remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales
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Remoción de metales pesados por medio deadsorbentes no convencionalesTRANSCRIPT
UNIVERSIDAD DE LA FRONTERA Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración
“Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales”
TESIS PARA OPTAR AL GRADO ACADÉMICO DE MAGÍSTER EN CIENCIAS DE RECURSOS NATURALES
LINA INÉS AGOUBORDE MANOSALVA
TEMUCO – CHILE 2008
UNIVERSIDAD DE LA FRONTERA Facultad de Ingeniería, Ciencias y Administración
“Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales”
TESIS PARA OPTAR AL GRADO ACADÉMICO DE MAGÍSTER EN CIENCIAS DE RECURSOS NATURALES
LINA INÉS AGOUBORDE MANOSALVA
TEMUCO – CHILE 2008
“Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales”
Esta Tesis fue realizada bajo la supervisión del Doctor Rodrigo Javier Navia Diez, del Departamento de Ingeniería Química y ha sido aprobada por los miembros de la comisión examinadora.
LINA INÉS AGOUBORDE MANOSALVA ----------------------------------------------- ------------------------------------------- DIRECTOR PROGRAMA DE DR. RODRIGO NAVIA POSTGRADO EN CIENCIAS DE RECURSOS NATURALES
----------------------------------------- DRA. MARÍA DE LA LUZ MORA
----------------------------------------------- ----------------------------------------- DIRECCIÓN DE POSTGRADO DR. CRISTIAN BORNHARDT UNIVERSIDAD DE LA FRONTERA
----------------------------------------- MSc. FELIPE GALLARDO
RESUMEN
La remoción de zinc y cobre en borras de salmuera (residuo industrial), aserrín (residuo
agrícola) y la mezcla de ambos residuos fue investigada por medio de experimentos batch
simples y ensayos en columnas. Las borras están constituidas principalmente por NaCl
(halita) y CaCO3 (calcita), siendo el sodio (659,4 cmol+/kg) y el calcio (12,1 cmol+/kg) los
principales cationes de intercambio. Los espectros obtenidos por medio de espectroscopia
infrarroja con transformada de Fourier arrojaron que la mezcla entre el aserrín y las borras,
provocó modificaciones principalmente en grupos carboxílicos, grupos alcohólicos y
grupos fenólicos presentes en el aserrín.
La fijación máxima de zinc fue obtenida en la mezcla compuesta por las borras de salmuera
y aserrín, alcanzándose valores de 2,29 y 5,59 (mg/g) para las relaciones adsorbente/
solución 1/20 y 1/40, respectivamente. En el caso del cobre, la máxima fijación fue
obtenida en las borras de salmuera, en donde se lograron valores de 3,15 y 4,69 (mg/g) para
las relaciones adsorbente/solución 1/20 y 1/40, respectivamente. El modelo de Langmuir
fue el que mejor se ajustó a las isotermas de adsorción. Por su parte, las columnas de
adsorción mostraron un punto de saturación a los 690 min para el zinc y 360 min para el
cobre, con valores máximos de remoción de 0,76 mg/g para el zinc y de 0,31 mg/g para el
cobre.
El principal mecanismo implicado en la remoción de metales en ambos materiales es el
intercambio iónico entre iones sodio y calcio presentes en las borras y H+ presentes en
grupos funcionales del aserrín. La utilización de la mezcla de ambos compuestos presenta
un incremento en la remoción de zinc, debido a que el cloruro de sodio actúa como un
agente regenerador in-situ para el aserrín.
La utilización, principalmente de la mezcla compuesta por ambos residuos, presenta una
buena alternativa, como posible adsorbente no convencional para la remoción de metales
pesados.
SUMMARY
The removal of zinc and copper using brine sediments (industrial residue), sawdust
(agricultural residue) and the mixture of both was researched through simple batch and
column tests. Brine sediments are mainly constituted by NaCI (halite) and CaCO3 (calcite),
being sodium (659.4 cmol+/kg) and calcium (12.1 cmol+ /kg) the main exchange cations.
FT-IR spectra obtained for sawdust and the mixture showed that the use of brine sediments
mixed with sawdust produced changes in carboxylic, alcoholic and phenolic groups present
in the sawdust.
The mixture presented maximum retention values for zinc of 2.29 and 5.59 (mg/g) for
adsorbent/solution ratios of 1/20 and 1/40, respectively. Brine sediments presented
maximum retention values for copper of 3.15 and 4.69 (mg/g), for adsorbent/solution ratios
of 1/20 and 1/40, respectively. Adsorption isotherms adjusted better to the Langmuir model
and columns test showed saturation point at 690 minutes for zinc and 360 minutes for
copper with maximum removal values of 0.76 mg/g for zinc and 0.31 mg/g for copper.
The main mechanism involved in the removal of both metals was the ionic exchange of the
metals with sodium and calcium ions present in brine sediments and H+ present in
functional groups of sawdust. The mixture of both compounds presented an increase in the
removal of zinc, since sodium chloride acted as an in-situ regenerating agent for sawdust.
The use of the mixture of both residues, presents a good option as a possible non-
conventional adsorbent for the removal of heavy.
i
INDICE DE CONTENIDOS
CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS 1
1.1. Introducción 2
1.2. Hipótesis de Trabajo 3
1.3. Objetivos 3
1.3.1. Objetivo general 3
1.3.2. Objetivos específicos 3
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS 5
2.1. Metales pesados 6
2.1.1. Definiciones 6
2.1.2. Origen 7
2.1.3. Problemática 8
2.2. Remoción de los metales pesados 10
2.2.1. Isotermas de adsorción 12
2.2.2. Columnas de adsorción 16
2.3. Materiales adsorbentes 18
2.3.1. Carbón activado 18
2.3.2. Adsorbentes no convencionales 20
2.3.2.1. Materiales orgánicos 20
2.3.2.2. Materiales inorgánicos 26
2.4. Borras de salmuera 31
2.4.1. Proceso de elaboración de cloro soda 32
2.4.1.1. Preparación y purificación de salmuera 32
ii
2.4.1.2. Proceso de electrólisis en celdas de membranas 34
2.4.4. Residuos sólidos del proceso 36
2.5. Aserrín 37
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS 40
3.1. Reactivos 41
3.2. Preparación y caracterización del material adsorbente 41
3.2.1. Preparación 41
3.2.1.1. Borras 41
3.2.1.2. Aserrín 42
3.2.1.3. Mezcla 43
3.2.2. Caracterización 43
3.2.2.1. Difracción de rayos X (DRX) y fluorescencia de rayos X (FRX) 43
3.2.2.2 Espectroscopia infrarroja con transformada de Fourier. 43
3.2.2.3. Determinación de la capacidad de intercambio catiónico (CIC) y
cationes intercambiables 44
3.3 Ensayos Batch 46
3.3.1. Estudio preliminar 46
3.3.2. Cinética de adsorción 48
3.3.3. Isotermas de adsorción 48
3.4 Ensayos en columnas 49
3.5. Tratamiento estadístico 49
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN 51
4.1. Caracterización del material 52
4.1.1. Borras 52
iii
4.1.2. Aserrín 53
4.1.3. Cationes de intercambio y capacidad de intercambio catiónico 56
4.2. Ensayos Batch 57
4.2.1. Estudio preliminar 57
4.2.2. Cinética de adsorción 60
4.2.3. Isotermas de adsorción 66
4.3. Ensayos en columnas 71
4.4. Posibles mecanismos de adsorción 73
4.5. Consideraciones finales 76
CAPÍTULO 5: CONCLUSIONES 79
REFERENCIAS 82
ANEXOS 99
ANEXO A: TABLAS 100
ANEXO B: FIGURAS 115
iv
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 2.1: Definiciones para metales pesados 6
Tabla 2.2: Metales pesados presentes en efluentes industriales 8
Tabla 2.3: Capacidad de adsorción (mg/g) de metales pesados en
quitosano
23
Tabla 2.4: Capacidad de adsorción (mg/g) de metales pesados en biomasa
de distinto tipo
24
Tabla 2.5: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados por
distintos materiales orgánicos de origen agrícola
25
Tabla 2.6: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en turba
de musgo
26
Tabla 2.7: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados de
distintos tipos de arcilla
28
Tabla 2.8: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en
distintos tipos de zeolitas
29
Tabla 2.9: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en
cenizas volantes
31
Tabla 2.10: Análisis de toxicidad de borras de salmuera 37
Tabla 2.11: Capacidad de remoción de metales pesados por aserrín de
distintos orígenes
39
Tabla 4.1: Compuestos identificados por medio de DRX 52
Tabla 4.2: Compuestos determinados por medio de FRX en borras de
salmuera
53
Tabla 4.3: Cationes de intercambio 56
Tabla 4.4: Parámetros de Langmuir y Freundlich para las isotermas de adsorción de zinc y cobre
69
v
Tabla 4.5: Resultados de la adsorción de zinc y cobre en columnas de 33
cm (altura del adsorbente), 1 cm de diámetro y 0,2 mL/min
72
Tabla A.1: Porcentajes de adsorción de zinc en borras (estudio preliminar) 101
Tabla A.2: Porcentajes de adsorción de zinc en aserrín (estudio
preliminar)
101
Tabla A.3: Cinética de adsorción de zinc 102
Tabla A.4: Cinética de adsorción de cobre 103
Tabla A.5: Porcentaje de adsorción de zinc en borras, aserrín y mezcla 104
Tabla A.6: Porcentaje de adsorción de cobre en borras, aserrín y mezcla 106
Tabla A.7: Isotermas de adsorción de zinc 108
Tabla A.8: Isotermas de adsorción de cobre 109
Tabla A.9: Isoterma de Langmuir para zinc 110
Tabla A.10: Isoterma de Langmuir para cobre 111
Tabla A.11: Isoterma de Freundlich para zinc 112
Tabla A.12: Isoterma de Freundlich para cobre 113
Tabla A.13: Columna de adsorción de zinc 114
Tabla A.14: Columnas de adsoción de cobre 114
vi
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 2.1: Representación esquemática de los procesos de adsorción,
absorción e intercambio iónico
11
Figura 2.2: Principales tipos de adsorción según clasificación de Giles et
al. (1974). (a) isoterma tipo C, (b) isoterma tipo L, (c)
isoterma tipo H, (d) isoterma tipo S
13
Figura 2.3: Evolución de la concentración del contaminante en una
columna de adsorción
17
Figura 2.4: Curva típica de ruptura 17
Figura 2.5: Estructura de la quitina 21
Figura 2.6: Estructura del quitosano 22
Figura 2.7: Proyección de capas tetraédricas y octaédricas sobre sus
planos
27
Figura 2.8: Preparación y purificación de salmuera en planta cloro soda 33
Figura 2.9: Proceso electrolítico para la producción de cloro soda 35
Figura 3.1: Borras de salmuera a) en su estado natural y b) secadas y
pulverizadas
41
Figura 3.2: Aserrín utilizado en las distintas experiencias 42
Figura 3.3: Espectrofotómetro ThensorTM 37 Bruker 44
Figura 3.4: a) Equipo de agitación; b) sistema de filtrado y c) equipo
utilizado para medir por AAS
47
Figura 3.5: Columnas de vidrio utilizadas en la experiencia de adsorción
en lecho fijo
50
Figura 4.1: Espectro IR del aserrín y la mezcla sin metal adsorbido (pH 7) 54
vii
Figura 4.2: Espectro IR del aserrín y la mezcla sin metal adsorbido (pH 6) 55
Figura 4.3: Porcentaje de adsorción de zinc en borras y aserrín. Relaciones
adsorbente/solución a) 1/10, b) 1/20 y c) 1/40; T° 25 °C;
tiempo de contacto 24 h. C0= 25, 50, 75, 100 mg/L; pH 4 y 7
58
Figura 4.4: Residuo obtenido luego de filtrar las muestras trabajadas a a)
pH 10 y b) pH 4
59
Figura 4.5: Cinética de adsorción de zinc en borras. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T°=25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L;
pH 7
60
Figura 4.6: Cinética de adsorción de zinc en aserrín. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T°=25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L;
pH 7
61
Figura 4.7: Cinética de adsorción de zinc en la mezcla. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T= 25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L;
pH 7
61
Figura 4.8: Cinética de adsorción de cobre en borras. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L;
pH 6
63
Figura 4.9: Cinética de adsorción de cobre en aserrín. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L;
pH 6
63
Figura 4.10: Cinética de adsorción de cobre en mezcla. Relación A/S 1/10,
1/20, 1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L;
pH 6
64
Figura 4.11: Isotermas de adsorción de zinc y cobre en a) borras b) aserrín
y c) mezcla. Relación A/S 1/10, 1/20, 1/40; T=25 °C;
concentración inicial de zinc 75 mg/L; pH 7 (zinc), pH 6
(cobre)
68
viii
Figura 4.12: Curvas de ruptura para la adsorción de zinc a) y cobre b) en la mezcla
72
Figura 4.13: Espectro IR de aserrín y la mezcla con zinc adsorbido 73
Figura 4.14: Espectro IR de aserrín y la mezcla con cobre adsorbido 74
Figura B.1: Difractograma borras de salmuera 116
Figura B.2: Curva de solubilidad de iones metálicos 117
Figura B.3:
Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+
en borras
118
Figura B.4: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+
en aserrín
119
Figura B.5: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+
en la mezcla
120
Figura B.6: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de
Zn2+ en borras
121
Figura B.7: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de
Zn2+ en aserrín
122
Figura B.8: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de
Zn2+ en la mezcla
123
Figura B.9: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de
Cu2+ en borras
124
Figura B.10: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Cu2+ en aserrín
125
Figura B.11: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Cu2+ en mezcla
126
Figura B.12: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en borras
127
Figura B.13: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en aserrín
128
Figura B.14: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en la mezcla
129
A mi madre, hermana, a Juan Pablo y a la tía Ida
AGRADECIMIENTOS Deseo expresar mis más profundos agradecimientos a todas las personas que mediante su
apoyo y colaboración hicieron posible que este trabajo se realizara.
A mi familia por su apoyo, cariño y comprensión. A Juan Pablo por su paciencia, ayuda y
espera. A la tía Ida por su preocupación y cariño y a la Barbarita por su compañía, apoyo,
ayuda y consejo.
Al profesor Rodrigo Navia por su infinita paciencia y colaboración durante el desarrollo de
esta investigación.
A Pamela, Mara, Olga, Gustavo, Karina, Isaac, Rodrigo, Patricia, Jaime, Lorena, María
Paz, Gabriela, Paulina, Pedro, Cecilia, Sra. Ingrid, Sra. Brígida, Sra. Noelia, Alejandra,
Paula, Jorge, Miguel, don Sergio y don Pedro.
Al proyecto DIUFRO Nº 120519 “Revalorización de los residuos sólidos de la industria
elaboradora de cloro soda mediante la simulación de análisis de ciclo de vida”.
También agradezco al programa de Postgrado de Ciencias en Recursos Naturales de la
Universidad de La Frontera, principalmente a su directora Dra. María de la Luz Mora por la
oportunidad de continuar mis estudios y por su apoyo y consejo en momentos
determinados.
CAPÍTULO 1:
INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS
CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 2
1.1. Introducción
La presencia de metales pesados en aguas subterráneas y superficiales puede ser resultado
de actividades antropogénicas, tales como la descarga de RILes (Dal Bosco et al., 2005).
Esta última actividad es responsable tanto en forma indirecta como directa del incremento
de los niveles de estos compuestos en el ambiente (Santos y de Oliveira, 2003). En general,
los organismos vivos requieren cantidades trazas de algunos de estos elementos, pudiendo
tener efectos perjudiciales si se encuentran en concentraciones excesivas.
La remoción de metales pesados por medio de procesos tales como el intercambio iónico
(resinas) y la adsorción (carbón activado), es una alternativa eficiente. Sin embargo, la
utilización de estos materiales convencionales puede resultar prohibitiva en muchas
situaciones debido a los altos costos asociados a su adquisición, implementación y
operación (Kobya et al., 2005). Es por esta razón, que durante las últimas décadas diversas
investigaciones se han centrado en la búsqueda de adsorbentes no convencionales de bajo
costo, tanto de origen industrial como agrícola, que permitan reemplazar el carbón activado
y las resinas de intercambio en el tratamiento de aguas residuales. Entre los materiales de
origen agrícola considerado como promisorio para la remoción de metales pesados de aguas
residuales, se encuentra el aserrín. Una de las principales ventajas que presenta este
material es su bajo costo, ya que requiere poco procesamiento, es abundante en industrias
forestales (Taty-Costodes et al., 2003), además de presentar en muchos casos problemas de
disposición.
Al igual que los residuos agrícolas, los residuos industriales normalmente no se revalorizan
y simplemente son dispuestos de acuerdo a las normativas vigentes en el país de origen. Sin
embargo, cuando la producción del residuo es elevada (miles de kg/mes) los costos de la
disposición aumentan, situación que ha generado el interés de algunas industrias en
revalorizar sus residuos. Un ejemplo claro de esto es el de la industria elaboradora de soda
cáustica y cloro, Occidental Chemical Chile S.A.I.. Los principales residuos sólidos de esta
industria son los generados en el proceso de elaboración de cloro soda, denominados como
"borras de salmuera", y los generados en el proceso de elaboración de cloruro de calcio,
denominados como "borras de cloruro de calcio". Sus principales constituyentes son sales
CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 3
minerales y son considerados residuos no tóxicos ni peligrosos.
1.2. Hipótesis de Trabajo
Considerando los siguientes fundamentos teóricos:
- Las borras de salmuera no son residuos tóxicos ni peligrosos.
- Las borras de salmuera, al ser ricas en sodio (entre otros minerales), posee capacidad
de intercambio iónico elevada.
- El aserrín presenta elevados porcentajes de remoción de metales pesados.
Se plantea la siguiente hipótesis de trabajo:
La mezcla compuesta por borras de salmuera y aserrín puede ser utilizada como posible
material adsorbente e intercambiador iónico órgano-mineral de bajo costo, aplicable a la
remoción de metales pesados.
1.3. Objetivos
1.3.1. Objetivo general
Evaluar el potencial de remoción de zinc y cobre utilizando borras de salmuera, aserrín y
una mezcla compuesta por ambos residuos.
1.3.2. Objetivos específicos
- Determinar los cationes de intercambio y la capacidad de intercambio catiónico de las
borras de salmuera y de aserrín.
- Determinar la cinética de adsorción de metales pesados en borras de salmuera, aserrín
y en la mezcla compuesta por ambos residuos.
- Determinar, a través de las isotermas de adsorción (modelos de Langmuir y
Freundlich) la capacidad máxima de remoción de zinc y cobre en borras de salmuera,
aserrín y en la mezcla compuesta por ambos residuos.
CAPÍTULO 1: INTRODUCCIÓN Y OBJETIVOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 4
- Evaluar la remoción de Zn y Cu en columnas rellenas con mezcla para determinar la
capacidad máxima de adsorción en lecho fijo.
CAPÍTULO 2:
FUNDAMENTOS TEÓRICOS
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 6
2.1. Metales pesados
2.1.1. Definiciones
En general, distintas definiciones han sido establecidas para los metales pesados basándose
en la densidad (gravedad específica), peso atómico (relativo a la masa atómica), número
atómico y toxicidad. Un resumen de las distintas definiciones de metales pesados se puede
observar en la tabla 2.1 (Duffus, 2002).
Tabla 2.1: Definiciones para metales pesados
Propiedades Definiciones
Densidad 3,5-5 g/cm3; �4 g/cm3; �4,5 g/cm3; �5 g/cm3; ≥ 5 g/cm3; �6 g/cm3; �7 g/cm3.
Peso atómico
Metales con peso molecular mayor que el sodio; metales con alto peso molecular (mercurio, cromo, cadmio, arsénico y plomo); elementos metálicos con pesos atómicos mayores a 40; un grupo de metales de elevado peso atómico, particularmente aquellos metales de transición que son tóxicos y que no pueden ser procesados por organismos vivos, tales como el plomo, mercurio y cadmio; metales con elevada masa atómica relativa.
Número atómico
Cualquier metal con número atómico mayor que el del calcio; cualquier elemento con números atómicos mayores que 20; metales con pesos atómicos entre 21 (escandio) y 92 (uranio); término a menudo utilizado para cualquier metal con número atómico ≥ 20
Basada en propiedades
químicas
Compuestos inter-metálicos de hierro y estaño; plomo, zinc y metales alcalinos térreos que reaccionan con ácidos grasos para formar jabones, son utilizados en grasas lubricantes, secadores de pinturas, y fungicidas; cualquier metal que reacciona fácilmente con ditizona, como por ejemplo zinc, cobre, plomo, etc.
Basadas en la toxicidad
Elementos utilizados comúnmente en la industria y que genéricamente son tóxicos para animales y para procesos aerobios y anaerobios; término con el cual se denomina a elementos tales como el plomo, cadmio, mercurio; elementos que son de naturaleza tóxica.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 7
2.1.2. Origen
La presencia de metales pesados en el suelo, al igual que en aguas subterráneas y
superficiales, puede ser resultado de procesos naturales y de actividades antropogénicas,
siendo esta última la principal responsable tanto de forma directa como indirecta del
incremento de los niveles de metales pesados en el ambiente (Santos y de Oliveira, 2003;
Dal Bosco et al., 2005).
Procesos geoquímicos naturales que involucran a la erosión de rocas y, consecuentemente
la disolución y reacción química entre sólidos, líquidos y gases a través de los estados del
ciclo hidrológico, permiten que metales que forman parte de la corteza terrestre, tales como
zinc (Zn), selenio (Se), níquel (Ni), molibdeno (Mo), plomo (Pb), mercurio (Hg), cobre
(Cu), cobalto (Co), cromo (Cr), cadmio (Cd) y arsénico (As) sean esparcidos en el suelo y
en aguas superficiales después de periodos de lluvia (He et al., 2005).
Por su parte, la actividad antropogénica es responsable del incremento de estos elementos
en aguas superficiales (por medio de la descarga de residuos líquidos), en el aire (por medio
de procesos de combustión) y en el suelo (a través de actividades agropecuarias) (Jarup,
2003).
Los efluentes industriales son considerados como uno de los principales responsables tanto
directos como indirectos de la contaminación de aguas superficiales. Efluentes como los
producidos por refinerías de petróleo, industrias de pulpa y papel, textiles, metalúrgicas,
industrias productoras de químicos orgánicos e inorgánicos, de plástico, por curtiembres,
mineras, de galvanoplastía, entre otras, contienen una gran cantidad de metales pesados
(Ahluwalia y Goyal, 2007). En la tabla 2.2 se pueden observar los distintos metales pesados
que suelen estar presentes en los efluentes generados por estas industrias (Manzoor et al.,
2006; Mohan y Pittman, 2006; Sial et al., 2006; Cavaco et al., 2007).
En general, el tipo y concentración de los metales pesados presentes en los residuos
líquidos generados por las distintas industrias va a depender del proceso productivo, de la
etapa en que se produzcan y de la materia prima utilizada (Sharma et al., 2007).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 8
Tabla 2.2: Metales pesados presentes en efluentes industriales
Fe Mn Zn Cu Ni Hg Pb Cd Cr As Al Sn Sb
Refinerías de petróleo X X X X X X X
Pulpa y papel X X X X X X
Textiles X X X X X X X X
Metalúrgicas X X X X X X X X
Químicos orgánicos X X X X X X X X X
Químicos inorgánicos X X X X X X X X
Plásticos X
Curtiembres X
Mineras X X X X X X
Drenaje ácido de minas X X X X X
Galvanoplastía X X X X X X
Entre los metales pesados que pueden estar presentes en la atmósfera se encuentran As, Cd,
Cr, Cu, Pb, Hg, Ni, Se, Sn y Zn (Mohan y Pittman, 2006). Éstos pueden ser generados
mediante la combustión de carbón y combustibles fósiles, en centrales eléctricas,
manufactureras de hierro y acero y la combustión de residuos sólidos (Figueiredo et al.,
2007; Quina et al., 2007).
Entre las actividades agropecuarias que incrementan la concentración de metales pesados se
encuentran la aplicación de elementos tales como Cu, Zn, Fe, Mn y B utilizados para
incrementar el rendimiento de los cultivos; la aplicación de fungicidas, pesticidas, y
herbicidas que contienen Cu, Zn, Fe, Mn y As; la aplicación de fertilizantes que contienen
Cd y Pb como impurezas, como por ejemplo el superfosfato triple o fosfato
calcio/magnesio, que contienen una cantidad variable de Cd, dependiendo de la roca
fosfatada; y la aplicación de biosólidos o compost (He et al., 2005).
2.1.3. Problemática
Los metales pesados ejercen efectos biológicos que pueden ser beneficiosos o perjudiciales
para los distintos organismos. No son biodegradables y tienden a acumularse en los
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 9
organismos, causando numerosas enfermedades y trastornos (Inglezakis et al., 2003), razón
por la cual han sido catalogados como una clase emergente de cancerígenos humanos
(Farajzadeh y Monji, 2004). Elevadas concentraciones de algunos de estos elementos en el
ambiente o en determinados procesos pueden desencadenar una serie de problemáticas que
van desde la degradación y pérdida de fertilidad de suelos (Kizilkaya et al., 2004; Arias et
al., 2005), hasta afectar procesos de tratamiento de aguas residuales (Nurdan et al., 1997;
Ong et al., 2005).
Entre los elementos que han sido estudiados ampliamente durante estas últimas décadas se
encuentran el hierro (Fe), manganeso (Mn), molibdeno (Mo), boro (B), cobalto (Co), zinc
(Zn), cobre (Cu), níquel (Ni), mercurio (Hg), plomo (Pb), cadmio (Cd), cromo (Cr),
arsénico (As) y selenio (Se). Elementos tales como Fe, Mn, Mo, Cu y Zn son considerados
como esenciales para el correcto crecimiento y funcionamiento de plantas, animales y
humanos, mientras que elementos tales como el Hg, Pb, Cd, y As no son considerados
como esenciales para ningún organismo (Caussy et al., 2003; He et al., 2005).
El cobre es un material ampliamente utilizado en la actualidad y es considerado como un
elemento esencial para la vida humana. Sin embargo, y al igual que cualquier otro metal
pesado, puede resultar potencialmente tóxico bajo ciertas concentraciones (Yu et al., 2000).
Entre las distintas enfermedades asociadas a la presencia de cobre en el organismo humano
se encuentran un caso de neurotoxicidad denominada como enfermedad de “Wilson”, fallas
en el riñón (Meena et al., 2005) y cáncer al pulmón (Yu et al., 2000).
El zinc, al igual que el cobre, es reconocido como un nutriente esencial, pero puede tener
efectos adversos si su disponibilidad, principalmente en el suelo, excede ciertos valores
umbrales. Este elemento es ampliamente utilizado en la manufactura del zinc blanco, en
distintas aleaciones con metales, en la preparación de oro y plata por el método cianuro, y
en forma de sales de zinc en industrias de preservantes de madera, papel fotográfico,
fertilizantes, pigmentos y producción de acero y baterías. La toxicidad debido a la ingestión
de zinc es poco común, pero puede generar diversos problemas intestinales (Meena et al.,
2005).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 10
2.2. Remoción de los metales pesados
En la actualidad existen una serie de procesos que son utilizados en la remoción de metales
pesados, entre los que se encuentran la precipitación química (Matlock et al., 2002), la
filtración por medio de membranas (Blocher et al., 2003), la reducción electrolítica
(Beauchesne et al., 2005), la extracción por medio de solventes (Silva et al., 2005), el
intercambio iónico (Dabrowski et al., 2004), y la adsorción (Dabrowski, 2001). Algunas de
estas tecnologías no son aplicables en todas las situaciones, debido a una serie de
inconvenientes tales como: baja eficiencia y aplicabilidad a una amplia gama de
contaminantes, generación de residuos (Dal Bosco et al., 2005), dificultad de encontrar
condiciones óptimas de operación cuando se presentan distintos metales pesados en una
solución (Santos y de Oliveira, 2003) y la necesidad de pretratamientos (Wang et al., 2003).
El proceso en el cual las moléculas se concentran en una capa interfacial se conoce como
adsorción. Si las moléculas penetran al interior de la fase sólida, el proceso es conocido
como absorción. El término sorción generalmente es utilizado cuando los procesos de
adsorción y absorción ocurren simultáneamente y no se pueden distinguir uno de otro,
mientras que si la adsorción de una o varias especies iónicas es acompañada por la
desorción simultánea de una cantidad equivalente de especies iónicas, el proceso se
denomina como intercambio iónico (Dabrowski, 2001). La representación esquemática de
la adsorción, absorción e intercambio iónico se puede observar en la figura 2.1.
La adsorción puede ser resultado de interacciones de Van der Waals (adsorción física o
fisisorción) o puede ser resultado de procesos de carácter químico (adsorción química o
quimisorción). La diferencia fundamental entre ambas es que en el caso de la fisisorción la
especie adsorbida (fisisorbida) conserva su naturaleza química, mientras que durante la
quimisorción la especie adsorbida (quimisorbida) sufre una transformación, dando lugar a
una especie distinta (Tuñón, 2007).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 11
Figura 2.1: Representación esquemática de los procesos de adsorción, absorción e
intercambio iónico. Adaptado de: Appelo y Postma (1993)
Entre las características de la fisisorción se encuentran que: 1) es una interacción débil; 2)
es un proceso exotérmico en donde el calor liberado es semejante a la entalpía de
condensación de la sustancia adsorbida; 3) la molécula fisisorbida mantiene su identidad ya
que la energía es insuficiente para romper el enlace, aunque su geometría puede estar
distorsionada; 4) es un proceso no específico, ya que no existe una selectividad marcada
entre adsorbato y adsorbente; y 5) se produce en multicapas, es decir, sobre una capa
fisisorbida puede adsorberse otra (Tuñón, 2007).
Entre las características de la quimisorción se encuentran que: 1) es una interacción más
fuerte que la fisisorción; 3) las entalpías de quimisorción son mucho mayores que las de
fisisorción y del orden de las que se liberan en la formación de enlaces químicos; 4) la
quimisorción es específica; 5) dado que implica la formación de un enlace entre adsorbato y
el adsorbente, el proceso se detiene tras la formación de una monocapa sobre la superficie.
Aunque sólo una capa puede estar quimisorbida, puede producirse adsorción física de
nuevas capas de adsorbato sobre la primera y, en general, 6) la quimisorción implica la
rotura y formación de enlaces, por lo que la molécula quimisorbida no mantiene la misma
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 12
estructura electrónica (Tuñón, 2007).
En el proceso de adsorción intervienen las propiedades de los compuestos que se requiere
extraer, las características del adsorbente y las condiciones de contacto entre las fases fluida
y sólida. Propiedades del adsorbato tales como peso molecular, concentración, grupos
funcionales, solubilidad en el líquido, al igual que las propiedades del sólido adsorbente
(tales como distribución de tamaño de poros y los grupos químicos de superficie, entre
otras) son determinantes en la mayor o menor afinidad del adsorbato por el sólido
adsorbente (Tuñón, 2007).
El intercambio iónico es un proceso por medio del cual un sólido insoluble remueve iones
de cargas positivas o negativas de una solución electrolítica y transfiere otros iones de carga
similar a la solución en una cantidad equivalente. Este proceso ocurre sin que existan
cambios estructurales en el sólido. El intercambio iónico es uno de los métodos considerado
como exitoso y conveniente para la remoción de metales pesados presentes en aguas
residuales. Un intercambiador iónico es un sólido capaz de intercambiar tanto cationes
como aniones presentes en su estructura por los presentes en una solución que los rodea.
Usualmente son utilizados intercambiadores iónicos sintéticos o resinas de intercambio. Si
los sólidos intercambian iones positivos (cationes) se denominan intercambiadores
catiónicos e intercambiadores aniónicos si intercambian iones negativos (aniones). La
desventaja de este método es que no puede ser aplicado a soluciones demasiado
concentradas, ya que la matriz se satura y es muy sensible a las variaciones de pH
(Margineda de Godos, 2004).
2.2.1. Isotermas de adsorción
Las curvas que relacionan la concentración del material adsorbido a una temperatura fija se
denominan como isotermas de adsorción. En general, el estudio del comportamiento de la
reacción de adsorción puede ser realizada mediante la identificación de la forma y
curvatura de las isotermas de adsorción y mediante su formulación matemática (Tan, 1998).
De acuerdo a su forma y curvatura, las isotermas de adsorción pueden clasificarse como
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 13
isotermas tipo C, L, H y S (Giles et al., 1974). La representación gráfica de los distintos
tipos de isotermas se puede observar en la figura 2.2, en donde Q es la cantidad adsorbida
por unidad de masa del sólido adsorbente y C es la concentración de equilibrio del
adsorbato en la solución luego de la adsorción.
Figura 2.2: Principales tipos de adsorción según clasificación de Giles et al. (1974). (a)
isoterma tipo C, (b) isoterma tipo L, (c) isoterma tipo H, (d) isoterma tipo S.
Adaptado de: Limousin et al. (2007).
La isoterma tipo C (figura 2.2a) es una curva en donde la relación entre la concentración
del compuesto remanente en la solución y el adsorbido en el sólido es constante,
independiente de cuál sea la concentración. Esta relación es usualmente conocida como
“coeficiente de distribución” (Kd) o como “coeficiente de partición” (Kf) (L/kg). La
isoterma tipo C usualmente es utilizada como una aproximación (para un rango limitado de
concentración o muy bajas concentraciones) más que para una descripción exacta.
En la isoterma tipo L o isoterma de Langmuir la relación entre la concentración del
compuesto remanente en la solución y el adsorbido en el sólido decrece a medida que se
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 14
incrementa la concentración de soluto, obteniéndose una curva cóncava (figura 2.2b).
Generalmente este tipo de curva se puede presentar con o sin plateau estricto. La curva con
plateau estricto indica que el sólido presenta una limitada capacidad de adsorción, mientras
que en la curva sin plateau estricto la limitada capacidad de adsorción no es tan evidente.
La isoterma tipo H es el caso extremo de la isoterma tipo “L” y sugiere una fuerte
interacción entre adsorbato y adsorbente. En general, en este tipo de curva se observa una
pendiente inicial muy elevada (figura 2.2c).
La isoterma tipo S presenta un punto de inflexión, generando una curva en forma sigmoidea
(figura 2.2d). Este tipo de isotermas sugiere que la interacción adsorbato-adsorbato es más
fuerte que la interacción adsorbato-adsorbente. Esta condición favorece la adsorción de
moléculas a la superficie debido a fuertes enlaces con otras moléculas adsorbidas.
Cabe destacar que este tipo de clasificación según la forma y curvatura obtenida para las
isotermas de adsorción, es una clasificación fenomenológica basada en la observación pura,
no revela los procesos que conducen a los distintos tipos de isotermas y carece de cualquier
formulismo matemático (Hinz, 2001). Es por esta razón que a lo largo del tiempo se han
desarrollado diversos modelos matemáticos para el tratamiento de los datos experimentales,
siendo los más utilizados los modelos desarrollados por Langmuir (1918) y por Freundlich
(1926).
Isoterma de Langmuir
Esta isoterma asume que el sólido tiene una capacidad limitada de adsorción, que las
moléculas son adsorbidas en sitios bien definidos, energéticamente equivalentes y que
distan uno de otro lo suficiente como para no permitir la interacción entre las moléculas
adsorbidas en sitios adyacentes (Shukla y Pai, 2005b; King et al., 2006).
La fórmula general de la isoterma de Langmuir viene dada por la ecuación (2.1):
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 15
(2.1)
La forma lineal de la ecuación de Langmuir puede ser escrita como (2.2):
(2.2)
En donde x/m es la cantidad adsorbida por unidad de masa de adsorbente (mg/g), y Ce es la
concentración de equilibrio del metal en la solución luego de la adsorción (mg/L). Por
medio de la gráfica de Ce/x/m versus Ce se obtiene el término K que representa la constante
de equilibrio (L/mg) y el término Vm que representa la cantidad máxima que puede ser
adsorbida (mg/g), este valor corresponde a la formación de una monocapa sobre la
superficie del adsorbente.
Isoterma de Freundlich
La isoterma de Freundlich puede ser descrita mediante la ecuación (2.3):
(2.3)
La forma lineal de la ecuación de Freundlich puede ser escrita como (2.4):
(2.4)
En donde los términos KF y n son constantes empíricas, relacionadas con la capacidad de
adsorción máxima y la intensidad de adsorción. Por medio de la gráfica de log x/m versus
log Ce se obtienen los términos KF y n. La unidad de KF puede depender del valor de n y
puede ser expresada como ((L/mg)(1/n) *(mg/g)).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 16
2.2.2. Columnas de adsorción
En general, si bien es cierto que las experiencias realizadas bajo sistemas batch entregan
información importante respecto a las características de equilibrio y a la cinética de
adsorción, este tipo de operación no es económica ni viable de llevar a la práctica a escala
industrial. Es por esta razón que los datos obtenidos en sistemas de columnas son
considerados como esenciales para el diseño de adsorbedores industriales.
En la adsorción en columnas de lecho fijo las concentraciones en la fase fluída y en la fase
sólida varían con el tiempo y con la posición en el lecho. Cuando el agua residual fluye a
través de la columna el contaminante, en este caso el metal pesado, se separa gradualmente
a medida que el agua residual desciende a través de la columna (Metcalf y Eddy, 1996).
Al inicio de la operación de una columna, la mayor parte de la transferencia de materia
tiene lugar cerca de la entrada de la columna, donde el fluido se pone en contacto con el
adsorbente fresco. A medida que transcurre el tiempo, el sólido próximo a la entrada se
encuentra prácticamente saturado y la mayor parte de la transferencia de materia tiene lugar
lejos de la entrada. La región donde ocurre la mayor parte del cambio de concentración es
la llamada zona de transferencia de materia, esta zona separa la zona virgen del adsorbente
de la zona de saturación. A medida que transcurre el tiempo de operación de la columna, la
zona de transferencia de materia se traslada en el lecho hasta alcanzar su extremo inferior
(figura 2.3).
El tiempo transcurrido desde el comienzo de la operación en el lecho hasta que el
contaminante aparece en la corriente de salida o más concretamente, cuando se alcanza la
máxima concentración permisible en el efluente, se denomina tiempo de ruptura. La curva
que representa la evolución de la concentración del efluente que abandona el lecho recibe el
nombre de curva de ruptura (figura 2.4).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 17
Figura 2.3: Evolución de la concentración del contaminante en una columna de
adsorción. Adaptado de: Gilarranz (2007).
Figura 2.4: Curva típica de ruptura. Adaptado de: Gilarranz (2007).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 18
Una variable de diseño muy importante en el funcionamiento de las columnas es la
capacidad de adsorción máxima del metal cuando el material se encuentra completamente
saturado. Esta capacidad del lecho puede ser representada por el área sobre la curva de
ruptura y es dada por la ecuación (2.5) (Treybal, 1988):
(2.5)
En donde N0 es la capacidad del lecho, capacidad del lecho, G es el flujo volumétrico de la
solución en L/min, Co y C son las concentraciones del metal en el afluente y efluente al
tiempo T en mg/L, respectivamente y T es el tiempo requerido para el agotamiento
completo de la columna.
2.3. Materiales adsorbentes
2.3.1. Carbón activado
El carbón activado es el nombre comercial de un grupo de carbones que se caracterizan por
tener una estructura porosa y una superficie interna elevada. El uso del carbón activado está
muy vinculado a la purificación de productos y a la protección del medio ambiente
(Rodríguez y Sabio, 2004).
En general, cualquier material carbonoso puede ser utilizado como precursor de carbones
activados. Sin embargo, en la práctica son utilizados materiales con un alto contenido de
carbono y bajo contenido de componentes inorgánicos tales como la madera, cáscaras de
nueces, cáscaras de frutas, turba, entre otros (Dabrowski et al., 2005).
El carbón activado puede ser activado de forma física o química. La activación física
normalmente se lleva a cabo a través de una etapa de carbonización del material precursor
en una atmósfera inerte y de una etapa de gasificación controlada del carbonizado. En el
proceso de carbonización se eliminan elementos como el hidrógeno y el oxígeno del
precursor, para dar lugar a un esqueleto carbonoso con una estructura porosa rudimentaria,
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 19
mientras que en el proceso de gasificación se produce una reacción entre el gas y los
átomos de carbono más reactivos, es decir los más insaturados, eliminándolos como
monóxido de carbono. En la activación química, el precursor utilizado normalmente es un
material lignocelulósico como madera, el cual se impregna con un agente químico (ácido
fosfórico o cloruro de zinc). Posteriormente, y una vez impregnado el material, éste se
calienta en un horno a 500-700°C. Los agentes químicos utilizados reducen la formación de
material volátil y alquitranes, aumentando el rendimiento en carbono. El carbón resultante
se lava profundamente para eliminar los restos del agente (Dabrowski et al., 2005).
La elevada área superficial y porosidad del carbón activado son resultados del proceso de
activación física o química. En el caso de la activación física, la porosidad es resultado del
proceso de gasificación del material carbonizado a temperaturas elevadas, mientras que la
porosidad que se obtiene en activación química es generada por reacciones de
deshidratación química, que tienen lugar a temperaturas mucho más bajas (Kyotani, 2000).
Las propiedades adsorbentes del carbón activado se deben a su estructura y a sus
propiedades químicas. Estructuralmente, este material está constituido por microporos (< 2
nm), mesoporos (2-50 nm) y macroporos (>50 nm). La mayor parte de la adsorción tiene
lugar en los microporos (responsables de más del 90% de la superficie específica), mientras
que los mesoporos y los macroporos son los encargados de facilitar el acceso de las
moléculas desde el exterior de la partícula a los microporos. Químicamente, el carbón
activado presenta en su estructura átomos de carbono con valencia insaturada y, además,
grupos funcionales (principalmente de oxígeno y nitrógeno) y componentes inorgánicos.
Los grupos funcionales se forman durante el proceso de activación por interacción de los
radicales libres de la superficie del carbón con átomos tales como oxígeno y nitrógeno, que
pueden en parte provenir del precursor o de la atmósfera (Rodríguez y Sabio, 2004).
En la actualidad, el carbón activado es ampliamente utilizado en la remoción de metales
pesados desde aguas residuales. Entre los factores que controlan el proceso de adsorción se
encuentran propiedades del metal pesado tales como la química del ion metálico
(especiación) y el tamaño de la especie a ser adsorbida (radio de hidratación) y propiedades
del carbón activado, tales como el punto de carga cero, área superficial, porosidad y la
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 20
composición de su superficie (López et al., 2002).
En general, el carbón activado puede ser utilizado en forma granular, en polvo o en forma
de pellets, siendo la forma granular la más utilizada en la remoción de metales pesados tales
como Cd, Cr, Hg, Cu, Fe, Zn y Ni (Dabrowski, 2001).
2.3.2. Adsorbentes no convencionales
La utilización de carbón activado y de resinas de intercambio, como adsorbente e
intercambiador iónico respectivamente, es prohibitiva en muchas situaciones debido a los
altos costos asociados a su adquisición, implementación y operación (Kobya et al., 2005).
Es por esta razón que durante las últimas décadas diversas investigaciones han estado
centradas en la búsqueda de materiales no convencionales de bajo costo, tanto de origen
industrial como agrícola, que permitan reemplazar el carbón activado y las resinas de
intercambio como materiales a utilizar en la remoción de metales pesados desde aguas
residuales.
En general, los adsorbentes no convencionales utilizados para la remoción de metales
pesados pueden ser orgánicos o inorgánicos y de origen industrial o agrícola.
2.3.2.1. Materiales orgánicos
La utilización de materiales orgánicos como adsorbentes no convencionales es considerada
como una alternativa viable para la remoción de metales pesados desde aguas residuales.
En general, estos adsorbentes pueden ser abundantes como material de desecho de una
actividad agrícola o industrial, o simplemente pueden ser un producto utilizado para
actividades agrícolas (Bailey et al., 1999).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 21
Quitina y quitosano
La quitina y el quitosano son polímeros naturales que, a diferencia de otros polímeros que
se encuentran disponibles comercialmente, presentan características básicas (Krajewska,
2005). Esta basicidad les otorga propiedades tanto químicas como biológicas particulares,
tales como biocompatibilidad, propiedades antibacterianas, adsorción de metales y
propiedades de formación de geles (Kartal y Imamura, 2005).
La quitina se puede encontrar en una amplia gama de fuentes naturales tales como
crustáceos, hongos e insectos, en donde tiene un rol estructural. Sin embargo, y a pesar de
su abundancia en la naturaleza, tanto la quitina como el quitosano que existen
comercialmente son extraídos desde el exoesqueleto de crustáceos, el que es considerado
como material de desecho y por ende se encuentran disponibles en gran cantidad en la
industria de alimentos.
La quitina es un polisacárido compuesto por unidades de N-acetilglucosamina
(exactamente, N-acetil-D-glucos-2-amina), unidas entre sí con enlaces β-1,4 (Dursun y
Kalayci, 2005) (figura 2.5). Es un material hidrofílico, duro al tacto, inerte e insoluble a la
gran mayoría de los solventes ordinarios (Krajewska, 2005). El quitosano por su parte, es
un heteropolímero compuesto por 2-acetamido-2-deoxi-β-D-glucopiranosa y 2-amino-2-
deoxi-β-D-glucopiranosa (figura 2.6), que a diferencia de la quitina es soluble en un medio
ácido.
Figura 2.5: Estructura de la quitina. Adoptado de: Krajewska (2005).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 22
Figura 2.6: Estructura del quitosano. Adoptado de: Krajewska (2005).
Los caparazones de los crustáceos contienen aproximadamente entre un 10 y un 55% de
quitina en base a peso seco, variando el contenido de quitina de acuerdo con el proceso
aplicado en su extracción desde el caparazón (Chu, 2002). El proceso de extracción de
quitina y transformación a quitosano básicamente consiste en la deprotonación y
descalcificación del caparazón con hidróxido de sodio y ácido clorhídrico, respectivamente.
Posteriormente la quitina obtenida es sujeta a un proceso de N-deacetilación con una
solución de hidróxido de sodio al 40-45%, seguida por un proceso de purificación
(Krajewska, 2005).
La habilidad del quitosano de fijar metales pesados presentes en aguas residuales se debe
principalmente a que este compuesto presenta una gran cantidad de grupos amino (-NH2)
que pueden servir como sitios de coordinación para los metales pesados. Entre los posibles
mecanismos propuestos para la adsorción en materiales basados en quitosano se encuentran
principalmente el intercambio iónico, la atracción hidrofóbica y la adsorción física, los
cuales pueden actuar simultáneamente (Cárdenas et al., 2001). La extensión de la adsorción
del metal depende de la fuente de quitosano, del grado de la deacetilación, de la naturaleza
del ión metálico, y de las condiciones de la solución (Chu, 2002).
En general, el quitosano es un material muy versátil, debido a que puede ser utilizado de
diversas formas, tales como escamas, pellets, fibras, membranas y en polvo.
Diversas investigaciones realizadas, principalmente con quitosano, han confirmado que este
material es bastante efectivo en la remoción de metales pesados. En la tabla 2.3 se puede
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 23
observar la capacidad de adsorción de distintos metales pesados en quitosano.
Tabla 2.3: Capacidad de adsorción (mg/g) de metales pesados en quitosano
Material Zn Cu Ni Hg Pb Cd Referencia
5,9 Jha et al. (1988)
75 222 815 McKay et al. (1989)
430 Peniche et al. (1991)
16,8 2,4 51,5 16,3 8,5 Huang et al. (1996)
Quitosano
4,7 Wan Ngah y Isa (1998)
Uno de los grandes inconvenientes que dificultan la producción de quitina y quitosano a
escala industrial es la gran cantidad de residuos que se generan tanto en los procesos de
extracción de quitina, como en el proceso de transformación a quitosano.
Biomasa
La utilización de biomasa de algas, hongos y bacterias como material adsorbente está
siendo cada vez más considerada como una alternativa viable para la remoción de
compuestos tóxicos desde aguas residuales. En general, es un material que se encuentra
disponible en gran cantidad en procesos de fermentación, tales como los de producción de
ácido cítrico y de penicilina. Un ejemplo claro de la posible utilización de biomasa como
adsorbente de bajo costo es el de la industria productora de antibióticos, en donde la
biomasa obtenida en forma de un desecho semisólido es mayoritariamente eliminada por
medio de incineración (Selatnia et al., 2004a).
El proceso de acumulación de metales pesados en la biomasa puede ser dividido
principalmente en dos categorías: biosorción por medio de biomasa inactiva, y
bioacumulación por células vivas (Zouboulis et al., 2003). En general, la utilización de
biomasa inactiva presenta mejores propiedades como adsorbente debido a que no se ve
afectada por la toxicidad del efluente, no requiere suministro de nutrientes para mantener a
los microorganismos en condiciones óptimas de crecimiento, puede ser almacenada por
largos periodos a temperatura ambiente y puede ser regenerada y por lo tanto reutilizada un
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 24
sinnúmero de veces (Singh et al., 2000). Investigaciones realizadas con distintos tipos de
biomasa, han confirmado que este material es efectivo en la remoción de metales pesados
(tabla 2.4).
Tabla 2.4: Capacidad de adsorción (mg/g) de metales pesados en biomasa de distinto tipo
Fuente biomasa Fe Zn Cu Pb Referencia
Algas
Ulva lactuca 52,1 Lau et al. (2003)
Turbinaria ornate 104,2 Vijayaraghavan et al. (2005)
Sargassum sp. 1,2 Martins et al. (2006)
Fucus vesiculosus 114 Cochrane et al. (2006)
Hongos
Aspergillus niger 5 Townsley y Ross (1986)
Penicillium chrysogenum 9 Niu et al. (1993)
Mucor rouxii 4,9 Yan y Viraraghavan (2003)
Bacterias
Thiobacillus ferrooxidans 82 Baillet et al. (1998)
Thiobacillus thiooxidans 43,3 30,8 Liu et al. (2004)
Streptomyces rimosus 122 Selatnia et al. (2004a)
Streptomyces rimosus 135 Selatnia et al. (2004b)
La utilización de materiales de desecho de origen agrícola como adsorbentes no
convencionales está siendo cada vez más considerada como una alternativa viable para la
remoción de metales pesados desde aguas residuales. Entre los distintos materiales
investigados se encuentran cáscaras de maní (Ricordel et al., 2001), pulpa de remolacha
(Reddad et al., 2002), salvado de trigo (Farajzadeh y Monji, 2004), fibras de yute
modificada (Shukla y Pai, 2005a), salvado de arroz (Montanher et al., 2005) y aserrín
(Shukla et al., 2002).
En la tabla 2.5 se puede observar la capacidad de adsorción de metales pesados por
distintos materiales orgánicos de origen agrícola.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 25
Tabla 2.5: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados por distintos materiales
orgánicos de origen agrícola
Material Zn Cu Ni Pb Cd Cr Referencia
Residuos de café 1,4 1,4
Cáscaras de nueces 1,3 1,4
Café turco 1,1 1,6
Desechos del te 1,6 1,5
Orhan y Büyükgüngör (1993)
Corteza de pino silvestre 8,7 Alves et al. (1993)
Alfalfa 20 43 Tiemann et al. (1999)
Residuos de zanahoria 29,6 32,7 45,1 Nasernejad et al. (2005)
Cascaras de nueces 9,6 7,6 7,5 Shukla y Pai (2005b)
Fibras de yute 3,5 4,2 3,3 Shukla y Pai (2005a)
Pulpa de remolacha 0,2 0,2 Pehlivan et al. (2006)
Turba
La turba es un material poroso compuesto de materia orgánica en distintos estados de
descomposición. En relación a la naturaleza de su material parental puede ser clasificada
como turba de musgo, turba herbácea, turba de madera, y turba sedimentaria. Por otro lado
la turba puede ser clasificada como turba oligotrófica (alto contenido de materia orgánica) y
turba eutrófica (pobre contenido de celulosa y rica en sustancias húmicas) (Babel y
Kurniawan, 2003). Entre sus principales constituyentes se encuentran lignina, celulosa,
ácidos fúlvicos y húmicos. Estos constituyentes, principalmente la lignina, presentan
diversos grupos funcionales tales como alcoholes, aldehídos, cetonas, ácidos carboxílicos,
hidróxidos fenólicos y éteres que otorgan a este material excelentes propiedades para la
adsorción de metales pesados (Bailey et al., 1999).
Se cree que los principales mecanismos implicados en el proceso de adsorción de metales
pesados son el intercambio iónico y la complejación, los cuales son dependientes del pH, de
la fuerza iónica, además del tipo y concentración de la turba.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 26
La principal ventaja de la utilización de turba como adsorbente no convencional para la
remoción de metales pesados es que es abundante y relativamente económica comparada
con los materiales convencionales utilizados para la remoción de metales pesados. En la
tabla 2.6 se puede observar una recopilación realizada por Babel y Kurniawan (2003) de la
capacidad de adsorción de metales pesados en turba de musgo.
Tabla 2.6: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en turba de musgo (Babel
y Kurniawan, 2003)
Material Zn Cu Ni Cd Cr
Turba eutrófica 11,1 12,1 11,2 20,2
Turba oligotrófica 13,1 12, 7 11,7 22,5
Turba de musgo 43,9
Cuando la turba es utilizada directamente como adsorbente, puede presentar diversos
inconvenientes, tales como baja resistencia mecánica, alta afinidad por el agua y pobre
estabilidad química. Estos inconvenientes pueden ser solucionados por medio del desarrollo
de pellets de turba inmovilizada o por medio del tratamiento químico con formaldehído o
polivinilalcohol, los cuales permiten la estabilización de compuestos hidrosolubles.
2.3.2.2. Materiales inorgánicos
La utilización de materiales inorgánicos, al igual que los orgánicos, como adsorbentes no
convencionales es considerada como una alternativa viable para la remoción de compuestos
tóxicos desde aguas residuales. En general, estos adsorbentes pueden ser de origen natural o
pueden ser un material de desecho de alguna actividad industrial.
Arcilla
Las arcillas son consideradas como una buena alternativa a utilizar como adsorbentes no
convencionales debido a que son abundantes en la mayoría de los continentes y presentan
propiedades óptimas de adsorción e intercambio iónico. Es un material de naturaleza
inorgánica, de baja granulometría, constituido por partículas pequeñas (< 2 μm) y que
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 27
presenta gran plasticidad cuando es mezclado con cierta cantidad de agua. Las arcillas están
químicamente constituidas por Si, Al, H2O y frecuentemente Fe, así como por metales
alcalinos y alcalino-térreos, de materia orgánica y otros compuestos amorfos.
La estructura cristalina de las arcillas está formada por grupos tetraédricos, conformados
principalmente por Si y ocasionalmente Al, Fe y grupos octaédricos, principalmente
constituidos por Al y ocasionalmente Mg, Fe, Cr, Mn, Zn, con un cierto grado de
sustitución isomórfica. Los grupos del mismo tipo están unidos entre sí hexagonalmente,
formando planos (capas) de tetraedros y octaedros (figura 2.7).
Figura 2.7: Proyección de capas tetraédricas y octaédricas sobre sus planos.
Adoptada de: Sun Kou et al. (2004)
Su gran capacidad de adsorción es atribuida principalmente a su estructura cargada
negativamente, elevada área superficial y gran porosidad. En el caso de la montmorillonita
la adsorción de metales pesados puede ser descrita mediante dos mecanismos: adsorción
independiente del pH y adsorción dependiente del pH (Benhammou et al., 2005). En el
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 28
primero de los mecanismos, la adsorción generalmente es atribuida al intercambio catiónico
resultante de la interacción electrostática entre los iones y la carga negativa permanente. En
el segundo mecanismo la adsorción es resultante de la complejación superficial del metal
en los sitios silanol (Si-OH) y aluminol (Al-OH) localizados en el extremo de la capa, este
mecanismo es dependiente del pH debido a que bajo condiciones ácidas (pH < 4) la
mayoría de los grupos silanol y aluminol se encuentran protonados. En la tabla 2.7 se puede
observar valores de capacidad de adsorción de metales pesados en distintos tipos de arcilla.
Tabla 2.7: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados de distintos tipos de arcilla
Material Zn Cu Ni Pb Cd Referencia
0,68 0,72 Srivastava et al. (1989) Montmorillonita 4,9 4,78 Undabeytia et al. (1996)
1,25 Singh et al. (1988)
0,12 0,32 Srivastava et al. (1989)
1,41 Chantawong et al. (2001) Caolinita
1,8 0,8 0,8 Chantawong et al. (2003)
4,29 Chantawong et al. (2001) Ilita
1,9 3,7 Arias et al. (2002)
52,91 Mellah y Chegrouche (1997) Bentonita
20 Naseem y Tahir (2001)
Paligorskita 30,7 33,4 62,1 Potgieter et al. (2006)
Uno de los principales problemas que presenta la utilización de las arcillas es su baja
permeabilidad, situación que las hace requerir un material de soporte artificial en columnas
de adsorción (Bailey et al., 1999).
Zeolita
Las zeolitas son aluminosilicatos minerales que pueden ser resultado de procesos naturales,
tales como la alteración de rocas volcánicas ricas en vidrio o pueden ser producidas
sintéticamente. La estructura de un cristal de zeolita se basa en un tetraedro que está
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 29
formado por cuatro átomos de oxígeno enlazados con un átomo de silicio por medio de sus
cuatro electrones de valencia. Estos tetraedros se conectan en las “esquinas” de los
oxígenos para formar los cristales. Cuando el aluminio está presente durante la formación
de los cristales, se sustituye el silicio por los átomos de aluminio, el cual tiene solamente
tres electrones de valencia (EPA, 1999)
Las propiedades como adsorbente de las Zeolitas son principalmente atribuidas a su
estructura tridimensional con largos canales que contienen sitios cargados negativamente.
Esta carga negativa, generada por el reemplazo de Si4+ por Al3+, es balanceada por el
intercambio de cationes divalentes tales como sodio, calcio y magnesio en el interior de su
estructura, los cuales pueden ser intercambiados a su vez por metales (Bailey et al., 1999).
En la Tabla 2.8 se puede observar la capacidad de adsorción de metales pesados en distintos
tipos de zeolitas.
Tabla 2.8: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en distintos tipos de
zeolitas
Material Co Zn Cu Ni Pb Cd Referencia
1,4 0,5 1,6 0,4 1,6 2,4 Zamzow et al. (1990)
62 70 Ouki et al. (1993)
1,4 1,2 Malliou et al. (1992)
1,5 2,7 3,8 0,9 6 3,7 Ouki y Kavanagh (1997)
Clinoptilolita
25,7 15,6 26,8 4,9 Sprynskyy et al. (2006)
175 137 Ouki et al. (1993) Chabazita 5,8 5,5 5,1 4,5 6 6,7 Ouki y Kavanagh (1997)
Chabazita-phillipsita 0,04 0,37 0,5 Ibrahim et al. (2002)
Lodo rojo (red mud)
El lodo rojo es un residuo granulado obtenido de la extracción de alumina desde bauxita,
por medio del proceso Bayer. Aproximadamente de 1-2 toneladas de lodo rojo son
obtenidas por cada tonelada de alúmina producida (Wang et al., 2005).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 30
Principalmente está compuesto por partículas de sílice, aluminio, hierro, oxido de titanio e
hidróxidos (Babel y Kurniawan, 2003). El elevado contenido de hidróxidos de calcio y
sodio que presenta este material lo hacen altamente tóxico y bastante básico (pH < 13),
situación que ha generado un sinnúmero de investigaciones dirigidas hacia la utilización de
este residuo neutralizado, con propósitos de remediación. Entre los métodos utilizados para
la neutralización del lodo rojo se encuentran la adición de: ácido, aguas subterráneas duras,
sales de cloruro de magnesio y calcio, o agua de mar (Genc et al., 2003).
La utilización de lodo rojo como adsorbente no convencional ha sido investigada para
metales tales como Cu, Pb, Cd y Cr (Genc et al., 2003).
Cenizas volantes
La ceniza volante es un material particulado producido en la combustión de carbón en
plantas termoeléctricas. Durante la combustión del carbón los componentes orgánicos son
oxidados y volatilizados, mientras que una gran parte de la materia mineral es transformada
en subproductos residuales sólidos tales como cenizas volantes y escorias. Las cenizas
volantes son arrastradas por el flujo de gases que se generan durante la combustión y
pueden ser retenidas por medio de filtros de tejidos especiales, colectores mecánicos
(ciclones), depuradores por vía húmeda y precipitadores electrostáticos. Posteriormente, y
una vez que este material es retenido, son recolectados en tolvas, desde donde son
transportadas a lugares de almacenamiento (Umaña, 2004).
Principalmente están compuestas por un aglomerado de microesferas (cenoesferas y
pleuroesferas) de hasta cientos de micrómetros de diámetro. En general, son consideradas
como una buena alternativa en el tratamiento de aguas residuales debido a que están
constituidas por alúmina, sílice, óxido de hierro, óxido de calcio, óxido de magnesio y
carbono (Bailey et al., 1999); presentan una porosidad entre 0,016 y 0,1 cm3/g (Wang et al.,
2003); un área superficial específica entre 0,4 y 485 m2/g (Lin y Chang, 2001; Bayat,
2002); además su naturaleza alcalina lo hace un buen agente de neutralización (Cetin y
Pehlivan, 2007).
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 31
La utilización de cenizas volantes como adsorbente de bajo costo es considerada como una
alternativa viable en la remoción de metales pesados. Entre los mecanismos implicados en
su remoción se encuentran la precipitación (debido a la presencia de hidróxido de calcio)
y/o adsorción (debido a la presencia de sílice y alumina) (Wang y Wu, 2006). En la tabla
2.9 se puede observar las capacidad de adsorción de metales pesados obtenidas con cenizas
volantes en forma natural y bajo diversos tratamientos.
Tabla 2.9: Capacidades de adsorción (mg/g) de metales pesados en cenizas volantes
Material Zn Cu Pb Cd Referencia
Ceniza volante 1,39
Ceniza volante mezclada con wollastonita
1,18
Ceniza volante 444,7
Ceniza volante lavada 483,4
Ceniza volante 198,2
Ceniza volante lavada 195,2
Ayala et al. (1998)
Ceniza volante 6,5
Ceniza volante impregnada con Aluminio
7,0
Ceniza volante impregnada con hierro
7,5
Banerjee et al. (2003)
2.4. Borras de salmuera
Los residuos industriales normalmente no se revalorizan y simplemente son dispuestos de
acuerdo a las normativas vigentes en el país de origen. En muchas situaciones el carácter
mineral, inerte y no tóxico de los residuos generados hace que la disposición en
determinados lugares, tales como vertederos, sea una alternativa simple y económica. Sin
embargo, cuando la producción del residuo es elevada (miles de kg/mes) los costos de
disposición se incrementan, situación que ha generado el interés de algunas industrias de
revalorizar sus residuos. Un ejemplo claro del interés de revalorizar sus residuos sólidos es
el de Occidental Chemical Chile S.A.I.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 32
Occidental Chemical Chile S.A.I. es el único productor en el país de soda cáustica y cloro,
productos que están destinados a abastecer la mayor parte de la demanda interna, cuyo
mercado de destino son las plantas de celulosa y papel que utilizan dichos productos como
insumos para sus procesos.
La planta de cloro soda produce cloro, hipoclorito de sodio, soda cáustica, ácido clorhídrico
e hidrógeno como subproducto, empleando como materias primas, sal y energía eléctrica,
principalmente. La obtención de cloro y soda se realiza mediante electrólisis de una
salmuera de cloruro de sodio, para lo cual se emplean celdas electrolíticas de membrana
donde se realiza el intercambio iónico, que permiten que se separen los componentes de
salmuera en los productos deseados. Además, la empresa produce cloruro de calcio en un
proceso independiente al anterior.
2.4.1. Proceso de elaboración de cloro soda
El proceso de producción de cloro y soda se puede dividir en las siguientes etapas:
preparación y purificación de salmuera, proceso de electrolización, purificación y
almacenamiento de cloro, purificación y almacenamiento de soda, purificación y
disposición de hidrógeno (GESAM, 2002).
2.4.1.1. Preparación y purificación de salmuera
El proceso de preparación de la salmuera se inicia con la incorporación de NaCl, una
mezcla de la salmuera débil y agua purificada al disolvedor de sal. La solución de salmuera
proviene mayoritariamente del proceso de electrólisis y la fracción menor corresponde a las
aguas de retrolavado del filtro y las aguas recuperadas desde el fondo de las piscinas de
coagulación (figura 2.8).
La salmuera débil tiene una concentración aproximada de 150 a 160 g/L y se ajusta la
cantidad de salmuera del tanque pulmón para obtener una concentración de 300 g/L. La
salmuera débil se almacena en un estanque pulmón, desde donde se dosifica al disolvedor
según necesidad. La solución recién preparada se deriva a las piscinas de coagulación,
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 33
donde antes del ingreso a éstas, se le agregan aditivos químicos para coagular y precipitar
las impurezas. La secuencia se inicia con la incorporación de carbonato de sodio, luego se
ajusta el pH con soda a un valor de 10,5 para finalmente incorporar un floculante orgánico.
Figura 2.8: Preparación y purificación de salmuera en planta cloro soda (GESAM, 2002).
DESDE ESTANQUE DE SALMUERA DILUIDA
SALMUERA DILUIDA
RETROLAVADO
FILTROS PRIMARIOS
SEDIMENTO PISCINAS
SALMUERA 300 g/l
SAL (NaCl) NaOH
(Sol) FLOCULANTE
SALMUERA DILUIDA 150-160 g/l
AGUA PURIFICADA MAKE UP
COLUMNAS DE RETENCIÓN DE Al Y Hg
FILTROS TERCIARIOS
FILTROS SECUNDARIOS
SULFHIDRATO DE SODIO
AJUSTE DE pH 5,2
295 – 300 g/l PPB Ca, Mg PPM SiO2, SO4
2-
COLUMNAS DE INTERCAMBIO IÓNICO
ESTANQUE PULMÓN
PISCINAS DE COAGULACIÓN
REACTOR
ESTANQUE SALMUERA PRIMARIA
ESTANQUE SALMUERA
ULTRA PURA
ESTANQUE SALMUERA
PURA
Na2CO3
DISOLVEDOR
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 34
En las piscinas de coagulación se deja un tiempo suficiente en reposo la solución, para
lograr la separación del material recién coagulado. Una vez que las impurezas sedimentan
en el estanque, la salmuera clarificada pasa por un filtro primario para obtener una solución
con una concentración de hidróxido de 120 mg/L. Los sólidos retenidos en el filtro se
eliminan a través de las aguas del retrolavado, las que se unen a las aguas recuperadas en el
estanque pulmón de salmuera débil.
De las piscinas de coagulación se recupera el material sedimentado, el que se destina a un
sitio ubicado en el predio industrial para su disposición transitoria en la planta, en
contenedores cerrados. Posteriormente los residuos se destinan para su disposición final a
vertedero industrial autorizado. Estos residuos, llamados “borras de salmuera”,
corresponden a uno de los principales residuos sólidos de la planta.
Después de los filtros primarios, la salmuera se destina a un estanque de salmuera primaria,
desde donde ingresa a los filtros secundarios, donde se extraen las impurezas más finas.
Posteriormente, ingresa a los filtros terciarios, donde quedan retenidas partículas de
mercurio en forma de sulfuro (GESAM, 2002).
Después de los filtros terciarios, la salmuera pasa por las columnas de retención de
mercurio, cuya función es retener el mercurio a nivel de trazas que no fue posible atrapar en
los filtros terciarios. De las columnas de retención de mercurio, la salmuera sale con menos
de 1 ppb de Hg y pasa a las columnas de retención de aluminio y luego se acumula en un
estanque pulmón. Del estanque pasa por las columnas de intercambio iónico, completando
su proceso de purificación y obteniéndose una salmuera ultra pura, acondicionada para
ingresar a la etapa de electrólisis. La salmuera ultra pura que se almacena en estanque tiene
una concentración de 295-300 g/L de NaCl y contiene trazas de calcio y magnesio (partes
por billón), además de algunas partes por billón de sílice y sulfatos (GESAM, 2002).
2.4.1.2. Proceso de electrólisis en celdas de membranas
En el proceso de electrólisis se produce la separación de la salmuera, formándose cloro
gaseoso, hidrógeno y soda cáustica. La reacción que se produce al interior de las celdas es
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 35
la siguiente:
2 NaCl + 2 H2O → 2 NaOH + Cl2 (g) + H2 (g) (2.6)
De acuerdo con la figura 2.9, la salmuera ultra pura ingresa por la zona del anolito y a su
vez la soda que retorna al proceso se ajusta a una concentración desde un 32,2% a un
31,6%. Para ello se le incorpora agua antes de su ingreso a la zona del catolito.
Figura 2.9: Proceso electrolítico para la producción de cloro soda (GESAM, 2002).
La reacción química se produce con la incorporación de energía eléctrica al electrolizador.
El cloro gas abandona la celda por la sección del anolito. Dicha corriente viene
sobresaturada en agua, por tanto a la salida de la cañería se produce un flasheo en la
corriente separándose en dos, una corriente gaseosa de cloro gas saturado en agua y una
corriente líquida saturada en cloro, que se almacena en el estanque de anolito. Este estanque
tiene un venteo conectado al sistema de recolección de cloro. Este sistema totalmente
hermético previene que vapores clorados puedan diseminarse por el área de proceso. Del
estanque de anolito, previo ajuste de pH con soda, las aguas cloradas se recuperan en el
estanque de salmuera débil para proceso. Desde la zona del anolito, el agua, junto con los
iones de sodio, traspasan la membrana de la celda a la zona del catolito, donde se produce
la generación de hidrógeno y de soda. Esta corriente se flashea separándose en dos, una
corriente gaseosa de hidrógeno saturado en agua y una corriente de soda líquida. De la
ELECTROLIZADORES
MEMBRANA DE INTERCAMBIO IONICO
SODA
SALMUERA
ULTRA PURA 300 g/L
RECICLA 90% SODA 32,2%
pH 14
SODA 31,6%
Cl2 H2
Agua
-VENTA A TERCEROS -SERVICIOS INTERNOS -AJUSTE pH -PREPARACION HIPOCLORITO DE SODIO
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 36
corriente de soda sólo un 10% se destina al estanque para su posterior venta a terceros y el
90% restante retorna al proceso. La sección del catolito se mantiene a una presión de 4
pulgadas de columna de agua, superior a la atmosférica, para evitar el ingreso de aire y
formar mezclas explosivas. La sección del anolito se mantiene a una presión manométrica
nula, para evitar filtraciones de cloro al ambiente.
2.4.2. Residuos sólidos del proceso
Los principales residuos sólidos generados por la planta, de acuerdo a los procesos
mencionados anteriormente, son las borras de salmuera y las borras de la planta de cloruro
de calcio. Actualmente ambas borras son mezcladas y filtradas en un filtro de prensa,
obteniéndose un residuo sólido final de baja humedad (30-40%) llamado “borras”, que es
enviado a vertedero industrial como residuo sólido no peligroso. La producción mensual
promedio de borras del último año y medio de operación alcanza las 44 ton/mes, de las
cuales aproximadamente dos tercios corresponden a borras de salmuera y un tercio a borras
de cloruro de calcio (GESAM, 2002).
Los residuos minerales (líquidos o sólidos) provenientes de procesos químicos o físicos de
producción, normalmente no se revalorizan y simplemente son dispuestos de diferentes
formas aceptadas por la legislación de los respectivos países. El carácter mineral, inerte y
no tóxico de las borras, de acuerdo a lo establecido en la tabla 2.10, hace de la alternativa
de disposición final directa en vertedero industrial una opción muy interesante para la
empresa, debido a su simplicidad y relativo bajo costo. Sin embargo, esta premisa no se
cumple actualmente debido a los altos volúmenes de generación de residuos, haciendo que
la superficie de terreno necesario para la disposición sea elevada y los costos de dicha
disposición sean relevantes. Esta situación ha generado el interés de Occidental Chemical
Chile S.A.I. de gestionar en forma distinta y revalorizar sus residuos sólidos.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 37
Tabla 2.10: Análisis de toxicidad de borras de salmuera (VEDEWA, 1999)
Borras salmuera
Parámetro Unidad Valor Comentario
Color - - Beige
Fases - 2 Acuosa y sólida
Composición - - Inorgánica
Estado a 21ºC - - Semisólido/lodo
Policlorobifenilos - - No contiene
Fenoles - - No contiene
Capacidad oxidante - - No contiene
Capacidad reactiva - - No contiene
Compuestos Organohalogenados
- - No contiene
Compuestos Organosulfurados
- - No contiene
Policlorobifenilos - - No contiene
Toxicidad - - No tiene
Arsénico mg/l <0,1 Valor límite 5,0*
Bario mg/l <1 Valor límite 100,0*
Cadmio mg/l 0,02 Valor límite 1,0*
Cromo total mg/l <0,1 Valor límite 5,0*
Plomo mg/l <0,1 Valor límite 5,0*
Mercurio mg/l <0,001 Valor límite 0,2*
Selenio mg/l <0,1 Valor límite 1,0*
Plata mg/l <0,1 Valor límite 5,0*
Residuo peligroso - - No * Según lo establecido por D.S. N° 148 (Ministerio de salud, 2004) (Salud 2004)
2.5. Aserrín
El aserrín es considerado como un material promisorio para la remoción de contaminantes
tales como tinturas, aceites, sales y metales pesados desde aguas residuales (Shukla et al.,
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 38
2002). Una de las principales ventajas que presenta este material es su bajo costo, ya que
requiere un procesamiento mínimo y es abundante como residuo de la industria forestal
(Taty-Costodes et al., 2003). Diversas investigaciones han señalado que los principales
mecanismos implicados en la adsorción de metales pesados en el aserrín son el intercambio
iónico y los puentes de hidrógeno (Ajmal et al., 1998). Estas suposiciones están
fundamentadas básicamente en que los mayores constituyentes del aserrín son materiales
poliméricos tales como lignina, taninos y otros compuestos fenólicos. Debido a la
naturaleza del material, el cual es eficiente en la captura de metales, se puede especular que
la lignina, taninos u otros compuestos fenólicos son intercambiadores iónicos activos y que
los sitios activos son los grupos fenólicos de estos compuestos (Yu et al., 2003).
Con el fin de aumentar tanto la capacidad y eficiencia de la adsorción de contaminantes en
el aserrín, pueden ser necesarios pre-tratamientos tales como la adición de algún compuesto
químico o la mezcla con otro material. El hecho de que el aserrín no sea tratado no
necesariamente implica que éste no sea limpiado, reducido de tamaño o haya sufrido alguna
preparación mecánica previa. En general, el efecto de los tratamientos preliminares es
subjetivo, debido a que estos pueden o no incrementar la eficiencia de remoción de un
contaminante desde un efluente determinado (Taty-Costodes et al., 2003).
Entre los factores que pueden influir en el proceso de adsorción de metales pesados en el
aserrín se encuentran la dosis y la distribución de tamaño del adsorbente, tiempo de
contacto, velocidad de agitación, además del pH y la fuerza iónica de la solución acuosa.
Generalmente, la eficiencia de adsorción se ve incrementada con un aumento de la dosis del
adsorbente, del tiempo de contacto, y de la velocidad de agitación, sin embargo esto puede
diferir para diferentes materiales. El efecto del pH de la solución acuosa es considerado
como uno de los factores que controla el proceso de adsorción (Elliott y Huang, 1981),
fundamentalmente debido a la posible competencia, a bajos valores de pH, de iones H3O+
con los metales por los sitios activos del sorbente y a la carga positiva o negativa que puede
presentar el aserrín bajo un valor determinado de pH (Taty-Costodes et al., 2003).
En la tabla 2.11 se pueden observar estudios de remoción de algunos metales con aserrín de
distintos orígenes.
CAPÍTULO 2: FUNDAMENTOS TEÓRICOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 39
Tabla 2.11: Capacidad de remoción de metales pesados por aserrín de distintos orígenes
Fuente del aserrín Metal Cantidad removida
(mg/g) Referencia
Pb 9,7 Pino silvestre
Cd 9,2 Taty-Costodes et al. (2003)
Sal (Shorea robusta) Cr 3,6 Baral et al. (2006)
Dalbergia sissoo (árbol de sisu) Ni 10,4 Rehman et al. (2006)
Álamo Cu 13,9 Acar y Eren (2006)
Cu 12,7 Abeto
Zn 13,4 Šćiban et al. (2006)
Cedro deodar ( Cedrus deodara) Cd 73,6 Memon et al. (2007)
Cd 4,5
Ni 6,4 Nogal
Pb 4,4
Bulut y Tez (2007)
Cu 3,6
Ni 3,3 Roble
Cr 1,7
Argun et al. (2007)
CAPÍTULO 3:
MATERIALES Y MÉTODOS
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 41
3.1. Reactivos
Todos los compuestos utilizados en las distintas experiencias son de grado analítico y
fueron suministrados por la empresa Merck. Una solución base de 1000 mg/L de Zn2+
(como ZnCl2) y de Cu2+ (como CuCl2) fueron utilizadas en las distintas experiencias. Se
trabajó a una fuerza iónica constante (KCl 0,1 M) y se utilizó agua desionizada en todos los
experimentos
3.2. Preparación y caracterización del material adsorbente
3.2.1. Preparación
3.2.1.1. Borras
El residuo industrial, denominado “Borras de salmuera”, fue obtenido desde la empresa
Occidental Chemical Chile S.A.I., principal compañía productora de Cloro y Soda Cáustica
en Chile. Previamente a su utilización, el residuo fue secado a 70°C y posteriormente
pulverizado. En la figura 3.1 se puede observar las borras en su estado natural y una vez
secadas y pulverizadas.
Figura 3.1: Borras de salmuera a) en su estado natural y b) secadas y pulverizadas
a) b)
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 42
3.2.1.2. Aserrín
En esta experiencia fue utilizado aserrín de pino Oregón (Pseudotsuga menziesii), el cual
fue obtenido desde un aserradero cercano a la ciudad de Temuco, IX Región, Chile (ver
figura 3.2). Previamente a su utilización, el aserrín fue lavado varias veces con agua
destilada, secado a 70°C y posteriormente tamizado por medio de tamices N°18 (1 mm) y
N°14 (1,4 mm).
Figura 3.2: Aserrín utilizado en las distintas experiencias
El mayor porcentaje del total del aserrín tamizado corresponde a tamaño de partículas
menores a 1 mm (76,7 %), seguido por partículas de tamaño entre 1 y 1,4 mm (16,93 %) y
partículas de tamaño mayores a 1,4 mm (6,37 %). Debido a que el tamaño de partícula
correspondiente a malla N°14 es considerablemente mayor que el resto, los ensayos
posteriores se realizaron con partículas menores a 1,4 mm, correspondiente al 96,63 % del
total de aserrín tamizado.
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 43
3.2.1.3. Mezcla
La mezcla compuesta por borras de salmuera y aserrín fue preparada en relación 1:1. Es
decir, que para la relación adsorbente/solución (A/S) 1/10 fueron utilizados 1 g de borras de
salmuera y 1 g de aserrín en 20 mL de solución, para la relación A/S 1/20 fueron utilizados
0,5 g de borras de salmuera y 0,5 g de aserrín en 20 mL de solución y para la relación A/S
1/40 fueron utilizados 0,25 g de borras de salmuera y 0,25 g de aserrín en 20 mL de
solución.
3.2.2. Caracterización
3.2.2.1. Difracción de rayos X (DRX) y fluorescencia de rayos X (FRX)
La composición mineralógica y la composición química de las borras de salmuera fueron
determinadas por medio de las técnicas de DRX y FRX, respectivamente. Estos análisis
fueron realizados en los laboratorios de Difracción y de Fluorescencia de Rayos X de la
Comisión Chilena de Energía Nuclear (CCHEN).
3.2.2.2. Espectroscopia infrarroja con transformada de Fourier.
Con el fin de identificar en el aserrín las posibles modificaciones de los sitios activos al
agregar borras y al producirse la adsorción del metal, éste material fue analizado por medio
de espectroscopia infrarroja con transformada de Fourier.
Los residuos sólidos analizados por medio de ésta técnica fueron obtenidos, luego de
mezclar los materiales adsorbentes (aserrín puro o la mezcla de aserrín con borras), con
una solución compuesta por KCl 0,1 M, agua desionizada y una solución metálica de zinc o
cobre (C0 = 0 y 500 mg/L). El pH se mantuvo en rangos cercanos a 7,0 para el zinc y a pH
cercanos a 6,0 en el caso del cobre por medio de HNO3 o NaOH.
Una vez agitadas las muestras a una velocidad de 100 rpm y a una temperatura de 25 °C,
éstas fueron filtradas al vacío por medio de un filtro de membrana de 0,45 µm,
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 44
El residuo obtenido luego de filtrar las muestras, fue secado y tamizado por medio de un
tamiz N°50, utilizándose finalmente aquellas partículas con tamaño menor a 300 µm.
Posteriormente, la mezcla formada por el residuo sólido y KBr (relación residuo sólido:
KBr de 1:250) fue peletizada y escaneada a través de un rango de longitud de onda
comprendido entre 4.000-400 cm-1 por medio de un espectrofotómetro ThensorTM 37
Bruker (figura 3.3).
Figura 3.3: Espectrofotómetro ThensorTM 37 Bruker
3.2.2.3. Determinación de la capacidad de intercambio catiónico (CIC) y cationes
intercambiables
La determinación de la capacidad de intercambio efectiva (CICef) y de los cationes de
intercambio, en el aserrín y borras, fue realizada por medio del método de intercambio
compulsivo. Este método básicamente consiste en saturar la muestra con una solución de
BaCl2, con la finalidad de que el bario reemplace los cationes de intercambio presentes en
el adsorbente. Posteriormente, y una vez que la muestra se encuentra completamente
saturada (y por medio de una solución de MgSO4), se hace precipitar el bario presente en la
solución y el adsorbido en la muestra en forma de sulfato de bario, ocupando el magnesio
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 45
los sitios libres de intercambio (Navia, 2004).
Para la determinación de la CICef y de los cationes intercambiables se utilizó 2,5 g de
adsorbente. Una vez pesada esta cantidad de material, las muestras fueron saturadas con 20
mL de una solución BaCl2 0,1 M, agitadas a 100 rpm durante 1 h a 25ºC y centrifugadas
por 15 min a 10.000 rpm. Este procedimiento fue repetido tres veces para asegurar que el
adsorbente se encontrara completamente saturado de bario. El sobrenadante obtenido
durante cada procedimiento de saturación fue decantado, recolectado y posteriormente
aforado a 100 mL con una solución de BaCl2 0,1 M. Finalmente, esta muestra líquida fue
analizada mediante espectroscopia de absorción atómica (AAS) para determinar el
contenido de cationes intercambiables.
Al residuo previamente saturado se le adicionó 20 mL de una solución de BaCl2 0,0025 M.
Estas muestras fueron agitadas a 100 rpm durante 12 h a 25ºC y centrifugadas por 15 min a
10.000 rpm. El sobrenadante fue descartado y el adsorbente fue mezclado con 30 mL de
una solución MgSO4 0,02 M, agitado durante 12 h y centrifugado a 10.000 rpm por 15 min.
Posteriormente las muestras fueron filtradas al vacío por medio de un filtro de membrana
de 0,45 µm, y la cantidad de magnesio remanente en el sobrenadante fue cuantificada por
medio de espectrofotometría de absorción atómica de llama aire-acetileno.
Una vez que la concentración de magnesio fue medida en el sobrenadante, la capacidad de
intercambio efectiva de la muestra fue determinada mediante la ecuación (3.1)
(3.1)
En donde VMgSO4 es el volumen agregado de la solución de MgSO4 (mL), Cb es la
concentración de magnesio del blanco (mmol/L), ms es la masa de la muestra seca, y C2 es
la concentración de la muestra corregida (mmol/L) por medio de la ecuación (3.2)
(3.2)
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 46
En donde C1 es la concentración de magnesio de la muestra (mmol/L), m1 es la masa del
tubo centrífuga con la muestra seca, m2 es la masa del tubo centrífuga con la muestra luego
de agregar la solución de BaCl2 y mMgSO4 es la masa de la solución de MgSO4.
El contenido de los cationes intercambiables (Na+, K+, Ca2+ y Mg2+) del aserrín y las borras
fue determinado por medio de espectroscopia de absorción atómica de llama aire-acetileno.
Los resultados finales de los cationes intercambiables fueron obtenidos mediante la
ecuación (3.3)
(3.3)
En donde Xc es la medida de los cationes intercambiables (cmol+/kg), Cx es la
concentración del catión (g/L), Cb es la concentración del blanco (g/L), MW es el peso
molecular del catión (g/mol), ms es la masa del adsorbente (kg) y V es el volumen de la
solución (L).
3.3. Ensayos Batch
3.3.1. Estudio preliminar
El estudio preliminar fue realizado en botellas de plástico de 100 mL previamente lavadas
con ácido nítrico (1:1, 50 % HNO3 y 50% de agua destilada). Un volumen total de 20 mL
de solución compuesta por el metal zinc (C0= 0, 25, 50, 75 y 100 mg/L.), KCl 0,1 M y agua
desionizada fueron utilizadas junto con el adsorbente. Tanto para las borras como para el
aserrín se utilizaron relaciones adsorbente/solución (A/S) de 1/10, 1/20 y 1/40,
correspondientes a 2, 1 y 0,5 gramos de adsorbente, respectivamente. El pH se mantuvo en
4, 7 y 10 por medio de HNO3 o NaOH para las tres relaciones adsorbente solución.
Una vez agitadas las muestras por 24 horas a una velocidad de 100 rpm a 25°C, las
muestras fueron filtradas al vacío por medio de un filtro de membrana de 0,45 µm, y la
cantidad de metal remanente en el sobrenadante fue cuantificada por medio de
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 47
espectrofotometría de absorción atómica de llama aire-acetileno (AAS). En las figuras 3.4a,
3.4b y 3.4c se pueden observar el equipo de agitación, el sistema de filtrado y el equipo
utilizado para medir AAS.
Los porcentajes de adsorción fueron determinados mediante la ecuación (3.4)
(3.4)
En donde C0 es la concentración inicial del metal y Ce es la concentración de equilibrio en
(mg/L).
Figura 3.4: a) Equipo de agitación; b) sistema de filtrado y c) equipo utilizado para
medir por AAS
a) b)
c)
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 48
3.3.2. Cinética de adsorción
La cinética de adsorción para el zinc y el cobre fueron realizadas en botellas de plástico de
100 mL. Un volumen total de 20 mL de solución compuesta por el metal (C0 = 75 mg/L),
KCl 0,1 M y agua desionizada fueron incorporados al adsorbente. Tanto para el aserrín
como para las borras y la mezcla de ambos materiales (1:1) se utilizaron relaciones A/S de
1/10, 1/20 y 1/40. El pH se mantuvo en rangos cercanos a 7 para el zinc y a pH cercanos a 6
en el caso del cobre por medio de HNO3 o NaOH.
Una vez agitadas las muestras por 1 min, 2 min, 3 min, 4 min, 5 min, 15 min, 30 min, 45
min, 1 h, 2 h, 6 h, 8 h, 36 h y 48 h a una velocidad de 100 rpm a 25 °C, éstas fueron
filtradas al vacío por medio de un filtro de membrana de 0,45 µm, y la cantidad de metal
remanente en el sobrenadante fue cuantificada por medio de espectrofotometría de
absorción atómica de llama aire-acetileno.
La cantidad adsorbida, fue determinada mediante la ecuación (3.5)
(3.5)
En donde x/m es la cantidad adsorbida (mg/g), Co y Ce son la concentración inicial y de
equilibrio del metal, respectivamente (mg/L), V es el volumen de la solución acuosa (L) y
M es la masa de adsorbente utilizado (g)
3.3.3. Isotermas de adsorción
Las isotermas de adsorción para el zinc y el cobre fueron determinadas bajo las mismas
condiciones experimentales utilizadas para la cinética. Las soluciones con el metal fueron
preparadas a concentraciones de 0, 25, 50, 75 y 100 mg/L. Posteriormente, y una vez
obtenidos los datos experimentales, éstos fueron ajustados por medio de los modelos de
Langmuir (Langmuir, 1918) y Freundlich (Freundlich, 1926).
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 49
3.4. Ensayos en columnas
Los ensayos en columnas se realizaron en columnas de vidrio de 1 cm de diámetro, las
Cuales fueron empacadas con 8 gramos de la mezcla compuestas por las borras y el aserrín
(1:1). Una solución conteniendo 44 mg/L (zinc) y 34 mg/L (cobre) fue alimentada a un
flujo de 0,2 mL/min. El efluente de cada columna, recolectado a diferentes intervalos de
tiempo (60, 120, 180, 240, 300, 360, 420, 480, 540, 600, 660, y 720 min), fue filtrado al
vacío por medio de un filtro de membrana de 0,45 µm, y la cantidad de metal remanente
fue cuantificada por medio de espectrofotometría de absorción atómica de llama aire-
acetileno. El pH del afluente fue ajustado por medio de HNO3, manteniéndose los valores
de salida cercanos a 7 para el caso del zinc y a pH cercanos a 6 para el caso del cobre.
De las curvas obtenidas experimentalmente y por medio de la ecuación (3.6), se determinó
el tiempo de saturación, es decir, el tiempo en cual la columna se encontró completamente
agotada o saturada.
(3.6)
En donde CL es la capacidad del lecho, G es la velocidad de la solución y C* es la
concentración de la solución en equilibrio con el adsorbente fresco o concentración de la
solución que deja la columna inicialmente. En la figura 3.6 se puede observar las columnas
utilizadas en esta experiencia.
3.5. Tratamiento estadístico
Todos los experimentos fueron llevados a cabo en triplicado, presentándose los promedios
de los resultados con su desviación estándar.
CAPÍTULO 3: MATERIALES Y MÉTODOS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 50
Figura 3.5: Columnas de vidrio utilizadas en la experiencia de adsorción en lecho fijo
CAPÍTULO 4:
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 52
4.1. Caracterización de los materiales
4.1.1. Borras
La caracterización realizada por medio de la difracción de rayos X (tabla 4.1) arrojó que las
borras de salmuera están principalmente constituidas por Halita (NaCl) y Calcita (CaCO3)
como componentes principales, y por Cuarzo (SiO2), Hapqueíta (Fe2Si) y Óxido de calcio
(CaO) como componentes marginales. En la figura B.1 (ANEXO B) se puede observar el
difractograma obtenido de las muestras.
Tabla 4.1: Compuestos identificados por medio de DRX
Estimación cuantitativa fórmula Nombre
3) NaCl Halita
3) CaCO3 Calcita
1) SiO2 Cuarzo
1) Fe2Si Hapqueíta
1) CaO Óxido de Calcio 3) Componentes principales 1) Componentes marginales
Por su parte, el análisis de fluorescencia de rayos X (tabla 4.2) determinó que en las borras
de salmuera se encuentran como elementos mayoritarios el calcio (4,02 %) y el hierro (1,08
%) y como elementos minoritarios cadmio (29 µg/g), rubidio (133 µg/g), zinc (140 µg/g),
circonio (194 µg/g), bario (206 µg/g) y estroncio (334 µg/g). La presencia de titanio,
níquel, cobre y antimonio no fue detectada en las muestras.
Elementos livianos, tales como el silicio, aluminio, azufre, cloro, fósforo, sodio y magnesio
no son cuantificables por la metodología utilizada en el laboratorio de Fluorescencia de
Rayos X de la Comisión Chilena de Energía Nuclear (CCHEN).
El elemento cobre no fue detectado, mientras que cantidades traza del elemento zinc (140
µg/g) fueron encontradas en las muestras analizadas. La nula y escasa presencia de cobre y
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 53
zinc permite descartar una interferencia considerable de estos elementos en los ensayos de
adsorción posteriores.
Tabla 4.2: Compuestos determinados por medio de FRX en borras de salmuera
Elemento Cantidad
Ca 4,02 %
Ti ND
Fe 1,08 %
Ni ND
Cu ND
Zn 140 µg/g
Rb 133 µg/g
Sr 334 µg/g
Zr 194 µg/g
Cd 29 µg/g
Sb ND
Ba 206 µg/g
ND: no detectado
4.1.2. Aserrín
En general, en los espectros IR las intensidades y cambios producidos en las bandas de una
muestra, luego de un tratamiento determinado, están relacionados con cambios en la
composición química de grupos funcionales y en la estructura química de dicha muestra.
Como se puede observar en las figuras 4.1 y 4.2, en donde se muestra los distintos
espectros IR para el aserrín y la mezcla a pH 7 y a pH 6, la utilización de borras junto con
el aserrín producen cambios en la estructura de este último. Estos cambios se pueden ver
reflejados en la intensidad de las bandas ubicadas a 870, 1.005, 1.425, 1.620 y 3.400 cm-1.
La banda ubicada a 870 cm-1 es atribuida a vibraciones de flexión (CH) atribuible a
compuestos aromáticos, mientras que la banda ubicada a 1005 cm-1 es atribuida a
vibraciones de estiramiento (C-O) y (C-C) de grupos alcohólicos y fenólicos. Las bandas
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 54
ubicadas a 1.425 cm-1 y 1.620 cm-1 son atribuidas a la formación de grupos carboxílicos
desprotonados y coordinados COO-M (Min et al., 2004), mientras que la banda ubicada a
3.440 cm-1 puede corresponder a vibraciones de estiramiento O-H fenólico. En general, las
bandas ubicadas a 870, 1.005 y 1.425 cm-1 son atribuidas a vibraciones cuyo origen sería la
celulosa (Kauráková et al., 2002; Fuks et al., 2006), siendo esta última banda atribuida por
otros autores a vibraciones CH de grupos metilo cuyo origen sería la lignina (Nada et al.,
1998a; Nada et al., 1998b). Otras bandas asociadas a la lignina pueden ser ubicadas a
1.510, 1.460, 1.270 y 1.130 cm-1 (Grube et al., 2006).
4008001.2001.6002.0002.4002.8003.2003.6004.000
% T
rans
mita
ncia
Mezcla
Aserrín
Longitud de onda (cm-1)
Figura 4.1: Espectro IR del aserrín y la mezcla sin metal adsorbido (pH 7)
Según algunos autores, la presencia tanto de la banda ubicada a 1425 cm-1 como de la
banda ubicada a 1.620 cm-1 suele estar asociada a la remoción de metales pesados (Min et
al., 2004). En general, las bandas asociadas a grupos carboxílicos (COOH) pueden ser
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 55
encontradas en el rango de 1.700-1.750 cm-1, mientras que bandas correspondientes a
grupos carboxílicos desprotonados y coordinados (COO-M) se encuentran en el rango de
1.590-1.650 cm-1 (Sawalha et al., 2007) y en 1425 cm-1 (Filipiuk et al., 2005).
En este caso, la aparición principalmente de la banda ubicada a 1425 cm-1 puede ser
atribuida al intercambio de iones sodio y calcio presentes en las borras de salmuera por H+
presentes en grupos carboxílicos del aserrín. En este intercambio de H+ por iones sodio y
calcio presentes en las borras de salmuera también estarían implicados grupos O-H
alcohólicos y fenólicos presentes en la superficie del aserrín.
En general, y tal como se puede ver en las figuras, no se observan mayores diferencia en los
espectros IR obtenidos tanto para el aserrín como la mezcla a pH 7 y pH 6.
4008001.2001.6002.0002.4002.8003.2003.6004.000
Mezcla
Aserrín
% T
rans
mita
ncia
Longitud de onda (cm-1)
Figura 4.2: Espectro IR del aserrín y la mezcla sin metal adsorbido (pH 6)
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 56
4.1.3. Cationes de intercambio y capacidad de intercambio catiónico
Como se puede observar en la tabla 4.3, el principal catión de intercambio en las borras de
salmuera es el sodio (659,4 cmol+/kg), seguido por calcio (12,1 cmol+/kg ), magnesio (4,5
cmol+/kg) y potasio (0,6 cmol+/kg); mientras que en el aserrín es calcio (1,5 cmol+/kg),
seguido por magnesio (1,1 cmol+/kg), sodio (1,0 cmol+/kg) y potasio (0,6 cmol+/kg). En el
caso de las borras estos resultados concuerdan tanto con la caracterización realizada por
medio de DRX, como con la realizada por medio de FRX, en donde se determinó que entre
los compuestos principales se encuentran NaCl y CaCO3 y que el calcio se encuentra como
elemento mayoritario. Por otro lado, la determinación de los cationes de intercambio
permitió encontrar que el sodio, elemento no cuantificable por medio de fluorescencia de
rayos X, está presente en grandes cantidades en el material adsorbente.
Tabla 4.3: Cationes de intercambio
Aserrín Borras
Calcio (cmol+/kg) 1,6 ± 0,1 12,1 ± 0,4
Magnesio (cmol+/kg) 1,1 ± 0,0 4,5 ± 0,1
Potasio (cmol+/kg) 0,6 ± 0,0 0,5 ± 0,1
Sodio (cmol+/kg) 1,0 ± 0,0 659,4 ± 16,8
En comparación con los valores obtenidos en las borras, los del aserrín son bastante bajos
(exceptuando el potasio). Esto permite suponer que la remoción del metal por medio del
aserrín no sería realizada principal ni mayoritariamente mediante el intercambio del metal
por alguno de estos cationes de intercambio.
La metodología propuesta para la determinación de la capacidad de intercambio catiónico
demostró que las borras de salmuera presentan una capacidad de intercambio catiónico de
22,2 cmol+/kg. Este valor está por encima de los valores obtenidos para cenizas volantes
por Lin y Chang (2001) de 1-5 cmol+/kg; es similar a los alcanzados por suelos andisoles
de las Islas Azores (Portugal) que tienen valores de hasta 21,3 cmol+/kg (Madeira et al.,
2003) y están muy por debajo del valor encontrado en suelos andisoles derivados de cenizas
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 57
volcánicas (44,4 cmol+/kg) en Nicaragua (Joergensen y Castillo, 2001) y en zeolita
sintética (163 cmol+/kg) (Wu et al., 2006).
Cabe destacar que los valores de CIC mencionados anteriormente fueron determinados por
medio de la metodología de acetato de amonio (suelos andisoles de las Islas Azores y
zeolita sintética) y por medio de una solución trietanolamina-BaCl2 (suelos andisoles
derivados de cenizas volcánicas), pudiendo no ser muchos de estos valores comparables
entre sí. En general, los valores de capacidad de intercambio catiónico van a depender de la
metodología empleada, ya que se pueden encontrar diferencias considerables cuando se
emplea diferentes metodologías para un mismo adsorbente (Henríquez et al., 2005).
4.2. Ensayos Batch
4.2.1. Estudio preliminar
Como se puede observar en la figura 4.3, en donde se grafican los porcentajes de adsorción
de zinc a pH 4 y a pH 7 en borras de salmuera y aserrín, el pH 7 es el que presenta mayor
porcentaje de remoción del metal para las tres relaciones A/S en ambos materiales (tablas
A.1 y A.2; ANEXO A).
En el caso de las borras de salmuera, trabajar a pH 4 implicó agregar una gran cantidad de
HNO3. Esta situación pudo provocar modificaciones en la estructura del material
adsorbente. En la figura 4.4 se puede observar la diferencia existente entre el residuo
obtenido luego de filtrar las muestras trabajadas a pH 10 y a pH 4.
Cabe destacar que el porcentaje de remoción de zinc a pH 10 (pH cercano al pH natural de
las borras) es del 100%. Sin embargo este de grado remoción, tanto en las borras como en
el aserrín, se debe a que el zinc no se encuentra soluble (figura B.2), siendo la precipitación
el principal mecanismo implicado en el proceso de remoción. En los ensayos realizados a
pH 7, y tal como se mencionará posteriormente, no se espera la presencia de precipitado.
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 58
Bor
ras
Ase
rrín
Figura 4.3: Porcentaje de adsorción de zinc en borras y aserrín. Relaciones adsorbente/solución a) 1/10, b) 1/20 y c) 1/40; T°
25 °C; tiempo de contacto 24 h. C0= 25, 50, 75, 100 mg/L; pH 4 y 7
a) b) c)
a) b) c)
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 59
Figura 4.4: Residuo obtenido luego de filtrar las muestras trabajadas a a) pH 10 y b)
pH 4
La diferencia entre los porcentajes de adsorción a pH 4 y a pH 7 en el aserrín puede ser
explicada en términos del punto de carga cero del aserrín (PCC). Diversos autores han
reportado valores de PCC del aserrín cercanos a 6 (Shukla et al., 2002; Baral et al., 2006;
Batzias y Sidiras, 2007). Bajo a este valor de pH se espera que la superficie del material se
encuentre cargada predominantemente en forma positiva, mientras que a valores por sobre
ese punto, la superficie se encuentra cargada predominantemente en forma negativa.
Por otro lado, cabe destacar que a valores de pH tanto por sobre, como por debajo del PCC
del aserrín, la especie predominante del metal presenta carga positiva (M2+ y M(OH)+ )
(Taty-Costodes et al., 2003). De acuerdo a lo comentado anteriormente, se puede decir que
la adsorción a pH 4 se pudo ver limitada debido a que tanto la superficie del aserrín como el
metal se encontraban cargados en forma positiva. Mientras que la adsorción a pH 7 se pudo
ver favorecida debido a la diferencia de cargas presentadas entre el aserrín y el metal.
Debido a que los porcentajes de remoción de zinc obtenidos a pH 7 tanto para las borras de
salmuera como para el aserrín fueron considerablemente más altos que los porcentajes de
remoción obtenidos a pH 4 y considerando que a pH 10 el zinc se encuentra precipitado, los
experimentos posteriores realizados con zinc fueron efectuados a pH 7. En el caso del
a) b)
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 60
cobre, debido que a pH 7 la solubilidad del metal disminuye considerablemente (figura B.2)
y con el fin de limitar al máximo la presencia de precipitado, las experiencias posteriores
fueron realizadas a pH cercanos a 6.
4.2.2. Cinética de adsorción
En las curvas de cinética obtenidas para el zinc en las borras de salmuera (figura 4.5) se
puede observar principalmente dos fases: Una primera fase de retención, en donde el
tiempo de contacto es de 5, 15 y 180 minutos para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40,
respectivamente; y una segunda fase de fijación en donde se alcanza el equilibrio. En el
caso del aserrín se puede observar tres fases (figura 4.6): una primera fase de retención
rápida, en donde el tiempo de contacto es de 1 min para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y
1/40; una segunda fase de fijación en donde se alcanza el equilibrio y una tercera fase, en
donde parte del zinc previamente adsorbido se desorbe. En el caso de la cinética de
adsorción de la mezcla de las borras de salmuera con el aserrín (figura 4.7) se puede
observar un comportamiento similar al obtenido en la cinética de adsorción de las borras,
alcanzándose la primera fase de retención a los 15, 45 y 360 minutos a las relaciones A/S
1/10, 1/20 y 1/40, respectivamente.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 120 240 360 480 600 720
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.5: Cinética de adsorción de zinc en borras. Relación A/S 1/10, 1/20, 1/40;
T°=25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L; pH 7
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 61
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 30 60 90 120 150 180
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.6: Cinética de adsorción de zinc en aserrín. Relación A/S 1/10, 1/20, 1/40;
T°=25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L; pH 7
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 120 240 360 480 600 720
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.7: Cinética de adsorción de zinc en la mezcla. Relación A/S 1/10, 1/20, 1/40;
T= 25 °C; concentración inicial de zinc 75 mg/L; pH 7
En términos de porcentaje de remoción de zinc y cantidad removida (tablas A.5 y A.3) se
puede inferir que en el caso de las borras a las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40 durante esta
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 62
primera fase de retención se logró la remoción del 93,7% (0,703 mg Zn2+/g adsorbente); del
90,7% (1,362 mg Zn2+/g de adsorbente) y del 86,9%, (2,607 mg Zn2+/g de adsorbente),
respectivamente.
Una vez transcurridas 48 h del experimento, se lograron porcentajes de remoción cercanos
al 99% para las relaciones A/S 1/10 y 1/20 y del 96% para la relación A/S 1/40. El tiempo
de equilibrio fue de 3 h (180 min), 6 h (360 min) y 12 h (720 min) para las relaciones A/S
1/10; 1/20 y 1/40, respectivamente.
En el caso del aserrín (tablas A.5 y A.3), durante la primera fase de retención se lograron
porcentajes de remoción del 99,8% (0,749 mg Zn2+/g adsorbente); del 99,8% (1,498 mg
Zn2+/g de adsorbente) y del 82,3%, (2,471 mg Zn2+/g de adsorbente). Una vez transcurridas
48 h, el porcentaje de remoción decrece a 87,4; 70,8 y 54,2% para las relaciones A/S 1/10;
1/20 y 1/40, respectivamente. Siendo mucho más evidente y rápida la desorción presentada
a la relación A/S 1/40. El tiempo de equilibrio para el aserrín fue de 30 min para las tres
relaciones A/S.
Como se mencionó anteriormente, la cinética de adsorción de la mezcla de ambos
materiales presenta un comportamiento similar al alcanzado por las borras de salmuera. En
la mezcla (tablas A.5 y A.3), durante la primera fase de retención se logró la remoción del
94,4% (0,708 mg Zn2+/g adsorbente); del 90,5% (1,358 mg Zn2+/g de adsorbente) y del
90,5%, (2,716 mg Zn2+/g de adsorbente) para las relaciones A/S 1/10; 1/20 y 1/40,
respectivamente. Una vez transcurridas 48 h, se lograron porcentajes de remoción cercanos
al 99% para las relaciones A/S 1/10 y 1/20 y del 94% para la relación A/S 1/40. Los
tiempos de equilibrio en la mezcla, al igual que en las borras de salmuera fueron de 3 h
(180 min), 6 h (360 min) y 12 h (720 min) para las relaciones A/S 1/10; 1/20 y 1/40,
respectivamente.
En las curvas de cinética obtenidas para el cobre en las borras de salmuera (figura 4.8) y en
la mezcla (figura 4.10) se puede observar la presencia de las fases de retención y fijación.
En el caso del aserrín (figura 4.9), y a diferencia de lo observado en la cinética de adsorción
de zinc, la desorción del metal previamente adsorbido no es tan evidente.
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 63
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 120 240 360 480 600 720
x/m
(mg
Cu2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.8: Cinética de adsorción de cobre en borras. Relación A/S 1/10, 1/20,
1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L; pH 6
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 30 60 90 120 150 180
x/m
(mg
Cu2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.9: Cinética de adsorción de cobre en aserrín. Relación A/S 1/10, 1/20,
1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L; pH 6
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 64
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
0 120 240 360 480 600 720
x/m
(mg
Cu2+
/g a
dsor
bent
e)
Tiempo (min)
1/10 1/20 1/40
Figura 4.10: Cinética de adsorción de cobre en mezcla. Relación A/S 1/10, 1/20,
1/40; T=25 °C; concentración inicial de cobre 75 mg/L; pH 6
En el caso de la cinética de adsorción de cobre en borras de salmuera se puede observar un
incremento de los porcentajes de remoción (tablas A.6 y A.4). Durante la primera fase de
retención, se alcanzó una remoción del 98,8% (0,741 mg Cu2+/g adsorbente); del 98,5%
(1,478 mg Cu2+/g de adsorbente) y del 96,6%, (2,900 mg Cu2+/g de adsorbente) para las
relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40, respectivamente. Una vez transcurridas 48 h de
experiencia, se obtuvieron porcentajes de remoción cercanos al 99% para las tres relaciones
A/S. Al igual que en el caso de la cinética de adsorción de zinc en borras de salmuera, los
tiempos de equilibrio obtenidos fueron de 3 h (180 min), 6 h (360 min) y 12 h (720 min)
para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40, respectivamente.
En el caso del aserrín (tablas A.6 y A.4), durante la primera fase de retención se logró la
remoción del 80,5% (0,604 mg Cu2+/g adsorbente); del 60,6% (0,909 mg Zn2+/g de
adsorbente) y del 44,3% (1,329 mg Cu2+/g de adsorbente), respectivamente. Una vez
transcurridas 48 h, se lograron porcentajes de remoción del 86,0 %; 67,3% y del 43,2%
para las relaciones A/S 1/10; 1/20 y 1/40, respectivamente. El tiempo de equilibrio para el
aserrín fue de 30 minutos para las tres relaciones A/S.
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 65
Durante la primera fase de retención en la cinética de adsorción de la mezcla de ambos
materiales (tablas A.6 y A.4), se logró una remoción del 95,4% (0,739 mg Cu2+/g
adsorbente); del 97,7% (1,466 mg Cu2+/g de adsorbente) y del 98,8%, (2,966 mg Cu2+/g de
adsorbente), respectivamente. Una vez transcurridas 48 h, se lograron porcentajes de
remoción cercanos al 99% para las tres relaciones A/S. Los tiempos de equilibrio obtenidos
fueron 3 h (180 min), 6 h (360 min) y 12 h (720 min) para las relaciones A/S 1/10; 1/20 y
1/40, respectivamente.
En general, en la cinética de adsorción de cobre efectuada mediante ensayos batch se
trabajó con pH cercanos a 6. Esta situación pudo implicar que la remoción de cobre fuera
por medio de la combinación de los mecanismos de adsorción y precipitación. Esto
concuerda con resultados obtenidos en la remoción de zinc y cobre por medio de arcillas
naturales, en donde se encontró que a pH sobre 6 el cobre presentaba mayor grado de
remoción que el zinc. Según los autores, este fenómeno se debía a la formación de
complejos hidroxilos de cobre, los cuales precipitarían posteriormente al interior de la
estructura del adsorbente (Veli y Alyuz, 2007). Al pH trabajado en la cinética de adsorción
del zinc no se espera la formación de complejos hidroxilos (Kaya y Oren, 2005),
descartándose por lo tanto que en el proceso de remoción de este metal haya estado
implicada la precipitación.
Por otro lado, la existencia de precipitado durante el proceso de remoción de cobre
mediante el aserrín pudo influir en que no fuera tan evidente la desorción del material
previamente adsorbido.
Otro fenómeno importante de observar es que a medida que se incrementa la cantidad de
adsorbente, se incrementa la cantidad adsorbida y se reduce el tiempo en el cual se alcanza
el equilibrio. Este fenómeno se debe a que una mayor cantidad de sitios activos, y por ende
una mayor cantidad de constituyentes, se encuentran disponibles para ser intercambiados
(Garg et al., 2004a; Garg et al., 2004b; Pehlivan et al., 2006; Argun et al., 2007). Por otro
lado, es importante destacar que a medida que se incrementa la dosis del adsorbente, se
incrementa el grado de remoción del metal pero disminuye la densidad de adsorción, es
decir, que desciende la cantidad adsorbida por unidad de masa debido a la insaturación de
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 66
los sitios de adsorción o por la interacción de las partículas, tales como agregación, como
resultado de la alta concentración del sorbente. Tal estado de agregación puede resultar en
un descenso del área superficial total del sorbente y en un incremento de la longitud
difusional (Shukla et al., 2002).
Independiente de la precipitación del cobre en la cinética de adsorción, el comportamiento
observado de los dos metales es bastante similar. Resultados equivalentes han sido
obtenidos en la remoción de cadmio, cobre y zinc por medio de desechos de yuca, en donde
el menor grado de remoción obtenido para el cadmio -comparado con la remoción
alcanzada para el cobre y el zinc- es atribuido a sus tamaños iónicos (Radio iónico: Cd2+ =
0,97 Å; Zn 2+ =0,74 Å; Cu2+ = 0,73 Å) (Horsfall et al., 2006).
4.2.3. Isotermas de adsorción
Las isotermas de adsorción son de vital importancia en el diseño de sistemas de adsorción,
debido a que indican qué cantidad hay de iones metálicos y cómo éstos se encuentran
particionados entre el adsorbente y la fase líquida. Cuando el ión metálico se pone en
contacto con el adsorbente, la concentración del metal en la superficie se comienza a
incrementar hasta que se alcanza un equilibrio dinámico, es en este punto que la
distribución del ion metálico entre las fases sólida y líquida se encuentra claramente
definida.
En la figura 4.11, en donde se grafican las isotermas de adsorción para los distintos
materiales adsorbentes, a las tres relaciones A/S (tablas A.7 y A.8), se puede observar que
en la relación A/S 1/10 nunca se alcanzó el equilibrio dinámico. Esto se debe
principalmente a que las concentraciones de 25, 50, 75 y 100 mg/L pueden no haber sido
lo suficientemente altas como para lograr la saturación del adsorbente. En general, y tal
como se mencionó anteriormente, se espera que a medida que se incrementa la cantidad de
adsorbente se incrementa la cantidad adsorbida, debido a que una mayor cantidad de
constituyentes se encuentran disponibles para ser intercambiados (Garg et al., 2004a; Garg
et al., 2004b; Pehlivan et al., 2006; Argun et al., 2007).
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 67
En el caso de la relación A/S 1/40, y en menor medida en la relación A/S 1/20, la forma
preponderante según la clasificación de Giles et al. (1974), corresponde a las isotermas
tipo L o isoterma Langmuir. Si bien es cierto que esta clasificación fenomenológica está
basada en la observación y no revela los procesos que conducen a las diferentes formas de
isoterma, puede dar un esbozo al tipo de modelo matemático que más se ajuste a los datos
obtenidos (Hinz, 2001).
En la isoterma tipo L o isoterma de Langmuir, la relación entre la concentración del
compuesto remanente en la solución y el adsorbido en el sólido decrece a medida que se
incrementa la concentración de soluto, obteniéndose una curva cóncava (Limousin et al.,
2007). Esta forma cóncava puede ser observada principalmente a la relación A/S 1/40.
Los parámetros K y Vm de las isotermas de Langmuir (tabla A.9 y A.10) y los parámetros
Kf y n de las isotermas de Freundlich (tabla A.11 y A.12), al igual que los coeficientes de
regresión (R2), fueron obtenidos a través de la gráfica de Ce vs x/m (figuras B.3, B.4, B.5,
B.9, B.10 y B.11) y de log Ce vs log x/m (B.6, B.7, B.8, B.12, B.13 y B.14),
respectivamente. Como se puede ver a través de los coeficientes de regresión (R2) (tabla
4.4), los datos experimentales se ajustaron tanto al modelo de Langmuir como al modelo de
Freundlich, siendo el modelo de Langmuir el que presenta coeficientes de regresión
ligeramente más altos. Esto, sumado a las formas obtenidas principalmente en las isotermas
a la relación A/S 1/40, hace suponer que los datos experimentales se ajustan de mejor
manera al modelo Langmuir, asumiéndose con esto que las moléculas son adsorbidas en
sitios bien definidos, energéticamente equivalentes y que distan uno de otro lo suficiente
como para no permitir la interacción entre las moléculas adsorbidas en sitios adyacentes
(Shukla y Pai, 2005b; King et al., 2006).
Como se puede observar en la tabla 4.4 a través del parámetro Vm, la capacidad máxima de
adsorción (o cantidad máxima que puede ser adsorbida) de zinc en borras fue de 0,97, 2,04
y 4,85 mg/g para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40, respectivamente. Mientras que en el
aserrín, el valor obtenido fue de 1,32, 1,95 y 2,58 mg/g para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y
1/40, respectivamente. La capacidad máxima de adsorción de zinc en la mezcla fue mayor
que la capacidad máxima de adsorción obtenida tanto en las borras de salmuera como en el
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 68
aserrín, obteniéndose valores de 2,29 y 5,59 para las relaciones A/S 1/20 y 1/40,
respectivamente.
0
0,56
1,12
1,68
2,24
2,8
3,36
3,92
4,48
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
x/m
(mg
Cu2+
/g a
dsor
bent
e)
Ce (mg/l)
0
0,375
0,75
1,125
1,5
1,875
2,25
2,625
3
0,0 7,5 15,0 22,5 30,0 37,5 45,0 52,5 60,0
x/m
(mg
Cu2+
/g a
dsor
bent
e)
Ce (mg/l)
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
0,0 0,2 0,3 0,5 0,6 0,8 0,9 1,1 1,2x/
m (m
g C
u2+/g
ads
orbe
nte)
Ce (mg/l)
0,00
0,56
1,12
1,68
2,24
2,80
3,36
3,92
4,48
0,00 0,03 0,06 0,09 0,12 0,15 0,18 0,21 0,24
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Ce (mg/l)
0,00
0,38
0,75
1,13
1,50
1,88
2,25
2,63
3,00
0 5 10 15 20 25 30 35 40
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Ce (mg/l)
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
x/m
(mg
Zn2+
/g a
dsor
bent
e)
Ce (mg/l)
b)
c)
1/10 1/20 1/40
a) CobreZinc
Figura 4.11: Isotermas de adsorción de zinc y cobre en a) borras b) aserrín y c) mezcla.
Relación A/S 1/10, 1/20, 1/40; T=25 °C; concentración inicial de zinc 75
mg/L; pH 7 (zinc), pH 6 (cobre)
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 69
Tabla 4.4: Parámetros de Langmuir y Freundlich para las isotermas de adsorción de zinc y cobre
Langmuir Freundlich
Metal pesado Adsorbente Relación Adorbente/Solución
Vm (mg/g)
K (l/g) R2 Kf
(mg1-1/nL1/n/g) N R2
1/10 0,97 54,16 0,98 1,17 2,67 1,001/20 2,04 8,45 0,99 1,64 3,85 0,99Borras 1/40 4,85 0,94 0,97 2,11 2,10 0,981/10 1,32 0,84 1,00 0,55 1,79 0,971/20 1,95 0,44 0,99 0,63 2,56 0,99Aserrín 1/40 2,58 0,43 0,99 1,09 4,33 0,981/10 1/20 2,29 87,20 1,00 5,66 2,56 0,99
Zn 2+
Mezcla 1/40 5,59 11,93 1,00 18,62 1,73 0,961/10 1/20 3,15 5,28 0,95 4,30 1,59 0,92Borras 1/40 4,69 4,84 1,00 2,65 3,95 0,531/10 1,23 0,14 0,99 0,19 1,75 0,981/20 1,57 0,12 0,99 0,29 2,34 0,99Aserrín 1/40 2,31 0,07 0,96 0,35 2,40 0,981/10 1,88 2,29 0,98 1,79 1,39 0,981/20 2,48 2,51 1,00 1,73 2,02 0,98
Cu 2+
Mezcla 1/40 4,33 1,96 0,99 2,47 2,69 1,00
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 70
En general, y tal como se puede observar en la sección 2.3.2 y 2.5, los valores obtenidos
para las tres relaciones A/S son comparables con la capacidad máxima de adsorción de zinc
obtenida por Yan y Viraraghavan (2003) en Mucor rouxii de 4,9 mg/g, por Shukla y Pai
(2005a) en fibras de yute de 3,5 mg/g, por Undabeytia et al. (1996) en montmorillonita de
4,9 mg/g, por Singh et al. (1988) y por Chantawong et al. (2003) en caolinita de 1,3 y 1,8
mg/g, respectivamente, por Ouki y Kavanagh (1997) en cliptilonita y chabazita de 2,7 y 5,5
mg/g, respectivamente. Y se encuentra muy por debajo de valores de capacidad máxima de
adsorción obtenidas por McKay et al. (1989) en quitosano de 75 mg/g, por Liu et al. (2004)
y Baillet et al. (1998) en Thiobacillus thiooxidans y Thiobacillus ferrooxidans de 43,3 y 82
mg/g respectivamente, por Nasernejad et al. (2005) en residuos de zanahoria de 29,6, y por
Mellah y Chegrouche (1997) en bentonita de 52,9 mg/g.
En el caso del cobre, la capacidad máxima de adsorción en borras fue de 3,15 y 4,69 mg/g
para las relaciones A/S 1/20 y 1/40, respectivamente. Mientras que en el aserrín, el valor
obtenido fue de 1,23, 1,57 y 2,31 mg/g para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40,
respectivamente. La capacidad máxima de adsorción de cobre en la mezcla, y a diferencia
de lo observado en la adsorción de zinc, fue ligeramente menor que la capacidad máxima
de adsorción obtenida tanto en las borras de salmuera, obteniéndose valores de 1,88, 2,48 y
4,33 mg/g para las relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40, respectivamente.
En general, los valores de capacidad máxima de adsorción obtenidos en cobre son
comparables con la capacidad máxima de adsorción obtenida por Townsley y Ross (1986)
en Aspergillus niger de 5 mg/g, por Shukla y Pai (2005a) en fibras de yute de 4,2 mg/g, por
Arias et al. (2002) en caolinita de 1,9 mg/g, por Zamzow et al. (1990) y Ouki y Kavanagh
(1997) en clinoptilolita de 1,6 y 3,8 mg/g, respectivamente, por Ayala et al. (1998) en
cenizas volantes en forma pura y mezclada con wollastinita de 1,39 y 1,18 mg/g y por
Argun et al. (2007) en aserrín de roble de 3,6 mg/g. Y se encuentra muy por debajo de
valores de capacidad máxima de adsorción obtenidas por McKay et al. (1989) en quitosano
de 222 mg/g, por Lau et al. (2003), Vijayaraghavan et al. (2005) y Cochrane et al. (2006)
en biomasa de alga de 52,1, 104,2 y 114 mg/g, por Liu et al. (2004) en Thiobacillus
thiooxidans de 30,8 mg/g, por Tiemann et al. (1999) en alfalfa de 20 mg/g, por Nasernejad
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 71
et al. (2005) en residuos de zanahoria de 32,7 mg/g, por Potgieter et al. (2006) en
paligorskita de 30,7 mg/g, por Sprynskyy et al. (2006) en clinoptilolita de 25,7 mg/g.
4.3. Ensayos en columnas
Como se puede observar en la figura 4.12 y en la tabla 4.5 en donde se muestran las curvas
ruptura y los valores de capacidad máxima de adsorción obtenidas para el zinc y el cobre al
tiempo de saturación, el zinc presentó una capacidad de adsorción de 0,76 mg/g mientras
que el cobre de 0,31 mg/g.
Si bien es cierto estos valores concuerdan con la tendencia observada en la mezcla bajo
condiciones batch, los valores obtenidos son considerablemente más bajos. Esto se debe
principalmente al hecho de que en sistemas agitados las partículas sólidas se mueven
rápidamente en la solución, aumentando la concentración del metal en las cercanías de la
superficie e incrementando la difusión del soluto desde la capa limite a la superficie del
adsorbente (Argun et al., 2007). Mientras que en sistemas de lecho fijo, como el que se
presenta en las columnas, se ve limitado el contacto entre la solución conteniendo el metal
y la superficie del adsorbente (Amarasinghe y Williams, 2007).
Por otro lado, cabe destacar que una vez alcanzado el punto de saturación (punto en el cual
la columna se encuentra saturada o agotada), a los 690 min en la columna de adsorción de
zinc y a los 360 min en la columna de adsorción de cobre, la concentración tanto de zinc
como de cobre en el efluente de cada columna se incrementó, llegándose incluso a
obtenerse concentraciones por sobre la concentración del afluente (tablas A.13 y A.14).
Este incremento de la concentración del metal por sobre la concentración de alimentación
se debió a que parte del metal previamente adsorbido se desorbe.
Esta desorción presentada tanto en la adsorción de zinc como de cobre se debió a que la
solución de alimentación de cada columna presentaba pH muy ácido, el cual fue establecido
bajo esta condición con la finalidad de mantener el pH de salida cercano a pH 7 en la
columna de adsorción de zinc y cercano a pH 6 en la columna de adsorción de cobre. Una
vez que el adsorbente se encontró completamente saturado con el metal la solución de
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 72
alimentación, actuó como un agente regenerador que reemplazó el metal previamente
adsorbido por H+ presentes en la solución.
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600 650 700
C/C
0
Tiempo (min)
Zn 2+Cu 2+ Zn 2+Cu 2+
Figura 4.12: Curvas de ruptura para la adsorción de zinc a) y cobre b) en la mezcla
Tabla 4.5: Resultados de la adsorción de zinc y cobre en columnas de 33 cm (altura del
adsorbente), 1 cm de diámetro y 0,2 mL/min
Cantidad adsorbida al
punto de saturación Metal
Concentración
Afluente
(mg/L)
Cantidad de
adsorbente
(g)
Tiempo de
saturación
(min) total
(mg) (mg/g)
Zinc 44 8 690 6,07 0,76
Cobre 34 8 360 2,45 0,31
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 73
4.4. Posibles mecanismos de adsorción
Como se mencionó anteriormente, en la caracterización del aserrín por medio de
espectroscopia infrarroja con transformada de Fourier, la mezcla entre el aserrín y las
borras provocó modificaciones principalmente en grupos carboxílicos, grupos alcohólicos y
grupos fenólicos presentes en la superficie del aserrín. Una vez que los metales fueron
adsorbidos en la mezcla, la existencia de las mismas bandas pudo ser observada,
presentando las bandas 1.005 y 1.425 cm-1 menor intensidad (figura 4.13 y 4.14). Estos
resultados son similares a los reportados por Shin et al. (2007) en corteza de juniperus y
madera, en donde la intensidad de las bandas obtenidas por medio de espectroscopia
infrarroja disminuyeron luego de la adsorción de cadmio.
4008001.2001.6002.0002.4002.8003.2003.6004.000
Mezcla
Aserrín
% T
rans
mita
ncia
Longitud de onda (cm-1)
Figura 4.13: Espectro IR de aserrín y la mezcla con zinc adsorbido
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 74
4008001.2001.6002.0002.4002.8003.2003.6004.000
Mezcla
Aserrín
% T
rans
mita
ncia
Longitud de onda (cm-1)
Figura 4.14: Espectro IR de aserrín y la mezcla con cobre adsorbido
En general, y tal como se puede observar en los espectros IR, la adsorción tanto de zinc
como de cobre por medio del aserrín presentó ligeras variaciones en las bandas ubicadas a
1.510, 1.460, 1.270 y 1.130 cm-1, correspondientes a grupos funcionales presentes en la
lignina (Grube et al., 2006). En general, la adsorción de los metales en el aserrín no produjo
mayor modificación en su estructura, como las observadas en el aserrín con la mezcla. Esto
se pudo deber a que en el aserrín la adsorción tanto de zinc como de cobre no es un proceso
estable.
Tal y como se mencionó anteriormente, los principales compuestos de las borras de
salmuera son mayoritariamente sodio y en menor medida calcio. Esto permite suponer que
el principal mecanismo implicado en la remoción del metal es por medio del intercambio
iónico entre el sodio, y en menor medida calcio, presente en el material, por zinc y cobre
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 75
presente en la solución.
En el caso del aserrín, al igual que en distintos materiales lignocelulósicos, la remoción del
metal pesado es atribuida a la adherencia del metal pesado a grupos hidroxilos presentes en
la superficie del material. En el caso de un metal divalente tal como el zinc y el cobre, los
grupos hidroxilos pueden donar dos pares de electrones al metal, formando un número de
coordinación 4 y liberando dos hidrógenos en la solución (Yu et al., 2000), de acuerdo a la
siguiente ecuación (4.1)
(4.1)
Este intercambio iónico produce un descenso del pH, lo cual provoca que el metal
previamente adsorbido se desorba (Taty-Costodes et al., 2003; Leyva et al., 2005). En
general se espera este comportamiento a medida que el medio se acidifica, ya que los H+
previamente liberados compiten con el metal por los sitios de intercambio (Elliott y Huang,
1981; Ajmal et al., 1998; Shukla y Pai, 2005b).
El incremento en la remoción de zinc con la mezcla, comparado con la remoción lograda
por el aserrín y las borras, puede deberse a que se produce un intercambio entre los iones
Na+ y Ca2+ presentes en las borras por iones H+ presentes en la superficie del aserrín, siendo
estos iones posteriormente intercambiados por el zinc presente en la solución. Resultados
similares han sido obtenidos en la remoción de zinc y cobre con aserrín y Na2CO3 o NaOH,
en donde la capacidad de remoción se vio incrementada hasta 6 veces en zinc y 2 veces en
cobre (Šćiban et al., 2006) y en la remoción de zinc, cobre y níquel con aserrín tratado con
NaCl y CaCl2 en donde la capacidad de remoción en aserrín de estos metales se vio
incrementada con el tratamiento (Chubar et al., 2004).
Por último, la presencia de NaCl en la adsorción del metal por parte del aserrín puede
producir dos efectos, dependiendo de la concentración en que se encuentre. A bajas
concentraciones la adsorción del metal se ve reducida, ya que los iones Na+ compiten con el
metal por los sitios activos del aserrín. Sin embargo, a altas concentraciones de NaCl la
adsorción se ve rápidamente incrementada. Esto se debe a que el cloruro de sodio actúa
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 76
como un agente regenerador in-situ para el aserrín vía remoción de complejos oxigenados
como clorocomplejos solubles. El mecanismo probable puede ser representado según las
ecuaciones (4.2) y (4.3) (Ajmal et al., 1998), en donde R es la matriz del aserrín.
(4.2)
(4.3)
4.5. Consideraciones finales
En esta tesis el objetivo principal fue evaluar el potencial de remoción de zinc y cobre
utilizando borras de salmuera (residuo industrial), aserrín (residuo agrícola) y la mezcla
compuesta por ambos residuos. Para lograr éste objetivo se realizaron estudios preliminares
con zinc a pH 4, 7 y 10 en las borras de salmuera y en el aserrín; se determinaron la cinética
e isotermas de adsorción de zinc y cobre en borras de salmuera, aserrín y la mezcla; y se
realizaron ensayos en columnas de zinc y cobre en la mezcla. Por medio de difracción y
fluorescencia de rayos X, espectroscopia infrarroja con transformada de Fourier, capacidad
de intercambio catiónico (CIC) y cationes intercambiables, se determinaron algunas de las
características de los materiales estudiados.
Como se puede observar, a través de los resultados obtenidos bajo condiciones batch, las
borras de salmuera presentan un gran potencial para ser utilizadas como material
adsorbente de metales pesados. Una vez finalizadas las cinéticas de adsorción, se
obtuvieron porcentajes de adsorción tanto de zinc como de cobre del 99 %. Cabe destacar,
que durante el desarrollo de ésta experiencia, no fue observada la desorción de los metales
previamente adsorbidos. Por otro lado, las capacidades máximas de adsorción de los
metales en borras de salmuera, demuestran que los valores obtenidos son comparables con
valores de capacidad máxima de adsorción obtenidos en otros adsorbentes no
convencionales que han sido investigados. En el caso de las borras, el posible mecanismo
implicado en el proceso de remoción, es el intercambio iónico, principalmente entre los
iones sodio y calcio presentes en las borras, por los metales presentes en la solución.
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 77
Tal y como se puede observar, a través de las cinéticas e isotermas de adsorción, la
utilización de aserrín como posible material adsorbente no convencional se ve limitada.
Como se ha mencionado anteriormente, en el caso de la cinética de adsorción de zinc en
aserrín se puede observar la desorción del metal previamente adsorbido. En el caso del
cobre, y a diferencia de lo observado en la cinética de adsorción del zinc, solamente a la
relación (A/S) 1/40 es posible observar la desorción del metal previamente adsorbido. Esta
diferencia en las cinéticas de adsorción de los dos metales, puede deberse a la presencia de
precipitado en el caso del cobre. Por otro lado cabe destacar, que las capacidades máximas
de adsorción obtenidas en aserrín, están por debajo de las capacidades máximas de
adsorción obtenidas en borras de salmuera y la mezcla (exceptuando en la adsorción de zinc
en borras de salmuera a la relación (A/S) 1/10). En el caso del aserrín, el posible
mecanismo implicado en el proceso de remoción, es el intercambio entre H+ presentes en
grupos carboxílicos, alcohólicos y fenólicos de la superficie del aserrín, por los metales
presentes en la solución. Este intercambio produce un descenso en el pH de la solución, lo
cual provoca que el metal previamente adsorbido se desorba.
La mezcla, al igual que las borras de salmuera, presenta un gran potencial para ser
utilizadas como material adsorbente de metales pesados. Una vez finalizadas las cinéticas
de adsorción, se obtuvieron porcentajes de adsorción tanto de zinc como de cobre del 99 %
(exceptuando en la cinética de adsorción de zinc en la mezcla a la relación (A/S) 1/40, en
donde el porcentaje obtenido fue de 94%). Cabe destacar, que durante el desarrollo de ésta
experiencia, no fue observada la desorción de los metales previamente adsorbidos. Por otro
lado, las capacidades máximas de adsorción de los metales en la mezcla, demuestran que
los valores obtenidos son comparables con valores de capacidad máxima de adsorción
obtenidos en otros adsorbentes no convencionales que han sido investigados. En el caso de
la mezcla, el posible mecanismo implicado en el proceso de remoción, es el intercambio
entre los iones Na+ y Ca2+ presentes en las borras por iones H+ presentes en la superficie del
aserrín, siendo estos iones posteriormente intercambiados por el metal presente en la
solución.
Desde mi punto de vista, los resultados obtenidos en las columnas de adsorción, en donde
se observó la desorción de los metales previamente adsorbidos, no limita la posible
CAPÍTULO 4: RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 78
utilización de la mezcla compuesta por borras de salmuera y aserrín como posible material
adsorbente de metales pesados en lecho fijo. Esta situación, y tal como se mencionó
anteriormente se debió a que la solución de alimentación actuó como un agente
regenerador.
Por otro lado encuentro importante destacar, que a pesar, de que las capacidades máximas
de adsorción tanto de las borras de salmuera como la mezcla son similares. La utilización
del aserrín junto con las borras de salmuera, incrementaría la porosidad del material en caso
de que éste fuera utilizado en forma de pellets.
Para concluir estás consideraciones finales, debo decir, que la utilización de materiales no
convencionales que son considerados como material de desecho de alguna actividad tanto
industrial como agrícola, representa una buena alternativa para la remoción de metales
pesados. Entre las características que presentan estos materiales que permiten sustentar esta
aseveración, se encuentra principalmente, que son recursos sin utilización que a menudo
presentan problemas de disposición.
Personalmente considero, que tanto las borras de salmuera como la mezcla, presentan la
potencialidad de ser utilizadas como material adsorbente de metales pesados. Sin embargo,
su utilización real en cualquier problema ambiental determinado, tal como el tratamiento de
efluentes, debe ser investigada bajo las condiciones en que éstos se encuentran.
CAPÍTULO 5:
CONCLUSIONES
CONCLUSIONES
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 80
CONCLUSIONES
La caracterización realizada por medio de la difracción de rayos X arrojó que las borras de
salmuera están constituidas principalmente por NaCl (halita) y CaCO3 (calcita), siendo el
sodio (659,4 cmol+/kg), seguido por calcio (12,1 cmol+/kg), los principales cationes
disponibles para ser intercambiados.
En las curvas de cinética de remoción de metales pesados obtenidas en las borras de
salmuera y en la mezcla, se pueden observar principalmente dos fases: Una primera fase de
retención y una segunda fase de fijación. Sin embargo, en el caso del aserrín se puede
observar tres fases: Una primera fase de retención rápida, una segunda fase de fijación en
donde se alcanza el equilibrio, y una tercera fase, en donde parte del metal previamente
adsorbido se desorbe. Esta desorción no es tan evidente en la adsorción de cobre.
Las isotermas de adsorción se ajustaron de mejor manera al modelo de Langmuir,
asumiéndose con ésto que las moléculas son adsorbidas en sitios bien definidos,
energéticamente equivalentes y que distan uno de otro lo suficiente como para no permitir
la interacción entre las moléculas adsorbidas en sitios adyacentes. La capacidad máxima de
adsorción de zinc fue obtenida en la mezcla compuesta por las borras de salmuera y aserrín,
alcanzándose valores de 2,29 y 5,59 (mg/g) para las relaciones adsorbente solución 1/20 y
1/40, respectivamente. En el caso del cobre, la capacidad máxima de adsorción fue obtenida
en las borras de salmuera, en donde se lograron valores de 3,15 y 4,69 (mg/g) para las
relaciones adsorbente solución 1/20 y 1/40, respectivamente.
Los ensayos de adsorción en columnas rellenas con mezcla mostraron un punto de
saturación a los 690 min para el zinc y 360 min para el cobre, con valores máximos de
remoción de 0,76 mg/g y de 0,31 mg/g, respectivamente. Sin embargo una vez alcanzado el
punto de saturación, el metal previamente adsorbido se desorbe. Esta desorción no
presentada en la mezcla bajo condiciones batch se debe a que una vez que el adsorbente se
encontró completamente saturado con el metal, la solución de alimentación actuó como un
agente regenerador, reemplazando el metal previamente adsorbido por H+ presentes en la
solución.
CONCLUSIONES
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 81
La mezcla de aserrín y borras provocó modificaciones principalmente en grupos
carboxílicos, alcohólicos y fenólicos presentes en la superficie del aserrín. Una vez que los
metales fueron adsorbidos en la mezcla, se pudo observar la existencia de las mismas
bandas, pero con menor intensidad. La adsorción de los metales en el aserrín no produjo
mayor modificación en su estructura como las observadas en el aserrín con la mezcla. Esto
se pudo deber a que la adsorción tanto de zinc como de cobre no es un proceso estable.
Los mecanismos que podrían estar implicado en la remoción de los metales, es el
intercambio iónico entre iones sodio y calcio presentes en las borras y entre H+ presentes en
grupos carboxílicos, alcohólicos y fenólicos de la superficie del aserrín. La utilización de la
mezcla de ambos compuestos presenta un incremento en la remoción de zinc, debido a que
el cloruro de sodio actúa como un agente regenerador in-situ para el aserrín.
Se concluye que la utilización, principalmente de la mezcla compuesta por ambos residuos,
presenta una buena alternativa como posible adsorbente no convencional para la remoción
de metales pesados.
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ANEXOS
ANEXO A
TABLAS
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 101
Tabla A.1: Porcentajes de adsorción de zinc en borras (estudio preliminar)
Concentración inicial de la solución metálica
PH A/S 25 mg/L 50 mg/L 75 mg/L 100 mg/L
1/10 39,3 ± 20,6 29,0 ± 18,0 22,3 ± 12,6 20,2 ± 15,1
1/20 29,3 ± 15,5 27,0 ± 4,2 23,7 ± 0,0 21,5 ± 0,0 4
1/40 30,4 ± 13,4 27,0 ± 12,7 15,5 ± 6,4 16,1 ± 8,2
1/10 99,9 ± 0,0 99,8 ± 0,0 99,6 ± 0,0 99,3 ± 0,0
1/20 99,9 ± 0,0 99,7 ± 0,0 99,2 ± 0,1 98,5 ± 0,1 7
1/40 99,8 ± 0,1 98,5 ± 0,4 95,3 ± 0,7 85,7± 0,2 Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=24 h. C0 zinc= 25, 50, 75, 100 mg/L; pH=4 y 7.
Tabla A.2: Porcentajes de adsorción de zinc en aserrín (estudio preliminar)
Concentración inicial de la solución metálica
pH A/S 25 mg/L 50 mg/L 75 mg/L 100 mg/L
1/10 50,2 ± 0,0 43,6 ± 1,4 44,4 ± 4,2 40,8 ± 3,5
1/20 33,9 ± 2,8 28,4 ± 0,0 29,8 ± 3,5 24,2 ± 1,4 4
1/40 24,0 ± 0,7 18,78 ± 0,7 20,2 ± 0,0 16,6 ± 3,5
1/10 97,0 ± 0,5 94,0 ± 0,0 90,5 ± 2,1 91,0 ± 1,4
1/20 91,2 ± 1,4 86,6 ± 0,7 83,0 ± 0,0 70,6 ± 2,1 7
1/40 88,7 ± 0,7 79,1 ± 1,4 66,6 ± 0,7 66,6 ± 2,1 Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=24 h. C0 zinc = 25, 50, 75, 100 mg/L; pH=4 y 7.
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 102
Tabla A.3: Cinética de adsorción de zinc.
Cantidad adsorbida (mg/g)
Borras Aserrín Mezcla
Tpo (min) 1/10 1/20 1/40 1/10 1/20 1/40 1/10 1/20 1/40
0 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00
1 0,46 ± 0,01 0,47 ± 0,01 0,44 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,47 ± 0,09 0,38 ± 0,01 0,41± 0,03 0,55 ± 0,01
2 0,59 ± 0,01 0,79 ± 0,01 0,77 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,47 ± 0,09 0,48 ± 0,01 0,59 ± 0,02 0,80 ± 0,03
3 0,65 ± 0,01 0,90 ± 0,02 0,88 ± 0,02 0,75 ± 0,00 1,47 ± 0,01 2,47 ± 0,09 0,54 ± 0,00 0,68 ± 0,03 0,81 ± 0,04
4 0,68 ± 0,00 1,00 ± 0,04 1,03 ± 0,03 0,74 ± 0,00 1,45 ± 0,01 2,43 ± 0,05 0,58 ± 0,01 0,74 ± 0,01 1,00 ± 0,19
5 0,70 ± 0,00 1,10 ± 0,03 1,07 ± 0,03 0,75 ± 0,00 1,47 ± 0,01 2,43 ± 0,05 0,67 ± 0,00 0,81 ± 0,08 1,05 ± 0,07
15 0,72 ± 0,00 1,36 ± 0,01 1,68 ± 0,01 0,74 ± 0,00 1,39 ± 0,02 2,32 ± 0,03 0,71 ± 0,00 1,12 ± 0,03 1,61 ± 0,06
30 0,73 ± 0,00 1,39 ± 0,00 1,92 ± 0,01 0,74 ± 0,01 1,36 ± 0,01 2,31 ± 0,02 0,74 ± 0,00 1,28 ± 0,09 1,94 ± 0,01
45 0,73 ± 0,00 1,41 ± 0,02 2,07 ± 0,02 0,74 ± 0,01 1,33 ± 0,02 2,22 ± 0,01 0,73 ± 0,00 1,36 ± 0,01 2,01 ± 0,06
60 0,74 ± 0,00 1,45 ± 0,00 2,32 ± 0,04 0,74 ± 0,00 1,33 ± 0,01 2,24 ± 0,02 0,74 ± 0,00 1,37 ± 0,02 2,06 ± 0,07
180 0,74 ± 0,00 1,47 ± 0,00 2,61 ± 0,01 0,74 ± 0,01 1,30 ± 0,03 2,11 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,45 ± 0,00 2,49 ± 0,01
360 0,75 ± 0,00 1,48 ± 0,00 2,76 ± 0,00 0,70 ± 0,01 1,27 ± 0,01 2,04 ± 0,02 0,75 ± 0,00 1,47 ± 0,01 2,72 ± 0,08
720 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,81 ± 0,00 0,69 ± 0,01 1,22 ± 0,04 1,91 ± 0,05 0,74 ± 0,00 1,48 ± 0,00 2,78 ± 0,04
1440 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,83 ± 0,01 0,67 ± 0,01 1,13 ± 0,00 1,83 ± 0,00 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,01 2,84 ± 0,01
2160 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,85 ± 0,01 0,65 ± 0,01 1,05 ± 0,01 1,76 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,80 ± 0,02
2880 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,88 ± 0,04 0,66 ± 0,01 1,06 ± 0,00 1,63 ± 0,02 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,84 ± 0,02
Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=1, 2, 3, 4, 5, 15, 30, 45, 60, 180, 360, 720, 1440, 2160, 2880 min; C0 zinc = 75 mg/L; pH=7.
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 103
Tabla A.4: Cinética de adsorción de cobre
Cantidad adsorbida (mg/g)
Borras Aserrín Mezcla
Tpo (min) 1/10 1/20 1/40 1/10 1/20 1/40 1/10 1/20 1/40
0 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00
1 0,70 ± 0,00 1,03 ± 0,01 0,32 ± 0,04 0,60 ± 0,00 0,91 ± 0,05 1,33 ± 0,02 0,57 ± 0,06 0,60 ± 0,05 0,50 ± 0,07
2 0,72 ± 0,00 1,27 ± 0,09 1,24 ± 0,05 0,61 ± 0,00 0,97 ± 0,00 1,31 ± 0,00 0,62 ± 0,02 0,74 ± 0,08 0,67 ± 0,07
3 0,74 ± 0,00 1,36 ± 0,01 1,38 ± 0,04 0,58 ± 0,01 0,80 ± 0,01 1,32 ± 0,02 0,68 ± 0,00 0,94 ± 0,03 1,20 ± 0,06
4 0,74 ± 0,00 1,39 ± 0,04 1,53 ± 0,04 0,60 ± 0,01 0,84 ± 0,08 1,27 ± 0,00 0,71 ± 0,00 1,01 ± 0,06 1,40 ± 0,00
5 0,74 ± 0,00 1,44 ± 0,02 1,72 ± 0,04 0,60 ± 0,00 0,80 ± 0,02 1,29 ± 0,07 0,73 ± 0,01 1,17 ± 0,01 1,59 ± 0,05
15 0,74 ± 0,00 1,48 ± 0,01 2,65 ± 0,06 0,59 ± 0,00 0,91 ± 0,01 1,25 ± 0,01 0,74 ± 0,00 1,43 ± 0,00 2,32 ± 0,04
30 0,74± 0,01 1,49 ± 0,00 2,71 ± 0,02 0,65 ± 0,00 0,97 ± 0,01 1,25 ± 0,03 0,74 ± 0,00 1,46 ± 0,01 2,61 ± 0,00
45 0,74 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,76 ± 0,00 0,64 ± 0,00 0,98 ± 0,00 1,26 ± 0,03 0,71 ± 0,04 1,47 ± 0,01 2,58 ± 0,00
60 0,74 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,82 ± 0,03 0,65 ± 0,00 0,99 ± 0,01 1,18 ± 0,03 0,74 ± 0,00 1,47 ± 0,00 2,66 ± 0,02
180 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,01 2,90 ± 0,01 0,65 ± 0,00 1,00 ± 0,01 1,22 ± 0,10 0,75 ± 0,00 1,48 ± 0,00 2,91 ± 0,00
360 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,92 ± 0,01 0,65 ± 0,00 1,00 ± 0,02 1,22 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,97 ± 0,03
720 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,96 ± 0,00 0,64 ± 0,00 1,01 ± 0,03 1,23 ± 0,05 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,95 ± 0,01
1440 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,96 ± 0,00 0,64 ± 0,00 1,00 ± 0,00 1,20 ± 0,00 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,97 ± 0,00
2160 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,98 ± 0,00 0,64 ± 0,00 1,04 ± 0,02 1,25 ± 0,01 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,97 ± 0,00
2880 0,75 ± 0,00 1,50 ± 0,00 2,99 ± 0,00 0,65 ± 0,00 1,01 ± 0,01 1,30 ± 0,09 0,75 ± 0,00 1,49 ± 0,00 2,97 ± 0,00
Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=1, 2, 3, 4, 5, 15, 30, 45, 60, 180, 360, 720, 1440, 2160, 2880 min; C0 cobre = 75 mg/L; pH=6.
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 104
Tabla A.5: Porcentaje de adsorción de zinc en borras, aserrín y mezcla
Borras Aserrín Mezcla
Tiempo (min) A/S Porcentaje deAdsorción
Porcentaje deadsorción
Porcentaje de adsorción
1/10 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1/20 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0 1/40 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1/10 61,73 ± 1,13 99,86 ± 0,00 51,20 ± 1,13 1/20 31,07 ± 0,57 99,86 ± 0,00 27,20 ± 1,89 1 1/40 14,80 ± 0,19 82,36 ± 2,96 18,17 ± 0,24 1/10 79,07 ± 1,98 99,60 ± 0,11 63,33 ± 0,94 1/20 52,33 ± 0,47 99,03 ± 0,19 39,20 ± 1,13 2 1/40 25,50 ± 0,24 82,36 ± 2,96 26,67 ± 0,94 1/10 86,90 ± 1,27 99,36 ± 0,08 72,07 ± 0,47 1/20 60,27 ± 1,13 98,31 ± 0,37 45,20 ± 1,89 3 1/40 29,33 ± 0,75 82,36 ± 2,96 26,83 ± 1,18 1/10 91,15 ± 0,30 99,21 ± 0,29 76,67 ± 0,94 1/20 66,67 ± 2,45 96,63 ± 0,85 49,47 ± 0,75 4 1/40 34,27 ± 0,94 81,07 ± 1,55 33,20 ± 6,22 1/10 93,72 ± 0,32 99,60 ± 0,02 89,09 ± 0,04 1/20 73,07 ± 1,70 97,67 ± 0,74 54,13 ± 5,47 5 1/40 35,63 ± 0,99 81,07 ± 1,55 35,00 ± 2,36 1/10 96,59 ± 0,39 98,78 ± 0,07 94,46 ± 0,20 1/20 90,77 ± 0,80 92,57 ± 1,65 74,40 ± 1,70 15 1/40 55,87 ± 0,19 77,27 ± 1,04 53,53 ± 1,98 1/10 97,59 ± 0,37 99,29 ± 0,74 98,01 ± 0,03 1/20 92,65 ± 0,06 90,87 ± 0,66 85,39 ± 6,03 30 1/40 64,13 ± 0,19 77,07 ± 0,57 64,57 ± 0,33 1/10 97,66 ± 0,61 98,76 ± 1,38 97,71 ± 0,58 1/20 94,15 ± 1,11 88,60 ± 1,23 90,52 ± 0,40 45 1/40 68,93 ± 0,57 74,10 ± 0,33 66,93 ± 1,89 1/10 98,33 ± 0,60 98,05 ± 0,53 98,81 ± 0,05 1/20 96,62 ± 0,01 88,87 ± 0,47 91,12 ± 1,13 60 1/40 77,47 ± 1,32 74,70 ± 0,52 68,67 ± 2,26 1/10 99,05 ± 0,02 98,59 ± 0,98 99,51 ± 0,02 1/20 97,91 ± 0,10 86,67 ± 2,26 96,55 ± 0,08 180 1/40 86,90 ± 0,42 70,27 ± 0,38 83,13 ± 0,47
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 105
Continuación tabla A.5 Borras Aserrín Mezcla
Tiempo (min) A/S Porcentaje deadsorción
Porcentaje deadsorción
Porcentaje de adsorción
1/10 99,45 ± 0,08 93,20 ± 1,51 99,54 ± 0,03 1/20 98,95 ± 0,07 84,53 ± 0,75 97,73 ± 0,45 360 1/40 92,08 ± 0,11 68,13 ± 0,57 90,55 ± 2,66 1/10 99,47 ± 0,01 92,47 ± 1,98 99,31 ± 0,21 1/20 99,14 ± 0,01 81,07 ± 2,83 98,64 ± 0,28 720 1/40 93,73 ± 0,04 63,53 ± 1,60 92,77 ± 1,28 1/10 99,78 ± 0,21 89,87 ± 1,13 99,51 ± 0,08 1/20 99,61 ± 0,08 75,33 ± 0,19 99,33 ± 0,65 1440 1/40 94,48 ± 0,41 61,10 ± 0,14 94,77 ± 0,19 1/10 99,88 ± 0,11 86,33 ± 1,98 99,72 ± 0,04 1/20 99,74 ± 0,07 70,13 ± 0,38 99,38 ± 0,01 2160 1/40 95,04 ± 0,38 58,50 ± 0,24 93,42 ± 0,54 1/10 99,68 ± 0,11 87,40 ± 1,23 99,83 ± 0,11 1/20 99,71 ± 0,08 70,80 ± 0,19 99,40 ± 0,17 2880 1/40 96,15 ± 1,49 54,27 ± 0,57 94,62 ± 0,54
Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=1, 2, 3, 4, 5, 15, 30, 45, 60, 180, 360, 720, 1440, 2160, 2880 min; C0 zinc = 75 mg/L; pH=7
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 106
Tabla A.6: Porcentaje de adsorción de cobre en borras, aserrín y mezcla
Borras Aserrín Mezcla
Tiempo (min) A/S Porcentaje deadsorción
Porcentaje deadsorción
Porcentaje de adsorción
1/10 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1/20 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0 1/40 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 1/10 93,80 ± 0,28 80,50 ± 0,20 75,40 ± 7,83 1/20 68,53 ± 0,38 60,60 ± 3,22 39,73 ± 3,02 1 1/40 10,80 ± 1,32 44,29 ± 0,79 16,80 ± 2,26 1/10 96,41 ± 0,06 81,20 ± 0,17 82,13 ±2,26 1/20 84,87 ± 6,13 64,48 ± 0,00 49,07 ± 5,66 2 1/40 41,20 ± 1,70 43,60 ± 0,00 22,27 ± 2,45 1/10 98,13 ± 0,39 77,87 ± 1,89 90,50 ± 0,52 1/20 90,40 ± 0,57 53,29 ± 0,59 62,80 ± 2,07 3 1/40 45,83 ± 1,18 43,90 ± 0,76 40,00 ± 1,89 1/10 98,05 ± 0,49 80,13 ± 0,87 94,31 ± 0,22 1/20 92,75 ± 2,41 55,69 ± 5,43 67,00 ± 3,87 4 1/40 50,83 ± 1,18 42,19 ± 0,00 46,67 ± 0,00 1/10 98,85 ± 0,46 80,37 ± 0,15 96,67 ± 1,44 1/20 95,91 ± 1,15 53,54 ± 1,49 78,27 ± 0,57 5 1/40 57,43 ± 1,27 43,04 ± 2,26 53,01 ± 1,72 1/10 98,92 ± 0,66 78,11 ± 0,49 98,47 ± 0,09 1/20 98,55 ± 0,69 60,40 ± 0,94 95,49 ± 0,32 15 1/40 88,40 ± 1,89 41,68 ± 0,34 77,25 ± 1,23 1/10 98,87 ± 0,82 86,01 ± 0,17 98,94 ± 0,13 1/20 99,41 ± 0,08 64,53 ± 0,57 97,43 ± 0,93 30 1/40 90,37 ± 0,53 41,67 ± 1,04 87,05 ± 0,11 1/10 98,94 ± 0,54 85,97 ± 0,57 95,13 ± 5,67 1/20 99,81 ± 0,26 65,40 ± 0,09 97,72 ±0,54 45 1/40 91,92 ± 0,11 41,99 ± 0,93 85,94 ±0,03 1/10 99,24 ± 0,47 86,31 ± 0,51 99,31 ± 0,02 1/20 99,44 ± 0,04 66,00 ± 0,94 98,16 ± 0,01 60 1/40 93,96 ± 0,89 39,20 ± 1,13 88,51 ± 0,69 1/10 99,69 ± 0,05 86,69 ± 0,30 99,47 ± 0,64 1/20 99,14 ± 0,37 66,40 ± 0,38 98,92 ± 0,10 180 1/40 96,66 ± 0,28 80,50 ± 0,20 75,40 ± 7,83
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 107
Continuación tabla A.6 Borras Aserrín Mezcla
Tiempo (min) A/S Porcentaje deadsorción
Porcentaje deadsorción
Porcentaje de adsorción
1/10 99,75 ± 0,00 86,27 ± 0,57 99,34 ± 0,03 1/20 99,72 ± 0,04 66,73 ± 1,41 99,54 ± 0,19 360 1/40 97,47 ± 0,34 40,67 ± 0,19 98,88 ± 1,08 1/10 99,75 ± 0,01 85,20 ± 0,19 99,51 ± 0,05 1/20 99,69 ± 0,05 67,33 ± 1,70 99,49 ± 0,00 720 1/40 98,55 ± 0,13 40,93 ± 1,51 98,24 ± 0,18 1/10 99,68 ± 0,06 85,87 ± 0,00 99,49 ± 0,17 1/20 99,77 ± 0,02 66,67 ± 0,19 99,60 ± 0,00 1440 1/40 98,76 ± 0,06 40,07 ± 0,09 98,84 ± 0,02 1/10 99,74 ± 0,01 85,27 ± 0,66 99,63 ± 0,10 1/20 99,83 ± 0,01 69,07 ± 1,13 99,61 ± 0,01 2160 1/40 99,48 ± 0,04 41,60 ± 0,19 99,01 ± 0,09 1/10 99,53 ± 0,10 86,00 ± 0,57 99,66 ± 0,05 1/20 99,74 ± 0,05 67,33 ± 0,57 99,61 ± 0,01 2880 1/40 99,67 ± 0,02 43,20 ± 3,02 98,99 ± 0,02
Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto=1, 2, 3, 4, 5, 15, 30, 45, 60, 180, 360, 720, 1440, 2160, 2880 min; C0 cobre = 75 mg/L; pH=6.
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 108
Tabla A.7: Isotermas de adsorción de zinc
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
0 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,0025 0,00 ± 0,00 0,25 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,21 ± 0,01 0,99 ± 0,0050 0,00 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,17 ± 0,05 1,00 ± 0,00 0,98 ± 0,01 1,96 ± 0,0075 0,30 ± 0,04 0,75 ± 0,00 0,58 ± 0,05 1,49 ± 0,00 1,55 ± 0,02 2,94 ± 0,00
Borras
100 0,64± 0,07 0,99 ± 0,00 2,16 ± 0,30 1,96 ± 0,01 3,90 ± 0,14 3,84 ± 0,010 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00
25 0,28 ± 0,05 0,25 ± 0,00 0,58 ± 0,14 0,49 ± 0,00 0,70 ± 0,17 0,97 ± 0,0150 0,77 ± 0,01 0,49 ± 0,00 2,31 ± 0,01 0,95 ± 0,00 5,65 ± 1,56 1,77 ± 0,0675 1,35 ± 0,11 0,74 ± 0,00 7,37 ± 0,52 1,35 ± 0,01 21,68 ± 0,11 2,13 ± 0,00
Aserrín
100 3,33 ± 0,62 0,97 ± 0,01 13,70 ± 1,84 1,73 ± 0,04 37,00 ± 2,97 2,52 ± 0,120 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00
25 0,00 ± 0,00 0,25 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,02 ± 0,00 1,00 ± 0,0050 0,00 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,01 ± 0,00 1,00 ± 0,00 0,05 ± 0,01 2,00 ± 0,0075 0,00 ± 0,00 0,75 ± 0,00 0,03 ± 0,00 1,50 ± 0,00 0,10 ± 0,01 3,00 ± 0,00
Mezcla
100 0,00 ± 0,00 1,00 ± 0,00 0,08 ± 0,01 2,00 ± 0,00 0,22 ± 0,06 3,99 ± 0,00 Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto en borras=180 min (relación A/S 1/10), 360 min (relación A/S 1/20) y 720 min (relación A/S 1/40) ; tiempo de contacto en aserrín=30 min (relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40); tiempo de contacto en mezcla=180 min (relación A/S 1/10), 360 min (relación A/S 1/20) y 720 min (relación A/S 1/40); C0 zinc = 25, 50, 75, 100 mg/L; pH=7
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 109
Tabla A.8: Isotermas de adsorción de cobre
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
Ce (mg/l)
x/m (mg/g)
0 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,0025 0,07 ± 0,00 0,25 ± 0,00 0,04 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,05 ± 0,00 1,00 ± 0,0050 0,08 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,07 ± 0,02 1,00 ± 0,00 0,15 ± 0,02 1,99 ± 0,0075 0,08 ± 0,00 0,75 ± 0,00 0,17 ± 0,00 1,50 ± 0,00 0,43 ± 0,02 2,98 ± 0,00
Borras
100 0,08 ± 0,01 1,00 ± 0,00 0,34 ± 0,06 1,99 ± 0,00 1,06 ± 0,02 3,96 ± 0,000 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,0025 1,60 ± 0,08 0,23 ± 0,00 2,88 ± 0,13 0,44 ± 0,00 6,30 ± 0,18 0,75 ± 0,0150 3,91 ± 0,25 0,46 ± 0,00 9,42 ± 0,22 0,81 ± 0,00 18,47 ± 1,01 1,26 ± 0,0475 9,09 ± 0,30 0,66 ± 0,00 21,50 ± 0,57 1,07 ± 0,01 37,64 ± 0,37 1,49 ± 0,01
Aserrín
100 14,58 ± 0,13 0,85 ± 0,00 34,95 ± 0,78 1,30 ± 0,02 52,60 ± 0,32 1,90 ± 0,010 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,0025 0,07 ± 0,00 0,25 ± 0,00 0,09 ± 0,00 0,50 ± 0,00 0,09 ± 0,01 1,00 ± 0,0050 0,15 ± 0,03 0,50 ± 0,00 0,28 ± 0,02 0,99 ± 0,00 0,53 ± 0,05 1,98 ± 0,0075 0,28 ± 0,01 0,75 ± 0,00 0,64 ± 0,02 1,49 ± 0,00 1,46 ± 0,18 2,94 ± 0,01
Mezcla
100 0,50 ± 0,20 0,99 ± 0,00 1,52 ± 0,03 1,97 ± 0,00 3,59 ± 0,03 3,86 ± 0,00 Parámetros del ensayo: Relaciones A/S=1/10, 1/20 y 1/40; T°=25 °C; tiempo de contacto en borras=180 min (relación A/S 1/10), 360 min (relación A/S 1/20) y 720 min (relación A/S 1/40) ; tiempo de contacto en aserrín=30 min (relaciones A/S 1/10, 1/20 y 1/40); tiempo de contacto en mezcla=180 min (relación A/S 1/10), 360 min (relación A/S 1/20) y 720 min (relación A/S 1/40); C0 cobre = 25, 50, 75, 100 mg/L; pH=6
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 110
Tabla A.9: Isoterma de Langmuir para zinc
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
25 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,21 ± 0,01 0,21 ± 0,0150 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,17 ± 0,05 0,17 ± 0,05 0,98 ± 0,01 0,50 ± 0,0075 0,30 ± 0,04 0,40 ± 0,06 0,58 ± 0,05 0,39 ± 0,03 1,55 ± 0,02 0,53 ± 0,01
Borras
100 0,64± 0,07 0,64 ± 0,07 2,16 ± 0,30 1,10 ± 0,16 3,90 ± 0,14 1,01 ± 0,0425 0,28 ± 0,05 1,11 ± 0,20 0,58 ± 0,14 1,19 ± 0,30 0,70 ± 0,17 0,72 ± 0,1850 0,77 ± 0,01 1,55 ± 0,01 2,31 ± 0,01 2,42 ± 0,02 5,65 ± 1,56 3,20 ± 0,9975 1,35 ± 0,11 1,83 ± 0,16 7,37 ± 0,52 5,45 ± 0,43 21,68 ± 0,11 10,16 ± 0,07
Aserrín
100 3,33 ± 0,62 3,44 ± 0,66 13,70 ± 1,84 7,95 ± 1,23 37,00 ± 2,97 14,73 ± 1,8725 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,01 ± 0,01 0,02 ± 0,00 0,02 ± 0,0050 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,01 ± 0,00 0,01 ± 0,00 0,05 ± 0,01 0,02 ± 0,0075 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,03 ± 0,00 0,02 ± 0,00 0,10 ± 0,01 0,03 ± 0,00
Mezcla
100 0,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 0,08 ± 0,01 0,04 ± 0,01 0,22 ± 0,06 0,06 ± 0,01
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 111
Tabla A.10: Isoterma de Langmuir para cobre
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
Ce (mg/l)
Ce /(x/m) (g/l)
25 0,07 ± 0,00 0,29 ± 0,01 0,04 ± 0,00 0,09 ± 0,01 0,05 ± 0,00 0,05 ± 0,0050 0,08 ± 0,00 0,17 ± 0,00 0,07 ± 0,02 0,07 ± 0,02 0,15 ± 0,02 0,08 ± 0,0175 0,08 ± 0,00 0,11 ± 0,00 0,17 ± 0,00 0,12 ± 0,00 0,43 ± 0,02 0,14 ± 0,01
Borras
100 0,08 ± 0,01 0,08 ± 0,01 0,34 ± 0,06 0,17 ± 0,03 1,06 ± 0,02 0,27 ± 0,0125 1,60 ± 0,08 6,85 ± 0,37 2,88 ± 0,13 6,51 ± 0,34 6,30 ± 0,18 8,42 ± 0,3250 3,91 ± 0,25 8,48 ± 0,58 9,42 ± 0,22 11,60 ± 0,33 18,47 ± 1,01 14,66 ± 1,2775 9,09 ± 0,30 13,78 ± 0,52 21,50 ± 0,57 20,10 ± 0,74 37,64 ± 0,37 25,18 ± 0,50
Aserrín
100 14,58 ± 0,13 17,07 ± 0,17 34,95 ± 0,78 26,87 ± 0,92 52,60 ± 0,32 27,74 ± 0,3525 0,07 ± 0,00 0,29 ± 0,01 0,09 ± 0,00 0,19 ± 0,01 0,09 ± 0,01 0,09 ± 0,0150 0,15 ± 0,03 0,29 ± 0,06 0,28 ± 0,02 0,28 ± 0,02 0,53 ± 0,05 0,27 ± 0,0275 0,28 ± 0,01 0,38 ± 0,01 0,64 ± 0,02 0,43 ± 0,01 1,46 ± 0,18 0,50 ± 0,06
Mezcla
100 0,50 ± 0,20 0,51 ± 0,20 1,52 ± 0,03 0,77 ± 0,02 3,59 ± 0,03 0,93 ± 0,01
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 112
Tabla A.11: Isoterma de Freundlich para zinc
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l) log Ce log (x/m) log Ce log (x/m) log Ce log (x/m)
25 –0,60 ± 0,00 –0,30 ± 0,00 –0,68 ± 0,03 0,00 ± 0,0050 –0,30 ± 0,00 –0,79 ± 0,13 0,00 ± 0,00 –0,01 ± 0,00 0,29 ± 0,0075 –0,53 ± 0,06 –0,13 ± 0,00 –0,24 ± 0,04 0,17 ± 0,00 0,19 ± 0,01 0,47 ± 0,00
Borras
100 –0,20 ± 0,05 0,00 ± 0,00 0,33 ± 0,06 0,29 ± 0,00 0,59 ± 0,02 0,58 ± 0,0025 –0,56 ± 0,08 –0,61 ± 0,00 –0,24 ± 0,11 –0,31 ± 0,00 –0,16 ± 0,11 –0,01 ± 0,0050 –0,12 ± 0,00 –0,31 ± 0,00 0,36 ± 0,00 –0,02 ± 0,00 0,74 ± 0,12 0,25 ± 0,0275 0,13 ± 0,04 –0,13 ± 0,00 0,87 ± 0,03 0,13 ± 0,00 1,34 ± 0,00 0,33 ± 0,00
Aserrín
100 0,52 ± 0,08 –0,01 ± 0,00 1,13 ± 0,06 0,24 ± 0,00 1,57 ± 0,03 0,40 ± 0,0225 –0,60 ± 0,00 –2,65 ± 0,49 –0,30 ± 0,00 –1,70 ± 0,00 0,00 ± 0,0050 –0,30 ± 0,00 –2,00 ± 0,00 0,00 ± 0,00 –1,35 ± 0,07 0,30 ± 0,0075 –0,12 ± 0,00 –1,52 ± 0,00 0,18 ± 0,00 –1,02 ± 0,03 0,48 ± 0,00
Mezcla
100 0,00 ± 0,00 –1,10 ± 0,08 0,30 ± 0,00 –0,66 ± 0,11 0,60 ± 0,00
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 113
Tabla A.12: Isoterma de Freundlich para cobre
A/S = 1/10 A/S= 1/20 A/S= 1/40
C0 (mg/l) log Ce log (x/m) log Ce log (x/m) log Ce log (x/m)
25 –1,14 ± 0,01 –0,60 ± 0,00 –1,37 ± 0,04 –0,30 ± 0,00 –1,29 ± 0,04 0,00 ± 0,0050 –1,08 ± 0,00 –0,30 ± 0,00 –1,16 ± 0,12 0,00 ± 0,00 –0,82 ± 0,06 0,30 ± 0,0075 –1,10 ± 0,01 –0,13 ± 0,00 –0,76 ± 0,01 0,18 ± 0,00 –0,37± 0,02 0,47 ± 0,00
Borras
100 –1,08 ± 0,03 0,00 ± 0,00 –0,48 ± 0,08 0,30 ± 0,00 0,03 ± 0,01 0,60 ± 0,0025 0,20 ± 0,02 –0,63 ± 0,00 0,46 ± 0,02 –0,35 ± 0,00 0,80 ± 0,01 –0,13 ± 0,0050 0,59 ± 0,03 –0,34 ± 0,00 0,97 ± 0,01 –0,09 ± 0,00 1,27 ± 0,02 0,10 ± 0,0175 0,96 ± 0,01 –0,18 ± 0,00 1,33 ± 0,01 0,03 ± 0,00 1,58 ± 0,00 0,17 ± 0,00
Aserrín
100 1,16 ± 0,00 –0,07 ± 0,00 1,54 ± 0,01 0,11 ± 0,01 1,72 ± 0,00 0,28 ± 0,0025 –1,14 ± 0,02 –0,60 ± 0,00 –1,03± 0,02 –0,30 ± 0,00 –1,04 ± 0,06 0,00 ± 0,0050 –0,84 ± 0,09 –0,30 ± 0,00 –0,56 ± 0,03 0,00 ± 0,00 –0,28 ± 0,04 0,30 ± 0,0075 –0,55 ± 0,01 –0,13 ± 0,00 –0,19 ± 0,01 0,17 ± 0,00 0,16 ± 0,05 0,47 ± 0,00
Mezcla
100 –0,32 ± 0,17 0,00 ± 0,00 0,18 ± 0,01 0,29 ± 0,00 0,56 ± 0,00 0,59 ± 0,00
ANEXO A: TABLAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 114
Tabla A.13: Columna de adsorción de zinc
Tiempo (min) Concentración del efluente (mg/l) C/Co 0 0,000 0,000 60 0,004 0,000
120 0,004 0,000 180 0,004 0,000 240 0,004 0,000 300 0,004 0,000 360 0,004 0,000 420 0,013 0,000 480 0,636 0,019 540 5,090 0,149 600 9,200 0,271 660 22,000 0,647 720 57,450 1,689
Parámetros del ensayo: Gramos de adsorbente=8 gr; altura del adsorbente=33 cm; diámetro columnas=1 cm; flujo de alimentación=0,2 mL/min; tiempo de recolección del efluente=60, 120, 180, 240, 300, 360, 420, 480, 540, 600, 660, y 720 min; C0 zinc afluente =44 mg/L; pH salida=7
Tabla A.14: Columna de adsorción de cobre
Tiempo (min) Concentración del efluente (mg/l) C/C0 0 0,000 0,00 60 0,289 0,009
120 0,246 0,007 180 0,436 0,013 240 0,987 0,029 300 5,477 0,161 360 34,570 1,017 420 40,300 1,185 480 46,500 1,368 540 48,000 1,412 600 50,301 1,479 660 57,463 1,690 720 64,736 1,904
Parámetros del ensayo: Gramos de adsorbente=8 gr; altura del adsorbente=33 cm; diámetro columnas=1 cm; flujo de alimentación=0,2 mL/min; tiempo de recolección del efluente=60, 120, 180, 240, 300, 360, 420, 480, 540, 600, 660, y 720 min; C0 cobre afluente =34 mg/L; pH salida=6
ANEXO B
FIGURAS
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 116
Figura B.1: Difractograma borras de salmuera
0
50
100
150
200
250
300
350
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75
Inte
nsid
ad
2 �
1 = Halita2= Calcita
12
1
2
122
2
1
1
2
122
2
22
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 117
Figura B.2: Curva de solubilidad de iones metálicos (Navia, 2004)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 118
Figura B.3: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+ en borras
y = 1,029x + 0,019R² = 0,975
y = 0,490x + 0,058R² = 0,991
y = 0,206x + 0,22R² = 0,973
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5
Ce/
(x/m
) (g/
l)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 119
Figura B.4: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+ en aserrín
y = 0,756x + 0,903R² = 0,995
y = 0,513x + 1,177R² = 0,985
y = 0,387x + 0,905R² = 0,990
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
14,00
16,00
18,00
0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0
Ce/
(x/m
) (g/
l)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 120
Figura B.5: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Zn2+ en la mezcla
y = 0,436x + 0,005R² = 0,996
y = 0,179x + 0,015R² = 0,996
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25
Ce/
(x/m
) (m
g/g)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 121
Figura B.6: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Zn2+ en borras
y = 0,375x + 0,070R² = 1
y = 0,260x + 0,215R² = 0,985
y = 0,477x + 0,324R² = 0,979
-0,20
-0,10
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
0,70
-1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8
log
(x/m
)
log (Ce)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/20) Logarítmica (1/40) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 122
Figura B.7: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Zn2+ en aserrín
y = 0,558x - 0,260R² = 0,968
y = 0,390x - 0,198R² = 0,989
y = 0,231x + 0,039R² = 0,979
-0,80
-0,60
-0,40
-0,20
0,00
0,20
0,40
0,60
-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
log
(x/m
)
log Ce
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 123
Figura B.8: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Zn2+ en la mezcla
y = 0,390x + 0,753R² = 0,990
y = 0,577x + 1,027R² = 0,959
-0,4
-0,2
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
-3,00 -2,50 -2,00 -1,50 -1,00 -0,50 0,00 0,50 1,00 1,50
log
(x/m
)
log Ce 1/10 1/20 1/40 Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 124
Figura B.9: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Cu2+ en borras
y = -15,12x + 1,364R² = 0,683
y = 0,317x + 0,060R² = 0,951
y = 0,213x + 0,044R² = 0,997
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
Ce/
(x/m
) (m
g/l)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 125
Figura B.10: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Cu2+ en aserrín
y = 0,812x + 5,620R² = 0,986
y = 0,635x + 5,347R² = 0,991
y = 0,433x + 6,525R² = 0,964
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 60,0
Ce/
(x/m
) (g/
l)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 126
Figura B.11: Linealización isotermas de Langmuir para la adsorción de Cu2+ en mezcla
y = 0,531x + 0,232R² = 0,976
y = 0,404x + 0,161R² = 0,998
y = 0,231x + 0,118R² = 0,987
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
0,70
0,80
0,90
1,00
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0
Ce/
(x/m
) (g/
l)
Ce (mg/l)
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 127
Figura B.12: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en borras
y = 7,523x + 8,021R² = 0,660
y = 0,627x + 0,633R² = 0,924
y = 0,253x + 0,423R² = 0,531
-2,00
-1,00
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
-1,6 -1,4 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2
log
(x/m
)
log Ce
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 128
Figura B.13: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en aserrín
y = 0,572x - 0,721R² = 0,982
y = 0,428x - 0,536R² = 0,990
y = 0,416x - 0,450R² = 0,980
-0,70
-0,60
-0,50
-0,40
-0,30
-0,20
-0,10
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0
log
(x/m
)
log Ce
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)
ANEXO B: FIGURAS
Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales 129
Figura B.14: Linealización isotermas de Freundlich para la adsorción de Cu2+ en la mezcla
y = 0,718x + 0,253R² = 0,976
y = 0,496x + 0,238R² = 0,979
y = 0,372x + 0,393R² = 0,997
-0,80
-0,60
-0,40
-0,20
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
-1,4 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8log
(x/m
)
log Ce
1/10 1/20 1/40 Lineal (1/10) Lineal (1/20) Lineal (1/40)