Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales

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


3.4 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


4.3. 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,


pH 6

63

Figura 4.10: Cinética de adsorción de cobre en mezcla. Relación A/S 1/10,


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


Zn2+ en aserrín

122


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



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.



- 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


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.



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).



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



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).



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).



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



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



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



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):



(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)).



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).



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).



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,



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



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).



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).



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



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



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.



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.



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



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



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



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).



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).



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.



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,



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



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



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



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.



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.,



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.



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


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)



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.



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,



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



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)



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



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)



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)


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).



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.



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


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



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



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



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


Figura 4.2: Espectro IR del aserrín y la mezcla sin metal adsorbido (pH 6)



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



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.



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)



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)



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



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



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.



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,




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,


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.



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



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).


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).



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



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)



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



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



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



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



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


Figura 4.13: Espectro IR de aserrín y la mezcla con zinc adsorbido



4008001.2001.6002.0002.4002.8003.2003.6004.000

Mezcla

Aserrín

% T

rans

mita

ncia


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



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



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.



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



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


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


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.

REFERENCIAS

REFERENCIAS


REFERENCIAS

Acar, F. N. and Eren, Z. (2006). "Removal of Cu(II) ions by activated poplar sawdust

(Samsun clone) from aqueous solutions". Journal of Hazardous Materials 137: 909-

914.

Ahluwalia, S. S. and Goyal, D. (2007). "Microbial and plant derived biomass for removal

of heavy metals from wastewater". Bioresource Technology 98: 2243-2257.

Ajmal, M. , Khan, A. H. , Ahmad, S. and Ahmad, A. (1998). "Role of sawdust in the

removal of copper (II) from industrial wastes". Water Research 32: 3085-3091.

Alves, M., Gonzáles, C., Guedes de Carvalho, R., Castanheira, J. and Vasconcelos, L.

(1993). "Chromium removal in tannery wastewaters "polishing" by Pinus sylverstris

barks". Water Research 27: 1333-1338.

Amarasinghe, B. M. W. P. K. and Williams, R. A. (2007). "Tea waste as a low cost

adsorbent for the removal of Cu and Pb from wastewater". Chemical Engineering

Journal 132: 299-309.

Appelo, C. A. J. and Postma, D. (1993). "Geochemistry, groundwater and pollution".

Balkema, Rotterdam.

Argun, M. E., Dursun, S., Ozdemir, C. and Karatas, M. (2007). "Heavy metal adsorption by

modified oak sawdust: thermodynamics and kinetics". Journal of Hazardous

Materials 141: 77-85.

Arias, M., Barral, M. and Mejuto, J. (2002). "Enhancement of copper and cadmium

adsorption on kaolin by the presence of humic acids". Chemosphere 48: 1081-1088.

Arias, M. , Perez-Novo, C. , Osorio, F. , Lopez, E. and Soto, B. (2005). "Adsorption and

desorption of copper and zinc in the surface layer of acid soils". Journal of Colloid

and Interface Science 288: 21-29.

Ayala, J. , Blanco, F. , Garcia, P. , Rodriguez, P. and Sancho, J. (1998). "Asturian fly ash

REFERENCIAS


as a heavy metals removal material". Fuel 77: 1147-1154.

Babel, S. and Kurniawan, T. A. (2003). "Low-cost adsorbents for heavy metals uptake from

contaminated water: a review". Journal of Hazardous Materials B97: 219-243.

Bailey, S. E., Olin, T. J., Bricka, R. M. and Adrian, D. (1999). "A review of potentially

low-cost sorbentes for heavy metals". Water Research 33: 2469-2479.

Baillet, F., Magnin, J. -P., Cheruy, A. and Ozil, P. (1998). "Chromium precipitation by the

acidophilic bacterium Thiobacillus ferrooxidans". Biotechnology Letters 20: 95-99.

Banerjee, S., Jayaram, R. and Joshi, M. (2003). "Removal of nickel(II) and zinc(II) from

wastewater using fly ash and impregnated fly ash". Separation and Purification

Technology 38: 1015-1032.

Baral, S. S., Das, S. N. and Rath, P. (2006). "Hexavalent chromium removal from aqueous

solution by adsorption on treated sawdust". Biochemical Engineering Journal 31:

216-222.

Batzias, F. A. and Sidiras, D. K. (2007). "Simulation of methylene blue adsorption by salts-

treated beech sawdust in batch and fixed-bed systems". Journal of Hazardous

Materials 149: 8-17.

Bayat, B. (2002). "Comparative study of adsorption properties of Turkish fly ashes I. The

case of niquel (II), cooper (II) and zinc (II)". Journal of Hazardous Materials B95:

251-273.

Beauchesne, I., Meunier, N., Drogui, P., Hausler, R., Mercier, G. and Blais, J. F. (2005).

"Electrolytic recovery of lead in used lime leachate from municipal waste

incinerator". Journal of Hazardous Materials 120: 201-211.

Benhammou, A., Yaacoubi, A., Niboub, L. and Tanouti, B. (2005). "Adsorption of metal

ions onto Moroccan stevensite: kinetic and isotherm studies". Journal of Colloid

and Interface Science 282: 320-326.

REFERENCIAS


Blocher, C., Dorda, J., Mavrov, V., Chmiel, H., Lazaridis, N. K. and Matis, K. A. (2003).

"Hybrid flotation: membrane filtration process for the removal of heavy metal ions

from wastewater". Water Research 37: 4018-4026.

Bulut, Y. and Tez, Z. (2007). "Removal of heavy metals from aqueous solution by sawdust

adsorption". Journal of Environmental Sciences (China) 19: 160-166.

Cárdenas, G., Parra, O. and Taboada, E. (2001). "Synthesis and applications of chitosan

mercaptanes as heavy metal retention agent". International Journal of Biological

Macromolecules 28: 167-174.

Caussy, D., Gochfeld, M., Gurzau, E., Neagu, C. and Ruedel, H. (2003). "Lessons from

case studies of metals: investigating exposure, bioavailability, and risk".

Ecotoxicology and Environmental Safety 56: 45-51.

Cavaco, S. A., Fernandes, S., Quina, M. M. and Ferreira, L. M. (2007). "Removal of

chromium from electroplating industry effluents by ion exchange resins". Journal of

Hazardous Materials 144: 634-638.

Cetin, S. and Pehlivan, E. (2007). "The use of fly ash as a low cost, environmentally

friendly alternative to activated carbon for the removal of heavy metals from

aqueous solutions". Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering

Aspects 298: 83-87.

Cochrane, E. L. , Lua, S. , Gibb, S. W. and Villaescusa, I. (2006). "A comparison of low-

cost biosorbents and commercial sorbents for the removal of copper from aqueous

media". Journal of Hazardous Materials B137: 198-206.

Chantawong, V., Harvey, N. and Bashkin, V. (2001). "Adsorption of lead nitrate on Thai

Kaolin and Ballclay". Asian Journal of Energy and Environment 2: 33-48.

Chantawong, V. , Harvey, N. and Bashkin, V. (2003). "Comparison of heavy metal

adsorptions by Thai kaolin and ballclay". Water, Air, and Soil Pollution 148: 111-

125.

REFERENCIAS


Chu, K. H. (2002). "Removal of copper from aqueous solution by chitosan in prawn shell:

adsorption equilibrium and kinetics". Journal of Hazardous Materials B90: 77-95.

Chubar, N. , Calvalho, J. R. and Correia, M. J. N. (2004). "Heavy metals biosorption on

cork biomass: effect of the pre-treatment". Colloids and Surfaces A:

Physicochemical and Engineering Aspects 238: 51-58.

Dabrowski, A., Hubicki, Z., Podkoscielny, P. and Robens, E. (2004). "Selective removal of

the heavy metal ions from waters and industrial wastewaters by ion-exchange

method". Chemosphere 56: 91-106.

Dabrowski, A., Podkoscielny, P., Hubicki, Z. and Barczak, M. (2005). "Adsorption of

phenolic compounds by activated carbon-a critical review". Chemosphere 58: 1049-

1070.

Dabrowski, A. (2001). "Adsorption - from theory to practice". Advances in Colloid and

Interface Science 93: 135-224.

Dal Bosco, S. M., Jimenez, R. S. and Carvalho, W. A. (2005). "Removal of toxic metals

from wastewater by Brazilian natural scolecite". Journal of Colloid and Interface

Science 281: 424-431.

Duffus, J. H. (2002). "Heavy metals-a meaningless term?" Pure and Applied Chemistry 74:

793-807.

Dursun, A. Y. and Kalayci, C. S. (2005). "Equilibrium, kinetic and thermodynamic studies

on the adsorption of phenol onto chitin". Journal of Hazardous Materials B123:

151-157.

Elliott, H. A. and Huang, C. P. (1981). "Adsorption characteristics of some Cu(II)

complexes on aluminosilicates". Water Research 15: 849-855.

EPA (1999). "Zeolita: un adsorbente versátil de contaminantes del aire". EPA 456/F-99-

003. Information Transfer and Program Integration Division Office of Air Quality

Planning and Standards. Research Triangle Park, North Carolina 27711.

REFERENCIAS


Farajzadeh, M. A. and Monji, A. B. (2004). "Adsorption characteristics of wheat bran

towards heavy metal cations". Separation and Purification Technology 38: 197-207.

Figueiredo, A. M., Nogueira, C. A., Saiki, M., Milian, F. M. and Domingos, M. (2007).

"Assessment of atmospheric metallic pollution in the metropolitan region of Sao

Paulo, Brazil, employing Tillandsia usneoides L. as biomonitor". Environmental

Pollution 145: 279-292.

Filipiuk, D. , Fuks, L. and Majdan, M. (2005). "Transition metal complexes with uronic

acids". Journal of Molecular Structure 744-747: 705-709.

Freundlich, H. (1926). "Colloid and Capillary Chemestry". Methuen, London.

Fuks, L., Filipiuk, D. and Majdan, M. (2006). "Transition metal complexes with alginate

biosorbent". Journal of Molecular Structure 792-793: 104-109.

Garg, V. K., Gupta, R., Kumar, R. and Gupta, R. (2004a). "Adsorption of chromium from

aqueous solution on treated sawdust". Bioresource Technology 92: 79–81.

Garg, V. K. , Amita, M., Kumar, R. and Gupta, R. (2004b). "Basic dye (methylene blue)

removal from simulated wastewater by adsorption using Indian Rosewood sawdust:

a timber industry waste". Dyes and Pigments 63: 243-250.

Genc, H., Tjell, J. C., McConchie, D. and Schuiling, O. (2003). "Adsorption of arsenate

from water using neutralized red mud". Journal of Colloid and Interface Science

264: 327-334.

GESAM (2002). Informe para la clasificación de actividad económica Occidental Chemical

S.A.I., presentado por Occidental Chemical S.A.I. al Servicio de Salud Talcahuano,

Subdirección del Ambiente. Talcahuano.

Gilarranz, M.A. "Intercambio Iónico"

http.//www.uam.es/personal_pdi/ciencias/mgilarra/experimentacionIQII/Intercambi

oionico2006.pdf. Madrid. Visitada el 15 de Diciembre de 2007.

REFERENCIAS


Giles, C. H., Smith, D. and Huitson, A. (1974). "A general treatment and classification of

the solute adsorption isotherm. " Journal of Colloid and Interface Science 47: 755-

765.

Grube, M. , Lin, J. G. , Lee, P. H. and Kokorevicha, S. (2006). "Evaluation of sewage

sludge-based compost by FT-IR spectroscopy". Geoderma 130: 324-333.

He, Z. L., Yang, X. E. and Stoffella, P. J. (2005). "Trace elements in agroecosystems and

impacts on the environment". Journal of Trace Elements in Medicine and Biology

19: 125-140.

Henríquez, M., Pérez, J. , Gascó, J. M. y Rodríguez, O. (2005). "Determinación de la

capacidad de intercambio catiónico en arena y caolín usando acetato de amonio,

acetato de sodio y cloruro de amonio". Bioagro 17: 59-62.

Hinz, C. (2001). "Description of sorption data with isotherm equations". Geoderma 99:

225-243.

Horsfall, M., Abia, A. A. and Spiff, A. I. (2006). "Kinetic studies on the adsorption of Cd2+,

Cu2+ and Zn2+ ions from aqueous solutions by cassava (Manihot sculenta Cranz)

tuber bark waste". Bioresource Technology 97: 283-291.

Huang, C., Chung, Y. and Liou, M. (1996). "Adsorption of Cu(II) and Ni(II) by palletized

biopolymer". Journal of Hazardous Materials 45: 265-277.

Ibrahim, K., Nasser, T. and Khoury, H. (2002). "Use of natural chabazite-phillipsite tuff in

wastewater treatment from electroplating factories in Jordan ". Environmental

Geology 41: 547-551.

Inglezakis, V. J., Loizidou, M. D. and Grigoropoulou, H. P. (2003). "Ion exchange of Pb2+,

Cu2+, Fe3+, and Cr3+ on natural clinoptilolite: selectivity determination and influence

of acidity on metal uptake". Journal of Colloid and Interface Science 261: 49-54.

Jarup, L. (2003). "Hazards of heavy metal contamination". British Medical Bulletin 68:

167-182.

REFERENCIAS


Jha, I., Iyengar, L. and Rao, A. (1988). "Removal of cadmium using chitosan". Journal of

Environmental Engineering 114: 962-974.

Joergensen, R. G. and Castillo, X. (2001). "Interrelationships between microbial and soil

properties in young volcanic ash soils of Nicaragua". Soil Biology and Biochemistry

33: 1581-1589.

Kartal, S. N. and Imamura, Y. (2005). "Removal of copper, chromium, and arsenic from

CCA-treated wood onto chitin and chitosan". Bioresource Technology 96: 389–392.

Kauráková, M., Smith, A. C., Gidley, M. J. and Wilson, R. H. (2002). "Molecular

interactions in bacterial cellulose composites studied by 1D FT-IR and dynamic 2D

FT-IR spectroscopy". Carbohydrate Research 337: 1145-1153.

Kaya, A. and Oren, A. H. (2005). "Adsorption of zinc from aqueous solutions to bentonite".

Journal of Hazardous Materials 125: 183-189.

King, P., Srinivas, P., Kumar, Y. P. and Prasad, V. S. (2006). "Sorption of copper(II) ion

from aqueous solution by Tectona grandis l.f. (teak leaves powder)". Journal of


Kizilkaya, R., Askin, T., Bayrakli, B. and Saglam, M. (2004). "Microbiological

characteristics of soils contaminated with heavy metals". European Journal of Soil

Biology 40: 95-102.

Kobya, M., Demirbas, E. , Senturk, E. and Ince, M. (2005). "Adsorption of heavy metal

ions from aqueous solutions by activated carbon prepared from apricot stone".

Bioresource Technology 96: 1518–1521.

Krajewska, B. (2005). "Membrane-based processes performed with use of chitin/chitosan

materials". Separation and Purification Technology 41: 305-312.

Kyotani, T. (2000). "Control of pore structure in carbon". Carbon 38: 269-286.

Langmuir, I. (1918). "The adsorption of gases on plane surfaces of glass, mica and

REFERENCIAS


platinium". Journal of the American Chemical Society 40: 1361-1382.

Lau, T. C. , Ang, P. O. and Wong, P. K. (2003). "Development of seaweed biomass as a

biosorbent for metal ions". Water Science and Technology 47: 49-54.

Leyva, R. , Bernal, L. A. and Acosta, I. (2005). "Adsorption of cadmium(II) from aqueous

solution on natural and oxidized corncob". Separation and Purification Technology

45: 41-49.

Limousin, G. , Gaudet, J. P. , Charlet, L. , Szenknect, S. , Barthès, V. and Krimissa, M.

(2007). "Sorption isotherms: A review on physical bases, modeling and

measurement". Applied Geochemistry 22: 249-275.

Lin, C. and Chang, J. (2001). "Effect of fly ash characteristics on the removal of Cu(II)

from aqueous solution". Chemosphere 44: 1185-1192.

Liu, H. L., Chen, B. Y., Lana, Y. W. and Chenga, Y. C. (2004). "Biosorption of Zn(II) and

Cu(II) by the indigenous Thiobacillus thiooxidans". Chemical Engineering Journal

97: 195-201.

López, V., Moreno, C., Rivera, J. and Radovic, L. R. (2002). "Ionic strength effects in

aqueous phase adsorption of metal ions on activated carbons". Carbon 41: 2020-

2022.

Madeira, M., Auxtero, E. and Sousa, E. (2003). "Cation and anion exchange properties of

andisols from the Azores, Portugal, as determined by the compulsive exchange and

the ammonium acetate methods". Geoderma 117: 225-241.

Malliou, E., Malamis, M. and Sakellarides, P. (1992). "Lead and cadmium removal by ion

exchange". Water Science and Technology 25: 133-138.

Manzoor, S., Shah, M. H., Shaheen, N., Khalique, A. and Jaffar, M. (2006). "Multivariate

analysis of trace metals in textile effluents in relation to soil and groundwater".


REFERENCIAS


Margineda de Godos, J. (2004). "Estudio de procesos de adsorción/desorción de iones en

resinas encapsuladas. Aplicaciones a la remineralización de tejidos dentales". Tesis

Doctoral. Departamento de Química. Universidad Autonoma de Barcelona.

Barcelona.

Martins, B. L, Cruz, C. C. V., Luna, A. S. and Henriques, C. A. (2006). "Sorption and

desorption of Pb2+ ions by dead Sargassum sp. biomass". Biochemical Engineering

Journal 27: 310–314.

Matlock, M. M., Howerton, B. S. and Atwood, D. A. (2002). "Chemical precipitation of

heavy metals from acid mine drainage". Water Research 36: 4757-4764.

McKay, G., Blair, H. and Findon, A. (1989). "Equilibrium studies for the sorption of metal

ions onto chitosan". Industrial and Engineering Chemistry 28A: 356-360.

Meena, A. K., Mishra, G. K. , Rai, P. K., Rajagopal, C. and Nagar, P. N. (2005). "Removal

of heavy metal ions from aqueous solutions using carbon aerogel as an adsorbent."

Journal of Hazardous Materials B122: 161-170.

Mellah, A. and Chegrouche, S. (1997). "The removal of zinc from aqueous solutions by

natural bentonite". Water Research 31: 621-629.

Memon, S. Q., Memon, N., Shah, S. W., Khuhawar, M. Y. and Bhanger, M. I. (2007).

"Sawdust a green and economical sorbent for the removal of cadmium(II) ions".


Metcalf y Eddy (1996). "Ingeniería en aguas residuales". Vol. 1, 3ª Ed, McRaw-

Hill/Interamericana editores, Madrid.

Min, S. H., Han, J. S., Shin, E. W. and Park, J. K. (2004). "Improvement of cadmium ion

removal by base treatment of juniper fiber". Water Research 38: 1289-1295.

Mohan, D. and Pittman, C. U. (2006). "Activated carbons and low cost adsorbents for

remediation of tri- and hexavalent chromium from water". Journal of Hazardous

Materials 137: 762-811.

REFERENCIAS


Montanher, S. F. , Oliveira, E. A. and Rollemberg, M. C. (2005). "Removal of metal ions

from aqueous solutions by sorption onto rice bran". Journal of Hazardous Materials

B117.

Nada, A. M. A., El-Sakhawy, M. and Kamel, S. M. (1998a). "Infra-red spectroscopic study

of lignins". Polymer Degradation and Stability 60: 247-251.

Nada, A. M. A. , Yousef, K. A. and Salah, A. M. (1998b). "Infrared spectroscopy of some

treated lignins". Polymer Degradation and Stability 62: 157-163.

Naseem, R. and Tahir, S. (2001). "Removal of Pb(II) from aqueous solutions by using

bentonite as an adsorbent". Water Research 35: 3982-3986.

Nasernejad, B., Zadeh, T. E., Pour, B. B., Bygi, M. E. and Zamani, A. (2005). "Comparison

for biosorption modeling of heavy metals (Cr(III), Cu(II), Zn(II)) adsorption from

wastewater by carrot residues". Process Biochemistry 40: 1319-1322.

Navia, R. (2004). "Environmental use of volcanic soil as natural adsorption material".

Ph.D. Thesis. Department of Sustainable Waste Management and Technology.

University of Leoben. Leoben.

Niu, H., Xu, X. S. and Wang, J. H. (1993). "Removal of lead from aqueous solutions by

penicillin biomass". Biotechnology and Bioengineering 42: 785-787.

Nurdan, Y. B., Tulay, A. O. and Oz, H. O. (1997). "Combined effects of Cu2+ and Cd2+ on

activated sludge process". Water Research 31: 699-704.

Ong, S. A., Lim, P. E., Seng, C. E., Hirata , M. H. and Hano, T. (2005). "Effects of Cu(II)

and Cd(II) on the performance of sequencing batch reactor treatment system".

Process Biochemistry 40: 453-460.

Orhan, Y. and Büyükgüngör, H. (1993). "The removal of heavy metals by using

agricultural wastes". Water Science and Technology 28: 247-255.

Ouki, S., Cheeseman, C. and Perry, R. (1993). "Effects of conditioning and treatment of

REFERENCIAS


chabazite and clinoptilolite prior to lead and cadmium removal". Environmental

Science and Technology 27: 1108-1116.

Ouki, S. and Kavanagh, M. (1997). "Performance of natural zeolites for the treatment of

mixed metal-contaminated effluents". Waste Management and Research 15: 383-

394.

Pehlivan, E., Cetin, S. and Yanik, B. H. (2006). "Equilibrium studies for the sorption of

zinc and copper from aqueous solutions using sugar beet pulp and fly ash". Journal

of Hazardous Materials 135: 193-199.

Peniche, C., Alvarez, L. and Arguella, A. (1991). "The adsorption of mercuric ions by

chitosan". Journal of Applied Polymer Science 46: 1147-1150.

Potgieter, J., Potgieter-Vermaak, S. and Kalibantonga, P. (2006). "Heavy metals removal

from solution by palygorskite clay". Minerals Engineering 19: 463-470.

Quina, M. J., Santos, R. C., Bordado, J. C. and Quinta-Ferreira, R. M. (2007).

"Characterization of air pollution control residues produced in a municipal solid

waste incinerator in Portugal". Journal of Hazardous Materials 152: 853-869.

Reddad, Z., Gerente, C., Andres, Y. and Le Cloirec, P. (2002). "Adsorption of several metal

ions onto a low-cost biosorbent: kinetic and equilibrium studies". Environmental

Science and Technology 36: 2067-2073.

Rehman, H., Shakirullah, M., Ahmad, I., Shah, S. and Hamedullah, J. (2006). "Sorption

studies of nickel ions onto sawdust of Dalbergia sissoo." Journal of the Chinese

Chemical Society 53: 1045-1052.

Ricordel, S. , Taha, S. , Cisse, I. and Dorange, G. (2001). "Heavy metals removal by

adsorption onto peanut husks carbon: characterization, kinetic study and modeling".

Separation and Purification Technology 24: 389-401.

Rodríguez, F. y Sabio, M. (2004). El carbón activado como adsorbente en

descontaminación ambiental. Pp. 37-52. En : F. Rodríguez (ed.), Adsorbentes en la

REFERENCIAS


solución de algunos problemas ambientales. Cyted, Madrid.

Ministerio de Salud. (2004). "Reglamento sanitario sobre manejo de residuos peligrosos".

D.S. N°148. Santiago, Chile.

Santos, M.J. and de Oliveira, E. (2003). "Heavy metals removal in industrial effluents by

sequential adsorbent treatment". Advances in Environmental Research 7: 263-272.

Sawalha, M. F., Peralta, J. R., Saupe, G. B., Dokken, K. M. and Gardea, J. L. (2007).

"Using FTIR to corroborate the identity of functional groups involved in the binding

of Cd and Cr to saltbush (Atriplex canescens) biomass". Chemosphere 66: 1424-

1430.

Šćiban, M. , Klašnja, M. and Škrbić, B. (2006). "Modified softwood sawdust as adsorbent

of heavy metal ions from water". Journal of Hazardous Materials B136: 266-271.

Selatnia, A., Boukazoula, N., Kechid, M. Z. , Bakhti, A. and Chergui, A. (2004a).

"Biosorption of Fe3+ from aqueous solution by a bacterial dead Streptomyces

rimosus biomass". Process Biochemistry 39: 1643-1651.

Selatnia, A., Boukazoula, N., Kechid, M. Z. , Bakhti, A. , Chergui, A. and Kerchich, Y.

(2004b). "Biosorption of lead (II) from aqueous solution by a bacterial dead

Streptomyces rimosus biomass". Biochemical Engineering Journal 19: 127-135.

Sharma, K. P., Sharma, S., Sharma, S., Singh, P. K., Kumar, S., Grover, R. and Sharma, P.

K. (2007). "A comparative study on characterization of textile wastewaters

(untreated and treated) toxicity by chemical and biological tests". Chemosphere 69:

48-54.

Shin, E. W., Karthikeyan, K. G. and Tshabalala, M. A. (2007). "Adsorption mechanism of

cadmium on juniper bark and wood". Bioresource Technology 98: 588-594.

Shukla, A. , Zhang, Y. H., Dubey, P. , Margrave, J. L. and Shukla, S. S. (2002). "The role

of sawdust in the removal of unwanted materials from water". Journal of Hazardous

Materials B95: 137-152.

REFERENCIAS


Shukla, S. R. and Pai, R. S. (2005a). "Adsorption of Cu(II), Ni(II) and Zn(II) on modified

jute fibres". Bioresource Technology 96: 1430–1438.

Shukla, S. R. and Pai, R. S. (2005b). "Adsorption of Cu(II), Ni(II) and Zn(II) on dye loaded

groundnut shells and sawdust". Separation and Purification Technology 43: 1-8.

Sial, R. A., Chaudhary, M. F., Abbas, S. T., Latif, M. I. and Khan, A. G. (2006). "Quality

of effluents from Hattar industrial estate". Journal of Zhejiang University Science 7:

974-980.

Silva, J. E., Paiva, A. P., Soares, D., Labrincha, A. and Castro, F. (2005). "Solvent

extraction applied to the recovery of heavy metals from galvanic sludge". Journal of


Singh, A., Singh, D. and Singh, V. (1988). "Removal of Zn(II) from water by adsorption on

china clay". Environmental Technology Letters 9: 1153-1162.

Singh, S., Pradhan, S. and Rai, L. C. (2000). "Metal removal from single and multimetallic

systems by different biosorbent materials as evaluated by differential pulse anodic

stripping voltammetry". Process Biochemistry 36: 175-182.

Sprynskyy, M., Buszewski, B., Terzyk, A. and Namiesnik, J. (2006). "Study of the

selection mechanism of heavy metal (Pb2+, Cu2+, Ni2+,Cd2+) adsorption on

clinoptilolite". Journal of Colloid and Interface Science 304: 21-28.

Srivastava, S. , Tyagi, R. and Pal, N. (1989). "Studies on the removal of some toxic metal-

ions. 2. Removal of lead and cadmium by montmorillonite and kaolinite".

Environmental Technology Letters 10: 275-282.

Sun Kou, M. R., Volzone, C. y Sapag, K. (2004). Las arcillas y sus diferentes aplicaciones

en adsorción. Pp. 165-192. En : F. Rodríguez (ed.), Adsorbentes en la solución de

algunos problemas ambientales. Cyted, Madrid.

Tan, K.J. (1998). "Principles of soil chemistry". 3° Ed. Marcel Dekker, Inc. Nueva York.

REFERENCIAS


Taty-Costodes, V. C., Fauduet, H., Porte, C. and Delacroix, A. (2003). "Removal of Cd(II)

and Pb(II) ions, from aqueous solutions, by adsorption onto sawdust of Pinus

sylvestris". Journal of Hazardous Materials B105: 121-142.

Tiemann, K. J., Gardea-Torresdey, J. L., Gamez, G., Dokken, K. and Sias, S. (1999). "Use

of X-ray absorption spectroscopy and esterification to investigate chromium(III) and

nickel(II) ligand in alfalfa biomass". Environmental Science and Technology 33:

150-154.

Townsley, C. C. and Ross, I. S. (1986). "Copper uptake in Aspergillus niger during batch

growth and in non-growing mycelial suspensions". Experimental Mycology 10: 281-

288.

Treybal, R. E. (1988). “Operaciones de trasferencia de masa”. 2ª Ed, McGraw-Hill, New

York.

Tuñón, I. "Superficies sólidas: adsorción y catálisis heterogénea."

http://www.uv.es/tunon/pdf_doc/Superficies_Solidas_A.pdf. Valencia .Visitada el

18 de Octubre de 2007.

Umaña, J. (2004). "Síntesis de zeolitas a partir de cenizas volantes de centrales

termoeléctricas de carbón ". Tesis Doctoral. Departamento de Ingeniería minera y

recursos naturales. Universidad técnica de Cataluña. Cataluña.

Undabeytia, T., Morillo, E. and Maqueda, C. (1996). "Adsorption of Cd and Zn on

montmorillonite in the presence of a cationic pesticide". Clays and Clay Minerals

31: 485-490.

VEDEWA (1999). Waste characterization report of Occidental Chemical Chile S.A.I.

Stuttgart.

Veli, S. and Alyuz, B. (2007). "Adsorption of copper and zinc from aqueous solutions by

using natural clay". Journal of Hazardous Materials 149: 226-233.

Vijayaraghavan, K., Jegan, J. , Palanivelu, K. and Velan, M. (2005). "Batch and column

REFERENCIAS


removal of copper from aqueous solution using a brown marine alga Turbinaria

ornate". Chemical Engineering Journal 106: 177-184.

Wan Ngah, W. and Isa, I. (1998). "Comparison study of copper ion. adsorption on chitosan,

Dowex A-1 and Zerolit 225". Journal of Applied Polymer Science 67: 1067-1070.

Wang, S., Boyjoo, Y., Choueib, A. and Zhu, Z. (2005). "Removal of dyes from aqueous

solution using fly ash and red mud". Water Research 39: 129-138.

Wang, S. and Wu, H. (2006). "Environmental-benign utilisation of fly ash as low-cost

adsorbents". Journal of Hazardous Materials B136: 482-501.

Wang, Y. H., Lin, S. H. and Juang, R. S. (2003). "Removal of heavy metal ions from

aqueous solutions using various low-cost adsorbents". Journal of Hazardous

Materials B102: 291-302.

Wu, D., Zhang, B., Yan, L., Kong, H. and Wang, X. (2006). "Effect of some additives on

synthesis of zeolite from coal fly ash". International Journal of Mineral Processing

80: 266-272.

Yan, G. and Viraraghavan, T. ( 2003). "Heavy-metal removal from aqueous solution by

fungus Mucor rouxii". Water Research 37: 4486-4496.

Yu, B., Zhang, Y., Shukla, A., Shukla, S. S. and Dorris, K. L. (2000). "The removal of

heavy metal from aqueous solutions by sawdust adsorption - removal of copper".

Journal of Hazardous Materials B80: 33-42.

Yu, L. Y. , Shukla, S. S. , Dorris, K. L. , Shukla, A. and Margrave, J. L. (2003).

"Adsorption of chromium from aqueous solutions by maple sawdust". Journal of

Hazardous Materials B100: 53-63.

Zamzow, M. , Eichbaum, B., Sandgren, K. and Shanks, D. (1990). "Removal of heavy

metals and other cations from waste water using Zeolites ". Separation Science and

Technology 25: 1555-1569.

REFERENCIAS


Zouboulis, A. I., Matis, K. A., Loukidou, M. and Sebesta, F. (2003). "Metal biosorption by

PAN-immobilized fungal biomass in simulated wastewaters". Colloids and Surfaces

A: Physicochemical and Engineering Aspects 212: 185-195.

ANEXOS

ANEXO A

TABLAS

ANEXO A: TABLAS


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


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


Tabla A.4: Cinética de adsorción de cobre

Cantidad adsorbida (mg/g)


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


Tabla A.5: Porcentaje de adsorción de zinc en borras, aserrín y 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


Continuación tabla A.5 Borras Aserrín Mezcla

Tiempo (min) A/S Porcentaje deadsorción



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


Tabla A.6: Porcentaje de adsorción de cobre en borras, aserrín y mezcla





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


Continuación tabla A.6 Borras Aserrín Mezcla




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


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


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


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


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


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


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


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


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


Figura B.2: Curva de solubilidad de iones metálicos (Navia, 2004)

ANEXO B: FIGURAS


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


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)


ANEXO B: FIGURAS


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


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


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


ANEXO B: FIGURAS


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


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)


ANEXO B: FIGURAS


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)


ANEXO B: FIGURAS


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)


ANEXO B: FIGURAS


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


ANEXO B: FIGURAS


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


ANEXO B: FIGURAS


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


Remoción de metales pesados por medio de adsorbentes no convencionales

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