhaş saplarından (HS) 0,1’er gram tartılıp ayrı ayrı şişelere 

doldurulmuştur. 1,0 x 10 -3 M hazırlanan stok K2Cr2O7, 3CdSO4.8H2O, 

Cu(NO3)2.3H2O, Cr(NO3)3.9H2O çözeltileri, 1,0 x 10 -4 M; 2,0 x 10 -4 M; 4,0 x 10 -4 M; 

6,0 x 10 -4 M; 8,0 x 10 -4 ve 1,0 x 10 -3 M konsantrasyonlarda ayarlanmıştır. HS, 

BEHS, TMHS tarafından tutulan metal miktarı ile çözelti fazında kalan iyon 

miktarının toplamının başlangıçta HS, BEHS ve TMHS‘ye ilave edilen 

konsantrasyonla eşit olup olmadığı kütle denkliğinden kontrol edilmiştir. Her bir 

konsantrasyondan 25 mL alınıp sırayla HS, TMHS ve BEHS tartılmış şişelere ilave 

30

edilmiş ve inkibatörde 25 o C de 2 saat çalkalanmıştır. Adsorbanlarla metal çözeltileri 

süzülerek ayrılmıştır. Alınan süzüntüler, balon jojede 100 mL ye tamamlanmış ve 

metal analizi ICP-OES ‘de yapılmıştır. 

3.2.4.2. pH deneyleri 

1,0 x 10 -3 M hazırlanan stok metal çözletilerinin pH’ sı, 0,1 M HCl ve 0,1 M NaOH 

çözeltileriyle 2,0; 3,0; 4,0; 5,0; 6,0; 7,0; 8,0’e ayarlanmıştır. pH’sı ayarlanan 25 

mL’lik çözeltiler, 0,1 gr HS, TMHS ve BEHS tartılmış şişelere ilave edilerek 25 o C 

de 2 saat çalkalanmış, süzülmüş ve distile su ile 100 mL ye tamamlanan çözeltilerin 

metal miktarları AAS ( Atomik Absorpsiyon Spektroskopisi ) ile ölçülmüştür. 

3.2.4.3. Sıcaklık deneyleri 

0.1’er gram TMHS, HS ve BEHS bulunan şişelere 1,0 x 10 -3 M 25 mL her bir 

metal çözeltisi ayrı ayrı ilave edildikten sonra 25 o C; 35 o C; 50 o C; 65 o C’de 2 şer 

saat çalkalanmıştır. Çalkalama sonrası süzüntüler, ICP-OES’(İndüktif Eşleşmiş 

Plazma)’de analiz edilmiştir. 

3.2.4.4. Zaman deneyleri 

Zaman çalışmaları için 5 dak., 10 dak., 30 dak., 1, 2, 4, 8,15, 24 ve 48 saatlik dilimler 

belirlenmiştir. 0,1 g HS, TMHS ve BEHS üzerine her bir metal çözeltisinden (1,0 x 

10 -3 M) 25 mL ilave edilerek belirtilen zaman dilimlerinde çalkalayıcıda 25 o C de 2 

saat çalkalanmıştır. Bu üç adsorbanın metal tutulumuna zamının etkisinin 

araştırıldığı çalışmada çalkalama sonrası süzüntüler, distile su ile 100 mL’ ye 

tamamlanmış ve süzüntülerin metal analizi ICP de yapılmıştır. 

3.2.4.5. Adsorban madde miktarı deneyleri 

0,025, 0,05, 0,1, 0,2 ve 0,4 gr olarak tartılan HS, TMHS ve BEHS ayrı ayrı sişelenip 

1,0 x 10 -3 M 25 mL metal çözeltilerinden şişelere ilave edilerek 25 o C de 2 saat 

çalkalanmıştır. Çalkalama sonrasında süzme işlemi yapılarak süzüntü distile su ile 

100 mL’ye tamamlanmış ve ICP de metal analizi yapılmıştır. 

31

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA 

Bu çalışmada K2Cr2O7, 3CdSO4.8H2O, Cu(NO3)2.3H2O, Cr(NO3)3.9H2O çözeltileri 

kullanılarak, bu sentetik ağır metal çözeltilerinin adsorpsiyonunda tartarik asitle 

modifiye edilmiş haşhaş sapı (TMHS), NaOH ile muamele edilmiş haşhaş sapı 

(BEHS) ve hiçbir modifikasyona tabi tutulmamış haşhaş sapı (HS) karşılaştırılmıştır. 

TMHS, BEHS ve HS nin metal iyonu tutulumuna konsantrasyon, pH, zaman, 

sıcaklık ve adsorban madde miktarı gibi parametrelerin etkileri tartışılmıştır. 

Sonuçlar Langmuir, Freundlich ve Dubinin- Raduskevich adsorpsiyon izotermlerine 

uygulanmıştır. 

4.1. Adsorpsiyon Deneyleri 

4.1.1. Konsantrasyonun adsorpsiyona etkisi 

Şekil 4.1- 4’te TMHS, BEHS ve HS adsorbanları kullanılarak Cr(III), Cr(VI), Cu(II), 

ve Cd(II) iyonlarının adsorpsiyon sonuçları karşılaştırmalı grafiklerde verilmiştir. 

Konsantrasyon deneylerinde C (adsorpsiyondan sonra çözeltide kalan maddenin 

miktarı (mmol))’na karşı q (birim adsorban ağırlığı başına adsorplanan madde 

miktarı (mmol/g)) değerleri grafiğe geçirilerek veriler yorumlanmıştır. 

Şekil 4.1 BEHS ve HS adsorbanları kullanılarak yapılan Cr(III) sorpsiyonunda, 

adsorpsiyon kapasitesinin, TMHS adsorbanı kullanılarak yapılan Cr(III) iyonunun 

adsorpsiyon kapasitesinden yüksek olduğunu göstermektedir. 

32

q mmol/g adsorban 

0,2 

0,1 

0 

0 0,005 0,01 0,015 0,02 

C, mmol 

33 

Cr (III) BEHS 

Cr (III) HS 

Cr (III) TMHS 

Şekil 4.1. TMHS, BEHS ve HS’nin farklı konsantrasyonlardaki Cr(III) adsorpsiyonu 

(adsorban madde miktarı 0,1g, temas süresi 2 saat, pH 3,34 sıcaklık 25ºC) 

q,mmol/g adsorban 

0,2 

0,15 

0,1 

0,05 

0 

0 0,005 0,01 0,015 0,02 

C, mmol 

Cu (II) BEHS 

Cu (II) TMHS 

Cu (II) HS 

Şekil 4.2. TMHS, BEHS ve HS nin farklı konsantrasyonlardaki Cu(II) adsorpsiyonu 

(adsorban madde miktarı 0,1g, temas süresi 2 saat, pH 5,42 sıcaklık, 25ºC) 

Cu(II) ve Cd(II) metallerinin farklı konsantrasyonları için sorpsiyon eğrileri Şekil 4.2 

ve Şekil 4.3‘de verilmiştir. Cu(II) ve Cd(II) tutulumunda, oda sıcaklığında TMHS 

‘nin adsorpsiyon kapasitesinin düşük olduğu gözlenirken BEHS’nin adsorpsiyon 

kapasitesinin HS ve TMHS’ ye göre daha iyi olduğu gözlemlenmiştir.

q, mmol/g adsorban 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

0 0,02 0,04 0,06 

C, mmol 

Çalışmada adsorbent derişimi arttırıldıkça % giderimin arttığı belirlenmiştir. Benzer 

şekilde Rengaraj et al. (2004), alumina ile yaptıkları çalışmada adsorbent derişimi 

arttıkça Cu(II) iyonlarının gideriminin de arttığını belirtmişlerdir. 

34 

Cd (II) BEHS 

Cd (II) HS 

Cd (II) TMHS 

Şekil 4.3. TMHS, BEHS ve HS’ nin farklı konsantrasyonlardaki Cd(II) 

adsorpsiyonu 

(adsorban madde miktarı 0,1g, temas süresi 2 saat, pH 5,36, sıcaklık 25ºC) 

q mmol/g adsorban 

0,04 

0,03 

0,02 

0,01 

0 

0 0,005 0,01 0,015 0,02 0,025 

C, mmol 

Cr (VI) TMHS 

Cr (VI) BEHS 

Cr (VI) HS 

Şekil 4.4. TMHS, BEHS ve HS nin farklı konsantrasyonlardaki Cr(VI) adsorpsiyonu 

(adsorban madde miktarı 0,1g, temas süresi 2 saat, pH 4,25, sıcaklık 25ºC)

BEHS Cu(II), Cd(II) ve Cr(III) iyonlarına karşı adsorpsiyonda en iyi uzaklaştırma 

verimini gösterirken, TMHS Cr(VI) iyonlarına karşı en iyi adsorpsiyon verimini 

göstermiştir. 

Haşhaş sapının baz ekstraksiyonuyla modifiye edilmesi Cu(II), Cd(II) ve Cr(III) 

iyonlarının sulu çözeltilerden uzaklaştırılmasında iyi sonuç verirken, tartarik asitle 

modifiye edilmesi Cr(VI) iyonları için daha iyi sonuç vermiştir. 

Cr(VI) iyonunun adsorpsiyonunda ise diğer metal iyonlarının aksine TMHS ve 

BEHS ‘nin HS’ den daha güçlü sorbent olduğu Şekil.4.4‘te gösterilmektedir. Tartarik 

asit modifikasyonuyla haşhaş sapları Cr(VI) tutulumunda daha etkin olmuştur. 

4.1.2. Sıcaklığın sorpsiyona etkisi 

Adsorblama işlemi, sıcaklığa bağlı olarak endotermik veya ekzotermik olarak 

değişir. Genel itibariyle sıcaklık artıkça reaksiyon hızının da arttığı bilinmektedir. 

Adsorblama işleminde de sıcaklık önemli bir kriter olup, adsorblama hızını ve 

miktarını etkilemektedir. Sabit basınç altında gerçekleşen bir reaksiyonun entalpi 

değisimi (ΔHº), sistemin adsorbladığı ısıya esittir. Reaksiyon oluşurken reaksiyona 

girenler ısı adsorbluyorsa, ΔHº pozitiftir ve reaksiyon endotermiktir. Bunun tam tersi 

ise ekzotermik reaksiyonu tanımlamaktadır (Karaboyacı, 2010). Başka bir deyişle; 

bir denge karışımının sıcaklığının arttırılması denge konumunu endotermik tepkime 

yönüne, sıcaklığın azaltılması ise ekzotermik tepkime yönüne kaydırır. Sıcaklığın 

denge üzerindeki etkisi denge sabiti değerinin değişmesinden kaynaklanır. 

Dolayısıyla sıcaklığın sorpsiyona etkisi incelenirken, sıcaklığa karşı log K değerleri 

grafiğe geçirilerek yorumlar yapılmıştır. 

Şekil 4.5, HS, TMHS ve BEHS’nin Cr(III) adsorpsiyonunun sıcaklıkla artan 

(endotermik) bir tepkime olduğunu, sıcaklık arttıkça Cr(III) iyonlarının tutulumunun 

arttğını göstermektedir. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonunun Cr(III)’ün 

aksine ekzotermik bir tepkime olduğu ve sıcaklığın artmasıyla sorpsiyonun azaldığı 

gözlenmektedir. Cr(III) iyonları 65 ºC’de maksimum adsorplanırken Cr(VI) iyonları 

25 ºC’de maksimum adsorplanmıştır. 

35

Şekil 4.5. HS, TMHS, BEHS‘nin Cr(III) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 –3 M, temas 

süresi 2 saat, pH 3,29) 

Cr(III) iyonu için en güçlü adsorbent BEHS iken Cr(VI) iyonu için TMHS dir. 65ºC 

de Cr(III) iyonunun % sorpsiyonu BEHS adsorbanı için %98 seviyesine ulaşmışken 

25 ºC’de Cr(VI) iyonunun adsorpsiyonu TMHS adsorbanı için %16 seviyesinde 

kalmıştır. 

Log K 

Log K 

0 

-1 

-2 

-3 

3 

2 

1 

-1 

0 20 40 60 80 

Sıcaklık, ºC 

0 20 40 60 

Sıcaklık ºC 

36 

Cr (III) HS 

Cr (III) TMHS 

Cr (III) BEHS 

Cr(VI) HS 

Cr(VI) TMHS 

Cr(VI) BEHS 

Şekil 4.6. HS, TMHS, BEHS’nin Cr(VI) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, temas 

süresi 2 saat, pH 4,42)

Log K 

1,2 

0,9 

0,6 

0,3 

0 

0 20 40 60 

-0,3 

-0,6 


37 

Cu (II) BEHS 

Cu (II) TMHS 

Cu (II) HS 

Şekil 4.7. HS, TMHS, BEHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi 


süresi 2 saat, pH 5,29) 

Cu(II) iyonunun adsorpsiyonunda Şekil 4.7’de görüldüğü gibi BEHS ve HS 

adsorbanları için sıcaklık artıkça Cu(II) iyonlarının tutulumunun azaldığı yani 

ekzotermik bir reaksiyon gerçekleştiği, TMHS adsorbanı kullanıldığında ise sıcaklık 

artıkça Cu(II) iyonlarının tutulumunun arttığı yani endotermik bir reaksiyon 

gerçekleştiği gözlenmektedir. 

Log K 

0 

-0,3 

-0,6 

-0,9 

0 20 40 60 80 


Cd (II) TMHS 

Cd (II) BEHS 

Cd (II) HS 

Şekil 4.8. HS, TMHS, BEHS’nin Cd (II) adsorpsiyonuna sıcaklığın etkisi 


süresi 2 saat, pH 5,46)

Cd(II) iyonlarının adsorpsiyonunda her üç adsroban için endotermik bir tepkime 

gercekleştiği ve sıcaklık artıkça Cd(II) iyon tutulumun arttığı Şekil 4.8’de 

gözlenmektedir. Her üç adsorbanın maksimum adsorpsiyon seviyesine 65 ºC de 

ulaştığı belirlenmiştir. Sulu çözeltilerden Cr(III), Cu(II), Cd(II) iyonlarının 

uzaklaştırılması deneylerinde en güçlü adsorban BEHS iken Cr(VI) iyonlarının 

uzaklaştırılmasında en güçlü adsorban TMHS’dir. 

4.1.3. Adsorban madde miktarı etkisi 

Şekil 4.9 ve Şekil 4.10‘da, her üç sorbent için adsorban madde miktarı arttıkça 

adsorpsiyon hızı artmakta fakat bir miktardan sonra sorpsiyon hızı belli bir plato 

değerine ulaşarak sabitlendiği görülmektdir. Şekil 4.9’ da Cr(III) iyonu için en güçlü 

adsorban BEHS iken en az tutulum sağlayan adsorban TMHS‘dir. Maksimum % 

sorpsiyon seviyesine HS (%87),TMHS (%22) ve BEHS (%90) 0,2 g adsorban madde 

miktarında ulaşmıştır. 

%Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 

Adsorban madde miktarı, g. 

38 

Cr (III) BEHS 

Cr (III) HS 

Cr (III) TMHS 

Şekil 4.9. HS, TMHS, BEHS nin Cr(III) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi 

(sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, temas süresi 2 saat, pH 3,40)

% Sorpsiyon 

100 

Şekil 4.10. HS, TMHS, BEHS’ nin Cu (II) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi 

(sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, temas süresi 2 saat, pH 5,20) 

Şekil 4.10.’da Cu(II) iyonunun sorpsiyonunda en iyi uzaklaştırma sağlayan sorbent 

%92 sorpsiyon yüzdesine sahip BEHS iken bunu %81 ile HS ve %35 ile TMHS 

takip etmektedir. 

% Sorpsiyon 

75 

50 

25 

0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 

80 

60 

40 

20 

Adsorban madde mikatarı, g 

0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 

Adsorban madde Mikarı, g 

39 

Cu (II) BEHS 

Cu (II) HS 

Cu (II) TMHS 

Cd (II) BEHS 

Cd (II) HS 

Cd (II) TMHS 

Şekil 4.11. HS, TMHS, BEHS’nin Cd (II) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi 

(sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, temas süresi 2 saat, pH 5,30)

Şekil 4.11.’de BEHS, HS, TMHS adsorbanları kullanıldığında sorbent miktarı 

arttıkça sorpsiyon artmakta ve 0,2 g adsorban miktarında %sorpsiyon maksimum 

seviyeye ulaşmaktadır. 

% Sorpsiyon 

20 

15 

10 

5 

0 

0 0,1 0,2 0,3 0,4 

Adsorban madde miktarı, g 

40 

Cr (VI) TMHS 

Cr (VI) BEHS 

Cr (VI) HS 

Şekil 4.12. HS, TMHS, BEHS’ nin Cr(VI) adsorpsiyonuna sorbent dozunun etkisi 

(sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, temas süresi 2 saat pH 4,33) 

Şekil 4.12’de Cr(VI) iyonunun adsorpisyonunda TMHS adsorbanı % sorpsiyon 

seviyesi diğerlerine oranla daha yüksek bulunmuştur. 

Çizelge 4.1. Farklı adsorban maddelerin metal tutulumunda maksimum % sorpsiyon 

değerleri 

Metallerin maksimum % sorpsiyon değerleri 

Adsorban 

Madde 

HS 

BEHS 

TMHS 

Cr(III) Cr(VI) Cu(II) Cd(II) 

%86 %2 %81 %48 

%90 %12 %92 %65 

%22 %19 %35 %21 

Adsorban madde miktarının sorpsiyona etkisi deneylerini incelediğimizde HS’nin 

çalışılan iyonların uzaklaştırılmasında Cr(VI) < Cd(II)< Cu(II)< Cr(III) tercih sırası 

izlenirken, BEHS ve TMHS‘nin Cr(VI) < Cd(II) < Cr(III) < Cu(II) seçimli olarak

tuttuğu gözlenmektedir. Haşhaş sapı (HS), katyonlara (Cr(III), Cu(II), Cd(II) 

iyonlarına) karşı daha seçimli davranırken tartarik asitle modifiye edildikten sonra 

Cr(VI) iyonlarına karşı daha seçimli davrandığı Çizelge 4.1’de görülmektedir. BEHS 

ise katyonları tutmada daha elverişlidir. Yaklaşık 0,2 g adsorban madde 

kullanıldığında metal uzaklaştırmanın en yüksek seviyede olduğu görülmesine 

rağmen şekiller incelendiğinde bu yüksek tutulum değerinin 0,1 g adsorban madde 

kullanılarak elde edilen tutuluma yakın olmasından dolayı adsorpsiyona etki eden 

tüm parametrelerin incelenmesi deneylerinde hep 0,1 g adsorban madde 

kullanılmıştır. Böylelikle aynı zamanda daha az adsorban madde kullanılarak daha 

fazla metal uzaklaştırabilirmiyiz sorusu da cevaplanmış olmaktadır. 

4.1.4. Adsorpsiyona temas süresinin etkisi 

Çalışılan tüm adsorbanlar ve iyonlarla 48 saate kadar olan zaman diliminde deneyler 

gerçekleştirilmiştir. Zamana karşı % sorpsiyon değerlerinin grafiklendirilmesiyle 

elde edilen şekiller incelendiğinde ilk 4 saatlik zaman diliminde adsorpsiyonda 

gözlenen değişmeler tam anlamıyla görülmemektedir. Bu nedenle adsorbanların önce 

48 saate kadar olan sorpsiyon verimlerini gösteren şekiller çizilmiş sonra da ilk dört 

saatlik değişimlerin daha rahat gözlendiği ikinci şekiller çizilmiştir. 

% Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 10 20 30 40 50 

zaman,sa 

41 

Cr(III) BEHS 

Cr(III) HS 

Cr(III) TMHS 

Şekil 4.13. TMHS, HS, BEHS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, sıcaklık 25ºC, pH 3,42, çözelti konsantrasyonu 

1,0x10 -3 M)

Cr(III) tutulumunda her üç sorbent için ilk bir saatte adsorpsiyonda hızlı bir artış 

gözlendiği, zaman geçtikçe adsorpsiyon belli bir plato değerine ulaştıktan sonra 

sabitlendiği gözlenmektedir. 

% Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 1 2 3 4 

Zaman, sa 

Cr(III) BEHS 

Şekil 4.13.a. BEHS’nin Cr(III) 

adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 

% Sorpsiyon 

Bu yüzden Şekil 4.13. a, b ve c de görüldüğü gibi farklı adsorbanlar kullanıldığında 

zamana karşı çizilen % sorpsiyon grafiklerinde en güçlü sorbentin sırasıyla BEHS, 

HS ve TMHS şeklinde olduğu görülmektedir. 

25 

20 

15 

10 

5 

42 

% Sorpsiyon 

0 

0 1 2 3 4 

Zaman, sa 

60 

45 

30 

15 

0 

0 1 2 3 4 

zaman,sa 

Cr (III) HS 

Şekil 4.13.b. HS’nin Cr(III) 


Cr (III) TMHS 

Şekil 4.13.c. TMHS’nin Cr(III) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi

% Sorpsiyon 

20 

15 

10 

5 

0 

Şekil 4.14.a,b,c’de görüldüğü gibi Cr(VI) tutulumu tartarik asitli haşhaş sapı 

adsorban olarak kullanıldığında (TMHS) ilk 30 dakikada, BEHS adsorban olarak 

kullanıldığında ilk bir saatte ve HS adsorban olarak kullanıldığında ise ilk altı saatte 

hızlı bir artış göstererek maksimum seviyeye ulaştığı fakat zaman geçtikçe 

adsorpsiyonun belli bir plato değerine ulaştıktan sonra çok yavaşlayarak sabitlendiği 

gözlenmektedir. Diğer parametrelerde (konsantrasyon, sıcaklık, adsorban madde 

miktarı) olduğu gibi zaman parametresinde de diğer adsorbanlardan farklı olarak, 

Cr(VI) iyonunun uzaklaştırılmasında en güçlü sorbentin TMHS olduğu 

gözlenmektedir. 

0 10 20 30 40 50 

Zaman , sa 

43 

Cr(VI) HS 

Cr(VI) BEHS 

Cr(VI) TMHS 

Şekil 4.14. TMHS, HS, BEHS’nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, sıcaklık 25ºC, pH 4, çözelti konsantrasyonu 

1,0x10 -3 M)

% Sorpsiyon 

16 

12 

8 

4 

0 

0 1 2 3 4 

zaman ,sa 

Cr (VI) BEHS 

Şekil 4.14.a. BEHS’nin Cr(VI) 


% Sorpsiyon 

8 

6 

4 

2 

Şekil 4.14.c. HS’nin Cr(VI) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 

44 

% S o rp siy o n 

16 

12 

8 

4 

0 1 2 3 4 

zaman, sa 

0 

0 1 2 3 4 

zaman, sa 

Cr (VI) TMHS 

Şekil 4.14.b. TMHS’nin Cr(VI) 


Cr (VI) HS

Şekil 4.15.a,b,c,’de Cu(II), iyonunun farklı adsorbanlarla, zamana karşı 

adsorpsiyonlarındaki değişimi göstermektedir. 

Yapılan çalışmalardan, ilk iki saatte tüm adsorbanların maksimum adsorplama 

kapasitesine ulaştığı ve belli bir plato değerinden sonra sabit kaldığı görülmüştür. 

Dengeye ulaşma süresinde tutulan iyonun sorpsiyonunun ve adsorban maddenin 

özelliğinin dengeye ulaşma süresinde etkisi bulunmaktadır. 

% Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

% Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 10 20 30 40 50 

0 

0 1 2 3 4 

Zaman, sa 

Zaman, sa 

Cu (II) BEHS 

Şekil 4.15.a. BEHS’nin Cu(II) 


45 

% Sorpsiyon 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

0 1 2 3 4 

Zaman, sa 

Cu(II) TMHS 

Cu(II) HS 

Cu(II) BEHS 

Şekil.4.15. TMHS, HS, BEHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 


1,0x10 -3 M) 

Cu (II) HS 

Şekil 4.15.b. HS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna 

temas süresinin etkisi

% Sorpsiyon 

40 

30 

20 

10 

0 

0 1 2 3 4 

Zaman, sa 

46 

Cu (II) TMHS 

Şekil 4.15.c. TMHS’nin Cu(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 

%Sorpsiyon 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

0 10 20 30 40 50 

zaman, sa 

Cd (II) BEHS 

Cd (II) HS 

Cd (II) TMHS 

Şekil 4.16. TMHS, HS, BEHS’nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi 


1,0x10 -3 M) 

Şekil 4.16’da Cd(II) iyonunun adsorpsiyonunda BEHS, HS, TMHS adsorbanları ilk 

iki saatte maksimum adsorplama seviyesine ulaşmıştır. Şekil 4.16 a, b ve c 

grafiklerinde bu durumu daha net olarak görebilmekteyiz.

% Sorpsiyon 

45 

30 

15 

0 

0 1 2 3 4 

zaman, sa 

Şekillerin (4.13-16) tümü değerlendirildiğinde çok kısa sürede adsorpsiyonun 

dengeye ulaştığı görülmektedir. Fakat adsorpsiyona etki eden parametrelerin 

incelenmesi deneylerinde her bir adsorban ve iyon için dengeye gelme sürelerindeki 

farklılıkları bertaraf etmek amacıyla çalkalama süresi 2 saat olarak seçilmiş ve bu 

saat diliminde çalışılmıştır. 

Cd (II) BEHS 

Şekil 4.16.a. BEHS’nin Cd(II) 


% Sorpsiyon 

20 

15 

10 

5 

47 

% So rpsiy o n 

30 

20 

10 

0 

0 1 2 3 4 

zaman, sa 

0 

0 1 2 3 4 

zaman,sa 

Cd (II) HS 

Şekil 4.16.b. HS’nin Cd(II) 


Cd (II) TMHS 

Şekil 4.16.c. TMHS’nin Cd(II) adsorpsiyonuna temas süresinin etkisi

4.1.5. Sorpsiyona pH etkisi 

Şekil 4.17 Cr(III) iyonlarının farklı pH’larda göstermiş oldukları sorpsiyon 

miktarlarının grafiklerini göstermektedir. BEHS ve HS’ nin Cr(III) iyonlarının 

sorpsiyonunun pH 5’te maksimuma ulaştığı TMHS’de ise bu değerin pH 6’da asidik 

bölgede kaldığı gözlenmektedir. pH parametresinin etkisi, adsorblayıcının cinsine, 

çözeltideki davranışına ve adsorblanan iyonların cinsine göre değişmektedir 

(Tchobanoglous, 1991). 

% Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 2 4 6 8 

pH 

48 

Cr (III) BEHS 

Cr (III) HS 

Cr (III) TMHS 

Şekil 4.17. TMHS, BEHS ve HS‘nin Cr(III) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 

1,0x10 -3 M, temas süresi 2 saat)

%Sorpsiyon 

44 

43 

42 

41 

40 

39 

38 

0 2 4 6 8 

pH 

49 

Cr (VI) BEHS 

Cr (VI) TMHS 

Cr (VI) NET 

Şekil 4.18. TMHS, BEHS ve HS’nin Cr(VI) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi 

(adsorban madde miktarı 0,1g, sıcaklık 25ºC, çözelti konsantrasyonu 1,0x10 -3 M, 

temas süresi 2 saat) 

Dakiky et al. (2002)’nin yaptıkları çalışmalarda krom tutulmasının çözeltideki krom 

iyonlarının türlerine göre değiştiği görülmüştür. Yapılan çalışmada BEHS, TMHS ve 

HS adsorbanları için Cr(VI) iyonlarının maksimum yüzde sorpsiyon değeri pH 2 de 

gözlenmektedir (Şekil 4.18). Agarwal et al. (2005), hint tohumuyla Cr(VI) 

iyonlarının sorpsiyonunda uygun pH’yı 2 olarak belirlemişler ve genellikle 

biosorbanların Cr(VI) sorpsiyonunda benzer şekilde davrandığını belirtmişlerdir. 

Dinçtürk (2007), modifiye edilmiş talaş ile ağır metal uzaklaştırılması çalışmasında 

pH 3-5 arasında Cr(VI) iyonlarının gideriminin asidik bölgede kaldığını belirlemiştir.

%Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 2 4 6 8 

pH 

50 

Cu (II) BEHS 

Cu (II) TMHS 

Cu (II) HS 

Şekil 4.19. TMHS, BEHS ve HS ‘nin Cu(II) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi 


temas süresi 2 saat) 

Şekil 4.19’da Cu(II) sorpsiyonu her üç adsorban için maksimum adsorplama 

kapasitesine pH 7’de ulaştığı gözlenmiştir. Maksimum yüzde sorpsiyon tutulumu 

TMHS için %98, HS için %89 ve BEHS için %87 olarak gözlenmektedir. 

%Sorpsiyon 

100 

75 

50 

25 

0 

0 2 4 6 8 

pH 

Cd (II) BEHS 

Cd (II) HS 

Cd (II) TMHS 

Şekil 4.20. TMHS, BEHS ve HS’nin Cd(II) adsorpsiyonuna pH’ın etkisi 


temas süresi 2 saat)

Şekil 4.20’de Cd iyonları için, TMHS ve BEHS sorbentleriyle yapılan çalışmada pH 

8’de, HS ile yapılan çalışmada ise pH 6’da maksimum oranda tutulum olduğu 

gözlenmektedir. Raji et al.(1997)’ nin yaptığı çalışmaya baktığımızda ise bakır, çinko 

ve kadmiyum için en iyi tutulum pH’ sı, 6-8 arasındadır. 

Cr(III), Cu(II) ve Cd(II) iyonlarının sulu çözeltilerden uzaklaştırılması deneylerinde 

pH’nın artmasıyla sorpsiyonun arttığı, maksimum adsorpsiyonun Cr(VI) iyonlarının 

maksimum adsorpsiyonundan farklı olarak, Cr(VI) iyonlarının tutulumuna göre daha 

bazik bölgede olduğu görülmektedir. Çalışılan sorbentlerimizin hepsinde bu durum 

gözlenmektedir. 

4.2. Adsorpsiyon İzotermleri 

Adsorpsiyon verilerinin Langmuir, Freundlich ve Dubinin-Radushkevich (D-R) 

adsorpsiyon izotermlerine uygunluğu incelenmiştir. Langmuir adsorpsiyon izotermi 

için Ce/qe’ ye karşı Ce grafiklendirildiğinde eğimden adsorpsiyon kapasitesi (As), 

kesim noktasından ise adsorpsiyon enerji sabiti (K) bulunmuştur. Freundlich 

adsorpsiyon izotermi için log q ya karşı log C grafiği çizildiğinde eğimden n yüzey 

bağlanma enerjisi sabitini, kesimden Kf adsorplama kapasitesi bulunmuştur. 

Dubinin-Radushkevich (D-R) adsorpsiyon izotermi için ise lnq ya karşı ε 2 graifiğe 

geçirilmiştir. Oluşan denklemdeki eğimden enerji sorpsiyonu sabiti (β), kesimden 

adsorplayan maddenin maksimum sorpsiyon kapasitesi (qm) bulunmuştur. 

4.2.1. Freundlich ve Langmuir adsorpsiyon izotermleri 

Çizelge 4.2 ve 4.3’te korelasyon katsayısı değerlerine bakıldığında Cr(III) iyonları 

üzerinde TMHS ve BEHS adsorpsiyonunun Langmuir adsorpsiyon izotermine 

uyduğu görülmektedir. Cr(VI) iyonları adsorpsiyonu tüm adsorbanlar için Freundlich 

adsorpsiyon izotermine uymaktadır. Cu(II) iyonları üzerinde HS adsorpsiyonu hariç 

diğer metal iyonları adsorpsiyonlarının Freundlich adsorpsiyon izotermlerine 

uymadığı gözlemlenmiştir. Cd(II) iyonları üzerinde de BEHS ve HS adsorbanları 

Langmiur adsorpsiyon izotermine uyarken TMHS’nin, Freundlich adsorpsiyon 

izotermine uygunluk sağladığı gözlemlenmiştir. 

51

Freundlich izotermi daha çok heterojen sistemlerin tanımlanmasında kullanılabilir. 

Freundlich denklemindeki “n” sabiti de yüzeyin heterojenliği veya adsorpsiyon 

yoğunluğunun bir ölçüsüdür. Genel olarak 1/n; 0 ve 1 arasında değerler alır ve sıfıra 

yaklaştıkça yüzey heterojenliği veya adsorpsiyon yoğunluğunun arttığı bilinir 

(Demirbaş, 2001; Doğan ve Alkan, 2003). 

Langmuir izotermi, belirli sayıda özdeş noktalar içeren bir yüzeydeki tek tabaka 

adsorpsiyonu için geçerlidir ve izoterm, adsorpsiyon enerjisinin sabit olduğunu ve 

yüzey düzleminde adsorplanan moleküllerin hareketsiz kaldığını kabul eder. Çizelge 

4.2 ve 4.3 incelendiğinde TMHS adsorbanı için Cr(III) ve Cu(II) iyonları, BEHS 

adsorbanı için Cr(III), Cu(II) , Cd(II) iyonları ve HS adsorbanı için yalnızca Cd(II) 

iyonunun Langmuir adsorpsiyon izotermine uyduğu gözlemlenmektedir. 

52

Çizelge 4.2. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve Cd(II) iyonları sorpsiyonunda 

Freundlich adsorpsiyon izoterm parametreleri 

Freundlich Adsorpsiyon İzotermi 

Metal Sorbent Kf n R 2 1/n 

TMHS 0,1281 4,347 0,7737 0,23 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

BEHS 986,3067 

HS 1,71.10 -6 3,548 

TMHS 

0,34 

BEHS 0,0255 

53 

2,184 0,8766 0,45 

0,2772 

0,28 

0,910 0,9437 1,09 

1,786 0,6639 

HS 0,0075 1,168 0,8063 

TMHS 0,0080 

BEHS 

HS 16,9239 

0,55 

0,85 

1,652 0,9325 0,60 

57,2503 2,334 0,9557 0,42 

1,433 0,9983 0,69 

TMHS 0,0020 1,750 0,7330 0,57 

BEHS 0,0006 5,032 0,7937 0,19 

HS 0,0286 

6,3653 0,5691 0,15 

Çizelgede; Kf (mmol/g adsorban) adsorplama kapasitesi, n amprik sabitleri, R 2 

korelasyon katsayısını ifade etmektedir.

Çizelge 4.3. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II), Cd(II) iyonları sorpsiyonunda 

Langmuir adsorpsiyon izoterm parametreleri 

Metal Sorbent 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

Langmuir Adsorpsiyon İzotermi 

Kb 

TMHS 537,676 

BEHS 

HS 2476,276 

TMHS 

BEHS 

HS 

54 

As R 2 

0,0547 0,8795 

1252,111 0,2218 0,9938 

9,518 

132,185 

TMHS 610,184 

BEHS 

HS 215,194 

TMHS 

BEHS 

HS 

0,1400 0,9625 

0,1254 

0,0316 

0,9069 

0,4883 

56,746 0,0184 0,4236 

0,0755 0,9888 

5086,75 0,2457 0,9791 

0,3118 0,9254 

17,879 0,1691 0,6542 

1847,609 0,2353 0,9996 

859,598 0,1140 0,9741 

Çizelge 4.3 ‘te; As (mmol/g) adsorpsiyon kapasitesini, Kb (L/mmol ) adsorpsiyon 

enerji sabitini, R 2 korelasyon katsayısını ifade etmektedir. 

Langmuir izoterminin deneysel verilerle uyum göstermesi, haşhaş sapı yüzeyindeki 

aktif noktaların homojen dağılımından dolayı olabilir. Çünkü Langmuir eşitliği, 

yüzeyin homojen olduğunu kabul eder (Alkan vd. 2004).

4.2.2. Dubinin-Radushkevich (D-R) adsorpsiyon izotermi 

Dubinin-Radushkevich (D-R) adsorpsiyon izotermi için ise lnq ya karşı ε 2 graifiğe 

geçirilmiştir. Grafiğin eğiminden enerji sorpsiyonu sabiti (β), kesimden adsorplayan 

maddenin maksimum sorpsiyon kapasitesi (qm) bulunmuştur. 

Çizelge 4.4. Adsorbanların Cr(III), Cr(VI), Cu(II), Cd(II) iyonları sorpsiyonunda 

Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izoterm parametreleri 

Metal Sorbent 

Cr(III ) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

Dubinin-Radushkevich (D-R) Adsorpsiyon İzotermi 

TMHS 5,3553 

BEHS 

HS 

TMHS 

BEHS 

HS 

qm 

Çizelge 4.4 ‘te korelasyon katsayıları incelendiğinde TMHS adsorbanı için Cr(III) ve 

Cu(II) iyonları, HS adsorbanı için, Cr(VI) iyonları, BEHS ve HS adsorbanları için ise 

Cd(II) iyonlarının Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon izotermine uyduğu 

gözlenmektedir. İzotermden E (sorpsiyon enerjisi), Cr(VI) HS sorbenti ve Cd(II) 

55 

ß 

E 

R 2 

2.10 -8 5 0,9972 

17,1237 3.10 -8 4,08 0,9846 

3,3334 

0,1074 

7,8821 

TMHS 4,8617 

BEHS 

HS 

TMHS 

BEHS 

HS 

3.10 -8 4,08 0,9809 

2.10 -8 

2.10 -8 

5 

5 

0,9938 

0,9953 

14,3751 1.10 -8 7,07 0,9976 

3,2345 

3,5647 

3,9503 

2,6326 

3,1452 

3.10 -8 4,08 0,9979 

3.10 -8 4,08 0,9863 

3.10 -8 4,08 0,9888 

3.10 -8 4,08 0,9915 

4.10 -8 3,53 0,9947 

3.10 -8 4,08 0,9947 

Çizelge 4.4 ‘te; qm (mmol/g) Dubinin Radushkevich tek tabaka kapasitesini, ß 

(mol 2 /kj -2 ) enerji sorpsiyonu ile ilgili bir sabiti, E (KJ/mol)sorpsiyon enerjisini, R 2 

korelasyon katsayısını ifade etmektedir.

BEHS sorbenti hariç, tüm metaller için 4-5 kJ/mol aralığında hesaplanmıştır. 

Sorpsiyon enerjisinin 8 ile 16 kJ/mol aralığında olması prosesin iyon değiştirme 

karakterinde olduğunu göstermektedir (Gezici vd.2005). Dolayısıyla bu çalışmada 

iyon değiştirme değil adsorpsiyon baskındır. 

4.3. Adsorpsiyon Termodinamiği 

Termodinamik parametrelerin belirlenmesi (yani adsorpsiyon sırasındaki Gibbs 

serbest enerjisi (�Gº), entalpi (�Hº) ve entropi (�Sº) değişimleri katı-sıvı ara 

yüzeylerinde gerçekleşen adsorpsiyon proseslerinin, yürütücü kuvvetlerinin ve 

mekanizmalarının kilit noktasıdır. Bu termodinamik parametreler asağıdaki eşitlikler 

kullanılarak hesaplanabilir. 

�Gº =-RTlnK (4.1) 

�Gº =�Hº-T�Sº (4.2) 

Yukarıdaki iki eşitliğin birleştirilmesi ile Van’t Hoff eşitliği elde edilir. 

ln K=- �Hº/RT + �Sº/R (4.3) 

Adsorpsiyon termodinamik sabitlerinin belirlenmesinde statik koşullar altında 

adsorpsiyon izotermleri ölçümlerine dayanan genel bir yaklaşım kullanılır. 

Adsorpsiyon denge sabiti (ya da dağılma katsayısı) K izotermin başlangıç doğrusu 

eğiminden kolaylıkla bulunabilir ve eşitlik 4.1 aracılığıyla adsorpsiyon sırasındaki 

serbest enerji değişiminin hesaplanabilmesini sağlar. 

Birçok farklı sıcaklık altında izotermler ölçülerek ve lnK-1/T (Van't Hoff eşitligi, 

eşitlik 4.3) grafiği oluşturularak kesim ve eğimden entropi (�Sº) ve entalpi (�Hº) 

değişimleri elde edilebilir. 

56

4.3.1. HS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Çizelge 4.5. HS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Metal T(K) 1/T lnK �Gº �Hº �Sº 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

298,15 0,0033 0,2785 -690,54 

308,15 0,0032 0,8729 -529,68 

323,15 0,0030 0,9367 -2345,36 

338,15 0,0029 -2,8752 -2633,52 

298,15 0,0033 -3,8761 7127,32 

308,15 0,0032 -5,7081 9930,56 

323,15 0,0030 -5,8060 15335,81 

338,15 0,0029 1,3773 16323,04 

298,15 0,0033 1,2711 -3414,29 

308,15 0,0032 1,1884 -3256,73 

323,15 0,0030 1,1674 -3193,04 

338,15 0,0029 -1,3348 -3282,27 

298,15 0,0033 -1,2382 3308,74 

308,15 0,0032 -0,9756 3172,25 

323,15 0,0030 -0,9688 2621,26 

338,15 0,0029 -0,9688 2723,66 

57 

16738,5 57,709 

-65676,4 -245,687 

-4353,7 -3,368 

8451,1 17,340 

Çizelgede; �Gº (kJ/mol) serbest enerji, �Hº (kJ/mol) entalpi ve �Sº (kJ/mol 

K) entropi değişimlerini, K, Kelvin cinsinden mutlak sıcaklığı ifade 

etmektedir.

4.3.2. BEHS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Çizelge 4.6. BEHS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Metal T(K) 1/T 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

InK 

58 

�Gº 

298,15 0,0033 2,1224 -5261,2 

308,15 0,0032 4,1092 -10527,7 

323,15 0,0030 4,9658 -13341,7 

338,15 0,0029 5,2187 -14671,8 

298,15 0,0033 -2,1979 5448,4 

308,15 0,0032 -2,3624 6052,4 

323,15 0,0030 -2,3526 6320,8 

338,15 0,0029 -2,5471 7160,8 

298,15 0,00335 2,4867 -6164,1 

308,15 0,00324 2,3928 -6130,4 

323,15 0,0030 2,3289 -6257,0 

338,15 0,0029 2,2317 -6274,2 

298,15 0,0033 -0,6129 1519,4 

308,15 0,0032 -0,4443 1138,3 

323,15 0,0030 -0,2816 756,7 

338,15 0,0029 -0,23965 673,7 

�Hº �Sº 

61389,7 

-6331,8 

-5105,4 

7867,5 

228,285 

-39,689 

3,474 

21,602 

Çizelgede; �Gº (kJ/mol) serbest enerji, �Hº (kJ/mol) entalpi ve �Sº (kJ/mol K) 

entropi değişimlerini, K, Kelvin cinsinden mutlak sıcaklığı ifade etmektedir.

4.3.3. TMHS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Çizelge 4.7. TMHS adsorbanı için termodinamik parametreler 

Metal T(K) 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

1/T 

InK 

59 

�Gº 

298,15 0,0033 -1,61916 4013,611 

308,15 0,0032 -1,3915 3564,954 

323,15 0,0030 -1,37231 3686,952 

338,15 0,0029 -1,24817 3509,078 

298,15 0,0033 -1,6847 4176,077 

�Hº 

6844,91 

308,15 0,0032 -1,92212 4924,396 - 6934,2 

323,15 0,0030 -1,98943 5344,946 

338,15 0,0029 -2,04511 5749,584 

298,15 0,0033 -0,8682 2152,118 

308,15 0,0032 -0,75296 1929,043 

323,15 0,0030 -0,71561 1922,606 

338,15 0,0029 -0,58977 1658,081 

298,15 0,0033 -1,57841 3912,597 

5354,05 

308,15 0,0032 -1,53422 3930,612 4916,15 

323,15 0,0030 -1,38864 3730,827 

338,15 0,0029 -1,36396 3834,616 

�Sº 

9,944 

- 37,81 

10,85 

3,35 

Çizelgede; �Gº (kJ/mol) serbest enerji, �Hº (kJ/mol) entalpi ve �Sº (kJ/mol K) entropi 

değişimlerini, K, kelvin cinsinden mutlak sıcaklığı ifade etmektedir.

Elde edilen veriler ışığında Cr(III) ve Cd(II) entalpi değişimleri (�Hº) , HS, BEHS ve 

TMHS adsorbanları ve Cu(II) TMHS adsorbanı için pozitif çıkmıştır. Bu da 

gerçekleşen tepkimelerin endotermik özellikte olduğunu göstermektedir. Sıcaklığın 

adsorpsiyona etkisi incelenirken çizilen grafiklerden gerçekleşen tepkimelerin 

endotermik olduğu teyit edilmektedir. 

Cr(VI) iyonları için, HS, BEHS ve TMHS sorbentleri üzerinde ve Cu(II) iyonları için 

HS ve BEHS adsorbanları üzerinde entalpi değişimleri (ΔHº) negatif çıkmıştır. Bu 

veriler gerçekleşen reaksiyonun ekzotermik olduğunu göstermektedir. 

�Sº değerlerinin pozitif çıkması, katı ile çözelti ara yüzeyindeki rastlantısallığın 

artışını göstermektedir (Kabak, 2008). Fabrika atıklarının neden olduğu boyar madde 

kirliliklerinin biyolojik adsorbent kullanılarak sulu ortamdan uzaklaştırılması 

çalışmasında biyosorpsiyon entropisinin genellikle pozitif olması, kütle ile boyar 

madde arasındaki etkileşimin neticesi olarak bazı yapısal değişmenin olabileceğine 

işaret etmektedir (Kertmen, 2006). Yapılan deneysel çalışmada, Cr(III) ve Cd(II) 

iyonlarının HS, BEHS ve TMHS sorbentleri üzerinde adsorpsiyonları ve Cu(II) 

iyonlarının BEHS ve TMHS sorbentleri üzerinde adsorpsiyonları için entropi 

değerinin (�Sº) pozitif çıkması haşhaş sapı ile metal iyonları arasında yapısal 

değişmenin olabileceğini göstermektedir. 

Cr(VI) iyonlarının HS, BEHS, TMHS üzerindeki adsorpsiyonu ve Cu(II) iyonunun 

HS üzerindeki adsorpsiyonu için �Sº değerlerinin negatif çıkması adsorpsiyon 

sırasında Cr(VI) ve Cu(II) iyonlarının çözeltisi ile haşhaş sapı ara yüzeyinde 

düzensizliğinin azaldığını göstermektedir. 

�Gº serbest enerji degişimi tepkimenin kendiliğinden olma eğilimine sahip olup 

olmadığını belirler. Serbest enerji değişimi negatif olan tepkimeler kendiliğinden, 

pozitif işaretli olan tepkimelerin tersi kendiliğinden yürürken, sıfır olan tepkimeler 

denge konumundadır (Demirbaş, 2004; Sarıkaya, 2000). Yapılan deneysel çalışmada 

Cr(III) iyonunun HS, BEHS üzerindeki adsorpsiyonu için �Gº serbest enerji degişimi 

negatif olan tepkimeler meydana gelmiştir (Çizelge 4.5 ve 4.6). Dolayısıyla bu 

tepkimelerin kendiliğinden meydana geldiği anlaşılmaktadır. 

60

Cr(VI) ve Cd(II) iyonlarının HS, BEHS ve TMHS üzerindeki adsorpsiyonu için ise 

�Gº serbest enerji değişimi pozitif işaretli olan tepkimeler oluşmuştur. Bu durum 

pozitif işaretli olan tepkimelerin tersinin kendiliğinden yürüdüğünü göstermektedir. 

Arslan (2009), bitkisel kaynaklı aktif karbon ile pestisit giderimi çalışmasında �Gº 

değerlerini pozitif bulmuş ve sisteme ait �Gº değerlerinin pozitif çıkması prosesin 

kendiliğinden olma eğilimi olmadığını belirtmiştir. Aynı durum Cu(II) iyonunun 

TMHS üzerindeki adsorpsiyonu için de geçerli iken Cu(II) iyonunun HS ve BEHS 

üzerindeki adsorpsiyonu için ise �Gº serbest enerji değişimi negatif çıkmıştır. 

4.4. Adsorpsiyon Kinetiği 

Deneysel olarak elde edilen sonuçların lineer olarak çözümlenip Pseudo I. ve II. 

derece kinetik modellerine uygulanması sonucu elde edilen qe değerleriyle 

uyumlulukları incelenmiş ve bu değerler Çizelge 4.8’ de gösterilmiştir. Modifiye 

edilmemiş haşhaş sapı ve modifiyeli haşhaş saplarının Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve 

Cd(II) iyolarının adsorpsiyonu için verilen 1. ve 2. dereceden Pseudo kinetik 

değerleri incelendiğinde (Çizelge 4.8), R 2 değerleri, hem modifiyesiz haşhaş sapının 

hem de modifiye edilmiş haşhaş saplarının 2.derece reaksiyon kinetiğinde 1’e daha 

yakın çıktığı ve dolayısyla Pseudo II. derece kinetik modeline daha iyi uyum 

sağladığı görülmektedir. Ayrıca hesaplanan qe değerleri ile deneysel qe değerlerinin 

Pseudo II. derece kinetik modelinde birbirine daha yakın çıktığı bulunmuştur. 

Anandkumar and Mandal (2009), yaptıkları deneysel çalışmada qe (deneysel), qe 

(hesaplanan) ve korelasyon değerlerinin pseudo II. derece kinetik modeline uyum 

sağladığını bulmuşlardır. 

61

Çizelge 4.8. HS, BEHS ve TMHS ağır metal adsorpsiyonu için 1. ve 2 derece Pseudo 

kinetik model sabitleri ve korelasyon katsayıları 

Metal 

Cr(III) 

Cr(VI) 

Cu(II) 

Cd(II) 

Sorbent 

HS 

BEHS 

TMHS 

qe 

(deneys 

el) 

0,1309 

0,2324 

k1 

3,0.10 -5 

2,0.10 -5 

I. Dereceden 

Pseudo Denklemi 

qe 

(hesaplanan) 

1,0681 

1,0782 

62 

R 2 

II. Dereceden sPseudo 

Denklemi 

k 2 

0,0522 -4,4184 

0,0492 -47,3419 

qe 

(hesaplanan) 

0,1296 

0,2326 

R 2 

0,9999 

0,0501 0,0002 0,8583 0,0402 6,0033 0,0510 0,9998 

HS 0,0046 -7,0.10 -5 0,9747 0,4447 -5,3570 0,0050 0,9823 

BEHS 

TMHS 

0,0324 

0,0356 

7,0.10 -5 1,3369 0,1489 -42,9555 0,0321 0,9998 

2,0.10 -5 

1,293 

0,0820 32,5626 

0,0367 

HS 0,1845 1,0.10 -5 1,0866 0,0450 3,9899 0,1864 0,9999 

BEHS 

0,2249 

1,0.10 -5 

1,0895 

0,0310 -3,9397 

0,2231 

TMHS 0,0754 3,0.10 -5 1,0924 0,0298 -11,5601 0,0760 1 

HS 0,1649 8,0.10 -6 2,9098 0,0756 2,6356 0,1658 0,9999 

BEHS 

0,2705 

8,0.10 -6 

1,1166 

0,0686 -0,5221 

0,2666 

1 

1 

1 

0,9986 

TMHS 0,1157 2,0.10 -6 1,2336 0,0046 -3,5190 0,1152 0,9999

5. SONUÇ 

Bu tez çalışması kapsamında normalde atık olarak değerlendirilen haşhaş sapları 

tartarik asit ve sodyum hidroksit ile modifiye edilerek atık maddeler kullanılabilir 

hale getirilmeye çalışılmıştır. Sentezlenen bu yeni adsorbanların sulu çözeltiden 

Cr(III), Cr(VI), Cu(II) ve Cd(II) iyonlarını tutma yetenekleri test edilmiştir. Yapılan 

çalışmalarda Batch metodu kullanılmıştır. Adsorpsiyona etki eden parametrelerden 

başlangıç metal iyonu konsantrasyonu, adsorban madde miktarı, pH, zaman ve 

sıcaklığın değişimi incelenmiştir. Ayrıca adsorpsiyon mekanizmasını aydınlatmak 

için kinetik ve termodinamik paremetrelerle birlikte bazı adsorpsiyon izoterm 

modelleri uygulanmıştır. 

Bu çalışmada haşhaş sapının tartarik asit (TMHS) ve sodyum hidroksitle modifiye 

(BEHS) edilmesiyle elde edilen adsorbanların, ağır metalleri tutma performansı hiç 

modifiye edilmemiş haşhaş sapının (HS) performansıyla karşılaştırılmıştır. 

Farklı metal iyonları konsantrasyonu ile yapılan deneylerde konsantrasyonun 

artmasıyla adsorpsiyonda önce bir artış görülmüş, konsantrasyonun daha fazla 

artmasıyla belli bir değerden sonra adsorpsiyon sabit kalmıştır. BEHS ve HS 

adsorbanları kullanılarak yapılan Cr(III) adsorpsiyonunda, adsorpsiyon kapasitesinin 

TMHS adsorbanı kullanılarak yapılan Cr(III) iyonunun adsorpsiyonundan yüksek 

olduğu bulunmuştur. Cu(II) ve Cd(II) iyonlarının tutulumunda, oda sıcaklığında 

TMHS’nin adsorpsiyon kapasitesinin düşük olduğu gözlenirken BEHS’nin 

adsorpsiyon kapasitesinin HS ve TMHS’ye göre daha iyi olduğu gözlemlenmiştir. 

Cr(VI) iyonunun adsorpsiyonunda ise diğer metal iyonlarının aksine BEHS ve 

TMHS’nin HS’den daha güçlü sorbent olduğu bulunmuştur. 

HS, TMHS ve BEHS‘nin Cr(III) iyonları adsorpsiyonunun endotermik, Cr(VI) 

iyonları adsorpsiyonunun Cr(III)’ün aksine ekzotermik bir tepkime olduğu 

bulunmuştur. Cr(III) iyonları 65 o C’de maksimum adsorplanırken Cr(VI) iyonları 25 

o C’de maksimum adsorplanmıştır. Cu(II) iyonunun adsorpsiyonunda BEHS ve HS 

adsorbanları için sıcaklık arttıkça Cu(II) iyonlarının tutulumunun azaldığı yani 

ekzotermik bir reaksiyon gerçekleştiği TMHS adsorbanı kullanıldığında ise sıcaklık 

artıkça Cu(II) iyonlarının tutulumunun arttığı yani endotermik bir reaksiyon 

63

gerçekleştiği gözlenmektedir. Cd(II) iyonlarının adsorpsiyonunda her üç adsorban 

için endotermik bir tepkime gerçekleştiği, her üç adsorbanın maksimum adsorpsiyon 

seviyesine 65 O C’de ulaştığı belirlenmiştir. En güçlü adsorban BEHS iken en az 

tutulum sağlayan adsorban TMHS‘dir. 

Her üç sorbent için adsorban madde miktarı artıkça adsorpsiyon hızı artmakta fakat 

bir miktardan sonra sorpsiyon hızı belli bir plato değerine ulaşarak sabitlendiği 

görülmektedir. Cr(III), Cu(II), Cd(II) iyonlarının adsorpsiyonunda en güçlü 

adsorbanlar sırasıyla BEHS, HS, TMHS olurken Cr (VI) iyonunun adsorpsiyonunda 

diğer metallerden farklı olarak en güçlü adsorban TMHS en zayıf adsorbanın HS 

olduğu bulunmuştur. Adsorban madde miktarının sorpsiyona etkisi deneylerini 

incelediğimizde HS’nin çalışılan iyonların uzaklaştırılmasında Cr(VI) < Cd(II)< 

Cu(II)< Cr(III) tercih sırası izlenirken, BEHS ve TMHS‘nin Cr(VI) < Cd(II) < 

Cr(III) < Cu(II) seçimli olarak tuttuğu gözlenmektedir. Haşhaş sapı (HS), katyonlara 

(Cr(III),Cu(II),Cd(II) iyonlarına) karşı daha seçimli davranırken tartarik asitle 

modifiye edildikten sonra Cr(VI) iyonlarına karşı daha seçimli davrandığı 

görülmüştür. 

Cr(III) tutulumunda her üç sorbent için ilk bir saatte adsorpsiyonda hızlı bir artış 

gözlendiği, zaman geçtikçe adsorpsiyon belli bir plato değerine ulaştıktan sonra 

sabitlendiği gözlenmektedir. Farklı adsorbanlar kullanıldığında zamana karşı çizilen 

% sorpsiyon grafiklerinde en güçlü sorbentin sırasıyla BEHS, HS ve TMHS şeklinde 

sıralandığı görülmektedir. 

Cr(VI) tutulumu tartarik asitli haşhaş sapı adsorban olarak kullanıldığında (TMHS) 

ilk 30 dakikada, BEHS adsorban olarak kullanıldığında ilk bir saatte ve HS adsorban 

olarak kullanıldığında ise ilk altı saatte hızlı bir artış göstererek maksimum seviyeye 

ulaştığı fakat zaman geçtikçe adsorpsiyonun belli bir plato değerine ulaştıktan sonra 

çok yavaşlayarak sabitlendiği gözlenmektedir. Diğer parametrelerde (konsantrasyon, 

sıcalık, adsorban madde miktarı) olduğu gibi zaman parametresinde de diğer 

adsorbanlardan farklı olarak Cr(VI) iyonunun uzaklaştırılmasında en güçlü sorbentin 

TMHS olduğu bulunmuştur. 

64

Cu(II), Cd(II) iyonlarının tutulumunda her üç sorbent için iki saatte adsorpsiyonda 

hızlı bir artış gözlendiği, zaman geçtikçe adsorpsiyon belli bir plato değerine 

ulaştıktan sonra sabitlendiği gözlenmektedir. 

Yapılan çalışmada BEHS ve HS’nin Cr(III) iyonlarının sorpsiyonunun pH 5’te 

maksimuma ulaştığı TMHS’de ise bu değerin pH 6’da asidik bölgede kaldığı 

bulunmuştur. BEHS, TMHS ve HS adsorbanları için Cr(VI) iyonlarının maksimum 

yüzde sorpsiyon değeri pH 2’de gözlenmektedir. Cu(II) iyonun sorpsiyonu her üç 

adsorban için maksimum adsorplama kapasitesine pH 7’de ulaştığı gözlenmiştir. 

Cd(II) iyonları için TMHS ve BEHS sorbentleriyle yapılan çalışmada pH 8’de, HS 

ile yapılan çalışmada ise pH 6’da maksimum oranda tutulum olduğu gözlenmektedir. 

Cr(III), Cu(II) ve Cd(II) iyonlarının sulu çözeltilerden uzaklaştırılması deneylerinde 

pH’nın artmasıyla sorpsiyonun arttığı, maksimum adsorpsiyonun Cr(VI) iyonlarının 

maksimum adsorpsiyonundan farklı olarak daha bazik bölgede olduğu görülmüştür. 

Çalışılan sorbentlerimizin hepsinde bu durum gözlenmiştir. 

Adsorpsiyon verilerinin Langmuir, Freundlich ve Dubinin-Radushkevich (D-R) 

adsorpsiyon izotermlerine uygunluğu incelenmiştir. Cr(III) iyonları üzerinde TMHS 

ve BEHS adsorpsiyonunun Langmuir adsorpsiyon izotermine uyduğu görülmektedir. 

Cr(VI) iyonları adsorpsiyonu tüm adsorbanlar için Freundlich adsorpsiyon 

izotermine uymaktadır. Cu(II) iyonları üzerinde HS adsorpsiyonu hariç diğer metal 

iyonları adsorpsiyonlarının Freundlich adsorpsiyon izotermine uymadığı 

gözlemlenmiştir. Cd(II) iyonları üzerinde de BEHS ve HS adsorbanları Langmiur 

adsorpsiyon izotermine uyarken TMHS’nin, Freundlich adsorpsiyon izotermine 

uygunluk sağladığı gözlemlenmiştir. Dubinin-Radushkevich adsorpsiyon 

izoterminde ise E (sorpsiyon enerjisi), Cr(VI)iyonu için HS sorbenti ve Cd(II) iyonu 

için BEHS sorbenti hariç, tüm metaller için 4-5 kJ/mol aralığında hesaplanmıştır. 

Sorpsiyon enerjisinin 8 ile 16 kJ/mol aralığında olması prosesin iyon değiştirme 

karakterinde olduğunu göstermektedir (Gezici vd.2005). Dolayısıyla bu çalışmada 

iyon değiştirme değil adsorpsiyon baskındır. 

65

Cr(III) ve Cd(II) iyonlarının entalpi değişimleri (�Hº), HS, BEHS ve TMHS 

adsorbanları ve Cu(II) iyonunun TMHS adsorbanı için pozitif çıkmıştır. Bu da 

gerçekleşen tepkimelerin endotermik özellikte olduğunu göstermektedir. Cr(VI) 

iyonları için, HS, BEHS ve TMHS sorbentleri üzerinde ve Cu(II) iyonları için HS ve 

BEHS adsorbanları üzerinde entalpi değişimleri (ΔHº) negatif çıkmıştır. Bu veriler, 

gerçekleşen reaksiyonun ekzotermik olduğunu göstermektedir. 

Cr(III) ve Cd(II) iyonlarının HS, BEHS ve TMHS adsorpsiyonları ve Cu(II) BEHS 

ve TMHS adsorpsiyonları için entropi değerinin (�Sº) pozitif çıkması haşhaş sapı ile 

metal iyonları arasında yapısal değişmenin olabileceğini göstermektedir. Cr(VI) 

iyonlarının HS, BEHS, TMHS üzerindeki adsorpsiyonu ve Cu(II) iyonunun HS 

üzerindeki adsorpsiyonu için �Sº değerlerinin negatif çıkması adsorpsiyon sırasında 

Cr(VI) ve Cu(II) iyonlarının çözeltisi ile haşhaş sapı ara yüzeyinde düzensizliğinin 

azaldığını göstermektedir. 

Cr(III) iyonunun HS, BEHS üzerindeki adsorpsiyonu için �Gº serbest enerji değişimi 

negatif olan tepkimeler meydana gelmiştir. Dolayısıyla bu tepkimelerin 

kendiliğinden meydana geldiği anlaşılmaktadır. Cr(VI) ve Cd(II) iyonlarının HS, 

BEHS ve TMHS üzerindeki adsorpsiyonu için ise �Gº serbest enerji degişimi pozitif 

işaretli olan tepkimeler oluşmuştur. Bu durum pozitif işaretli olan tepkimelerin 

tersinin kendiliğinden yürüdüğünü göstermektedir. Aynı durum Cu(II) iyonunun 

TMHS üzerindeki adsorpsiyonu için de geçerli iken Cu(II) iyonunun HS ve BEHS 

üzerindeki adsorpsiyonu için ise �Gº serbest enerji değişimi negatif çıkmıştır. 

Dolayısıyla tepkime kendiliğinden gerçekleşmiştir. 

Modifiye edilmemiş haşhaş sapı ve modifiye haşhaş saplarının Cr(III), Cr(VI) ,Cu(II) 

ve Cd(II) adsorpsiyonu için verilen 1. ve 2. derece reaksiyon kinetik değerleri 

incelenmiş ve tüm adsorbanların Pseudo II. Derece kinetik modeline daha iyi uyum 

sağladığı görülmüştür. 

Sonuçlar göstermiştir ki, modifiye edilen adsorbanlardan BEHS sulu çözeltilerdeki 

Cu(II), Cd(II), Cr(III)’ün ayrıştırılmasında daha iyi sonuçlar vermiştir. Cr(VI) 

tutulumunda ise TMHS’nin HS ve BEHS’den daha verimli sonuçlar verdiği 

66

ulunmuştur. Başlangıçta amaçladığımız tarlada atık olarak bırakılan haşhaş sapı 

materyallerini değerlendirmek, baz ekstraksiyonu ve tartarik asitle modifiye ederek 

haşhaş saplarının tutma kapasitelerini arttırmak ve sulu çözeltilerden istenmeyen ağır 

metalleri uzaklaştırmak sentezlediğimiz bu yeni adsorbanlar ile daha mümkün hale 

gelmiştir. 

67

6. KAYNAKLAR 

Acar, F.N., Malkoc, E., 2004. The removal of chromium(VI) from aqueous solutions 

by Fagus orientalis. Bioresource Technology. 94, 13-15. 

Acemioğlu, B., Alma, M. H., Demirkıran, A. R., 2002. Pb(II) ve Zn(II) iyonlarının 

kızılçam (Pinus Brutia Ten.) kabuk tozları ile uzaklaştırılması. XVI. Ulusal 

Kimya Kongresi, Konya, AK-P95, 154. 

Akpınar, D., 1998. Endüstriyel Atık Sulardaki Fenol ve Ağır Metal İyon 

Karışımlarının Adsorpsiyon / Biyosorpsiyonunun Karşılaştırmalı 

İncelenmesi. Hacettepe Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, Yüksek 

Mühendislik Tezi, Ankara. 

Alkan, M., Demirbas, Ö., Çelikçapa, S., Dogan, M., 2004. Sorption of acid red 57 

from aqueous solution onto sepiolite. Journal of Hazardous Materials, B116, 

135–145. 

Anandkumar J., Mandal B., 2009. Removal of Cr(VI) from aqueous solution using 

Bael fruit (Aegle marmelos correa) shell as an adsorbent. Journal of 

Hazardous Materials, 168, 633–640. 

Arslan, S., 2009. Bitkisel Kaynaklı Aktif Karbon İle Pestisit Giderimi. Yıldız Teknik 

Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya Mühendisliği Anabilim Dalı, 

Yüksek Lisans Tezi, İstanbul. 

Aydoğdu N., Erbaş H., Kaymak K., 2006. Taurin, Melatonin ve N-Asetilsisteinin 

Kadmiyuma Bağlı Akciğer Hasarındaki Antioksidan Etkiler. Trakya 

Universitesi Tıp Fakültesi Dergisi, 24(1),43-48 

Bahatnagar, A., Jaın K., Mukul, K., 2005. Removal Of Congo Red Dye From Water 

Using Carbon Slury Wastes. Environmental Chemistry Letters, 2(4),199-202. 

Bishnoi, N.R., Bajaj, M., Sharma, N., Gupta, A., 2004. Adsorption of Cr(VI) on 

activated rice husk carbon and activated alumina. Bioresource Technology, 

91, 305-307. 

Bulut, Y., Aydın, A. H., Tez, Z., 2002. Sulu Çözeltiden Kurşunun Ham Fındık ve 

Badem Kabukları Üzerinde Adsorpsiyonu. XVI. Ulusal Kimya Kongresi, P5, 

64 Konya. 

Cheung, C.W., McKay, G., Porter, J.F., 2001. The Removal of Metal Ions from 

Aqueous Solutions by Bone Char Sorption. Environmental Monitoring and 

Biodiagnostic of Hazardous contaminants, Ed. Healy, Michael., Wise, 

Donald L., Murray, Moo-Young.,Springer, U.K. 

68

Çay, S., Uyanık. A., Özaşık A., 2004. Single And Binary Component Adsorption Of 

Copper(II) And Cadmium(II) From Aqueous Solutions Using Tea-İndustry 

Waste. Separation and Purification Technology, 38, 273–280. 

Dakiky, M., Khamis, M.A., Mer’eb, M.M., 2002. Selective adsorption of 

chromium(VI) in endüstrial wastewater using low-cost abundantly available 

adsorbents. Advances in Enviromental Research. 6, 533-540. 

Demirbaş, Erhan., Kobya, Mehmet., Sentürk, Elif., Ozkan, Tuncay., 2004. 

Adsorption Kinetics for the Removal of Chromium (VI) from Aqueous 

Solutions on the Activated Carbons Prepared from Agricultural Wastes. 

Water SA, 30, 533-539. 

Di Natale, F., Lancia, A., Molina, A., Musmarra, D., 2006. Removal of chromium 

ions form aqueous solutions by adsorption on actived carbon and char. 

Journal of Hazardous Materials. 

Dinçtürk, E., 2007. Modifiye Edilmiş Talaşla Ağır Metal Uzaklaştırılması. Süleyman 

Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya A.B.D, Yüksek Lisans 

Tezi, 49, Isparta. 

Doğan, M., Alkan, M., 2003.Removal of methyl violet from aqueous solutions by 

perlite. Journal of Colloid and Interface Science, 267, 32-41. 

Duran, C., 2000. Bazı Eser Elementlerin xAD -2000 Reçinesinde Zenginleştirildikten 

sonra AAS İle Tayini. Karadeniz Teknik Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, 

Doktora Tezi, Trabzon. 

Durmuş, Ö., 2008. Karbonlastırılmıs Ve Aktive Edilmis Pamuk Sapı İle Sulu 

Ortamdan Organik Boyaların Giderilmesi. Harran Üniversitesi Fen Bilimleri 

Enstitüsü Kimya A.B.D, Yüksek Lisans Tezi, Şanlıurfa. 

Ercan, Ö., 2008. Bakır İyonunun Katı Faz Ekstraksyonu-Aas Kombinasyonu ile 

Tayini. Erciyes Üniversitesi Sağlık Bilimleri Enstitsü, Yüksek Lisans Tezi, 

Kayseri. 

Erkayacan, H., 2007. Yer Fıstıgı Kabugunun Adsorban Olarak Kullanımı. Yıldız 

Teknik Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya Mühendisliği Anabilim 

Dalı, Yüksek Lisans Tezi, İstanbul. 

Ertaş, M., Acemioğlu, B., Alma, H.M., Usta, M.,2010. Removal of methylene blue 

from aqueous solution using cotton stalk, cotton waste and cotton dust, 

Journal of Hazardous Materials. 

Fawell, J. K., Lund, U., Mintz, B., 2004. Chromium in Drinking-water. Background 

document for development of WHO Guidelines for Drinking Water Quality. 

69

Göde, F., 2002. Reçinelerle ağır metal adsorpsiyonu ve atık sulara uygulanması. 

Selçuk Üniversitesi Fen BilimLeri Enstitüsü, Doktora Tezi, 11,95, Konya. 

Gürler, B., 2007. İyon Değiştirici Membranlar Kullanılarak Sulu Ortamdan Bor’un 

Uzaklaştırılması. Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü 

Kimya A.B.D, Yüksek Lisans Tezi, 57, Isparta. 

Ho, Y. S., 1999. Pseudo Second – Order Model for Sorption Processes Process 

Biochemistry, 34, 451. 

İnce, M., 2005. Ultra Eser Düzeydeki Ağır Metallerin Amberlite-Xad İle 

Önderiştirilmesi Ve Atomik Absorpsiyon Spektrofotometresiyle Tayini. Fırat 

Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya A.B.D, Yüksek Lisans Tezi, 

Elazığ. 

Kabak, H., 2008. Kullanılan Bazı Tıbbi İlaçların Canlı Aktif Çamur Biyokütlesi 

Tarafından Adsorplanma Özelliğinin İncelenmesi. Çukurova Üniversitesi Fen 

Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı, Doktora Tezi, Adana. 

Kadirvalu, K., Palanıval, M., Kaplana, R., And Rejesvarı, S., 2000. Activated Carbon 

from an Agricultural by – Product, for the Treatment of Dyeing Industry 

Wastewater, Bioresource Technology, 74: 263-265. 

Kahvecioglu, Ö., Kartal, G., Güven, A., Timur, S., 2004. Metallerin Çevresel 

Etkileri-I. Metalurji Dergisi, 136, 47-53. 

Karaboyacı, M., 2010. Modifiye Edilmiş Lignoselülozikler İle Ağır Metal 

Adsorpsđyon. Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya 

A.B.D, Doktora Tezi, Isparta. 

Kertmen, M., 2006. Fabrika Atıklarının Neden Olduğu Boyar Madde Kirliliklerinin 

Biyolojik Adsorbent Kullanılarak Sulu Ortamdan Adsorpsiyon Tekniği İle 

Uzaklaştırılması.Sütçü İmam Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Biyoloji 

Anabilim Dalı,Yüksek Lisans Tezi, Kahramanmaraş. 

Kobya, M., 2004. Removal of Cr(VI) from aqueous solutions by adsorption onto 

hazelnut shell activated carbon, kinetic and equilibrium studies. Bioresource 

Technology, 91, 317-321. 

Kurtoğlu, A., E., Atun, G., 2006. Determination of kinetics and equilibrium of Pb/Na 

exchange on clinoptilolite. Seperation and Purification Technology, 50, 62– 

70. 

Marshall, W. E., Wartelle, L. H., Boler, D. E., Johns, M. M., Toles, C. A., 1999. 

Enhanced metal adsorption by soybean hulls modified with citric acid. 

Bioresource Technology, 69, 263-268. 

70

Memon, G. Z., Bhanger, M. I., Akhtar, M., 2007. The Removal Efficiency of 

Chestnut Shells for Selected Pesticides from Aqueous Solution. Journal of 

Colloid and Interface Science, 315(1),33-40. 

Mishra, P. C., Patel, R. K., 2008. Removal of Endosulfan by Sal Wood Charcoal. 

Journal of Hazardous Materials, 152(2),730-736. 

Mohanty K., Jha M., Meikap B. C., Biswas M.N., 2003. Removal of chromium (VI) 

from dilute aqueous solutions by activated carbon developed from Terminalia 

arjuna nuts activated with zinc chlorid. Chemical Engineering Science, 60, 

3049-3059. 

Moral, E., 2006. Farklı İyon Değiştirici Reçineler ve Doğal Adsorbanlarla 

Hazırlanan Katı-Faz Kolonlarla Krom Türleri Tayini. Süleyman Demirel 

Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Kimya A.B.D, Yüksek Lisans Tezi, 

Isparta. 

Özdemir, G., Öztürk, T., Ceylan, N., İşler, R., Coşar, T., 2003. Heavy metal 

biosorption by biomass of Ochrobactrum anthropi producing 

exopolysaccaride in activated sludge. Bioresource Technology, 90, 71-74. 

Public Health Statement for Cadmium, July 1999. 

http://www.atsdr.cdc.gov/toxprofiles. Erişim Tarihi: 25.12.2010. 

Reddy, K.R., Chinthamreddy, S.,2003. Efects of initial form of chromium on 

electrokinetic remediation in clays. Advences in Enviromental Research, 7, 

353-365. 

Saeed A., Iqbal M., Akhtar W., 2005. Removal and recovery of lead(II) from single 

and multimetal (Cd, Cu, Ni, Zn) solutions by crop milling waste (black gram 

husk. Journal of Hazardous Materials, B 117, 65-73. 

Sarıkaya, Yüksel., 2000. Fizikokimya, 6. baskı, Gazi Kitabevi, Ankara. 

Shukla, S.R., Pai, R.S., 2005. Adsorption of Cu(II), Ni(II) and Zn(II) on dye loaded 

groundnut shells and sawdust. Separation and Purification Technology, 43, 

1–8. 

Singh, K.K., Rastogi, R., Hasan, S.H., 2005. Removal Of Cadmium From 

Wastewater Using Agricultural Waste Rice Polish.Journal of Hazardous 

Materials. 

Tchobanoglous, G., Burton, F.L., 1991. Wastewater Engineering Treatment- 

Disposal- Reuse. Third Edition, McGraw-Hill Inc, New York, USA 

Wong, K.K., Lee, C.K., Low, K.S., Haron, M.J., 2003. Removal of Cu and Pb by 

tartaric acid modified rice husk from aqueous solutions. Chemosphere, 20, 

23-28. 

71

Adı Soyadı : Semiha KARACANLI 

Doğum yeri : Dinar 

Doğum Yılı : 14.01.1984 

Medeni Hali : Bekar 

Yabancı Dili : İngilizce 

Eğitim ve Akademik Durumu: 

Lise: Dinar Anadolu Lisesi, 1998-2002 

ÖZGEÇMİŞ 

Lisans: Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Edebiyat Fakültesi Kimya Bölümü, 

2003-2007 

Yüksek Lisans: Mehmet Akif Ersoy Üniversitesi Ortaöğretim Kimya Öğretmenliği 

Tezsiz Yüksek Lisans Programı, 2007-2008 

Çalıştığı Kurumlar ve Yıl: 

Dinar Sağlık Meslek Lisesi Kimya Öğretmenliği, 2008-2010 

Yayınları : 

1. Işık N.O., Atalay E.D., Karacanlı S., Göde F., 2009. Adsorption of chromium ion 

by Amberjet 1200 H and Lewatit CNP 80 resins, 5th Black Sea Basin Conference on 

Analytical Chemistry, Fatsa-Ordu/Turkey, PPII-17. 

2. Atalay E.D., Karacanlı S., Göde F., Hercan M., 2009. Modelling of chromium ions 

adsorption on orange peel, 5th Black Sea Basin Conference on Analytical Chemistry, 

Fatsa-Ordu/Turkey, PPII-27. 

72

tc süleyman demirel üniversitesi fen bilimleri enstitüsü haşhaş sapı ...

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?