Además de los diferentes tipos de carbones activados, existen reportados en la literatura diferentes tipos de materiales adsorbentes interactuando en soluciones acuosas con iones de metales pesados. Entre los que destacan las arcillas y los diferentes tipos de silicatos, así como las zeolitas y cenizas volantes, dichos materiales poseen altas áreas superficiales así como propiedades adecuadas para la adsorción. Van Olphen, 1976; Van Damme, et al., 1985 han estudiado las arcillas como medios de adsorción para la remoción de elementos metálicos.
Las zeolitas de aluminosilicatos pueden considerarse como los miembros más importantes y bien establecidos de una clase especial de adsorbentes microporosos, en los cuales la porosidad es intracristalina. Aunque las zeolitas se han conocido por más de 200 años, su valor potencial como adsorbente de alta selectividad, fue estudiado por primera vez hace 50 años (Barrer, 1945, 1978). El estudio de zeolitas sintéticas porosas inició algunos años después (Breck et al., 1956), siendo actualmente una opción comercial de importancia.
Las zeolitas o tamices moleculares han obtenido gran importancia tecnológica para catálisis, separación de gases y muchas otras aplicaciones. Estos materiales actualmente se utilizan como catalizadores industriales para reacciones tales como la reducción del peso molecular de las parafinas y la isomerización y la separación de compuestos aromáticos (Tomas y Theocharris, 1989; Thomas, 1995, Martens et al.,1997).
En la tabla 1.2 se presenta una revisión de la capacidad de adsorción en diferentes tipos de materiales adsorbentes que han sido empleados en remoción de iones metálicos. Los trabajos contenidos en la tabla 1.2 son materiales derivados de procesos industriales y fibras vegetales orgánicas de alimentos y carbones producidos por diferentes tipos de maderas. Además para la remoción de Pb, Cu y Ni se han utilizado fibras vegetales tales como: fibra de trigo, materiales derivados de ácidos orgánicos, adsorción en arcillas y en materiales zeolíticos. En la misma tabla se indica el agente modificador así como la fuente y el año de publicación.
En la mayoría de los trabajos reportados por adsorbentes, ya sean carbones activados o de otro tipo, la forma de reportar los resultados correspondientes a la medición de las propiedades de adsorción es muy
Introducción
M.C Miguel Ángel Aguilar González
15
heterogénea, debido a esto, en la revisión bibliográfica que se hace en este apartado (Tablas 1.2 y 1.3) únicamente se consideraron los resultados y parámetros más importantes de cada proceso.
Introducción
M.C Miguel Ángel Aguilar González
16
Adsorbente Agentemodificador Metal Q
(mg/g)
max FuenteCascarilla de
arroz Ácido Tartárico Pb(II) 120.48 Wong et al., 2003b. Aserrín. Hidróxido de sodio Ni(II) 10.47 Rehman et al., 2006. Aserrín (Roble) Ácido clorhídrico Ni(II) 3.37 Argun et al., 2007. Aserrín (Pino) Formaldehído en
acido sulfúrico Pb(II) 9.78 Taty-Costodesn et al., 2003 Aserrín (Nogal) Formaldehído en
ácido sulfúrico Pb(II) Ni(II) 6.43 4.48 Bulut y Tez, 2003
Ni(II) 9.87
Cáscara -
cacahuate Ácido sulfúrico Pb(II) 29.14 Li et al., 2006ª Fruta de Jack Ácido clorhídrico Pb(II) 17.4
Fibra de yute Naranja Reactivo 13 Ni(II) 5.26 Shukla y Pai, 2005ª Peroxido de
Hidrogeno Ni(II) 5.57
Sin modificar Ni(II) 3.37
Tallo de Plátano Formaldehído Pb(II) 91.74 Neoline et al., 2005. Granos
Consumidos. Ácido clorhídrico Pb(II) 35.5 Low et al., 2000. Imperata
Cilíndrica Hidróxido de sodio Pb(II) 15.5 Hanafiah et al., 2006. Alfalfa Biomasa Hidróxido de sodio Pb(II) 89.2 Tiemann et al., 2002. Helecho marino Peróxido de
Hidrógeno-cloruro de magnesio
Pb(II) 228 Ganji et al., 2005.
Bagazo de caña
de azúcar Bicarbonato de sodio Pb(II) Etilendiamina Pb(II) 196 164 Junior et al., 2006. Trietilentetramina Pb(II) 313
Bagazo de
ceniza volante Peróxido de Hidrogeno Pb(II) 2.5 Gupta y Ali, 2004. Espiga de palma Ácido acético Pb(II) 52.86 Wankasi et al., 2006. Cáscara
Cacahuate Naranja Reactivo 13 Ni(II) 7.49 Shukla y Pai, 2005b. Cáscara de
nueces ZnCl2 Ni(II) 62.5 Kadirvelu et al., 2001.
Tabla 1.2. Materiales empleados como adsorbentes de metales pesados de Pb y Ni, cantidad de adsorción máxima, agentes modificadores y su fuente. Fuente: Wang Ngah y Hanafiah, 2008.
Introducción
M.C Miguel Ángel Aguilar González
17
Adsorbente Agentemodificador Metal Qmax(mg/g) Fuente
Escamas y Escorias de alto horno
Acido Clorhídrico Pb 0.5 Martín et al., 2005. Acido Algínico
modificado magnéticamente
S/M Pb 1.45mmol/g Choon et al., 2006.
Carbón Activado de
Albaricoque
Carbonato de
potasio Ni(II) 101.1 Erdogan et al., 2005. Crisálidas de
gusano de seda S/M Pb(II) Ni(II) 88 80 Paulino et al., 2006.
Fibra de Trigo Ácido
Sulfúrico Pb(II) 87.7 Bulut et al., 2005. Carbón derivado
de aserrín pulpa y bagazo
de residuos agrícolas
S/M Pb(II) 250 Ayyappan et al.,
2005.
Tabla 1.3. Materiales empleados como adsorbentes de metales pesados de Pb y Ni, cantidad de adsorción máxima, agentes modificadores y sus fuentes. Fuente: Wang Ngah y Hanafiah, 2008.
M.C Miguel Ángel Aguilar González
18
1.5 Mecanismos de adsorción de los metales pesados en diferentesadsorbentes.
La remoción de iones metálicos de soluciones acuosas por adsorción es altamente dependiente del pH de la solución, y afecta la carga superficial del adsorbente así como el grado de ionización y clasificación de especies del adsorbato. (Gundog et al., 2004; Ho y McKay, 1999). La mayoría de los investigadores que se han dedicado a la adsorción de metales pesados, han indicado que la disminución en la sorción a valores de pH ácidos, puede deberse a la competencia con los protones para sitios activos. A valores de pH alcalinos pueden surgir otros efectos para algunos procesos tales como: la presencia predominante de especies hidratadas de metales pesados, los cambios en la carga superficial y la precipitación de la sal apropiada. (Blázquez et al., 2005; Sarin y Pant, 2006; Kumar y Bandyopadhyay, 2006).
A continuación se presenta una revisión de algunos trabajos donde se ha estudiado el mecanismo de adsorción de algunos metales pesados en diferentes adsorbentes empleados.
Kula, et al., 2008, estudiaron los mecanismos del proceso de adsorción de iones de Cd en carbones activados derivados de huesos de Oliva. Ellos investigaron los comportamientos de: la dosis del adsorbente (1g/50ml de adsorbente), la temperatura (3 temperaturas diferentes), el tiempo de equilibrio (60min) y el pH (mayor que 6). Los resultados que obtuvieron fueron apropiados para los modelos isotérmicos de Langmuir y Freundlich. Además calcularon los parámetros termodinámicos, la energía libre estándar, la entalpía y la entropía estándar, de los procesos de adsorción. También investigaron el mecanismo de adsorción a través de varios modelos cinéticos de adsorción tales como: el modelo cinético de pseudo primer orden, modelo cinético de pseudo segundo orden y el modelo de difusión intra-particular.
Los experimentos los llevaron a cabo con 15 mg/L con diferente concentración de colorante basado en carbón activado de hueso de aceituna identificado como: ACOS2 (carbón activado de hueso de olivo), y el rango dosis de materia prima de hueso de olivo desde 0.125 to 1.5 g/50 ml para determinar el efecto de la proporción sólido: líquido en la adsorción. Los experimentos de adsorción se llevaron tipo batch. El tiempo de agitación de las muestras fue de 200 minutos a las temperaturas de 20, 30 y 40 ºC.
El hecho de que la cantidad removida de Cd(II) a un pH bajo haya sido considerablemente mas baja, fue atribuida a la competencia entre los sitios activos de los iones Cd2+ and H+ en la superficie del adsorbente. Algunos investigadores han reportado resultados similares (Mohan y Singh, 2002; Ajmal et al., 2003; Blázquez et al., 2005).
Después de obtener el valor de pH =7 en los experimentos, el valor del pH durante la adsorción se incrementó hasta pH=9. En este valor de pH la remoción óptima fue de 95%. Entonces la disminución en la adsorción tendió a observarse a valores de pH mayores que 9, debidos a la formación de hidróxidos complejos solubles. Esto se atribuyó a que los iones OH- en medios alcalinos afectaron primero a los productos hidrolizados Cd(OH)+, y
M.C Miguel Ángel Aguilar González
19
posteriormente a los complejos hidrolizados Cd(OH)2. También, esos efectos disminuyeron la adsorción. Estos resultados coincidieron con lo publicado por Blázquez, et al., 2005. También, el rendimiento ganado por el adsorbente de carbón activado derivado de hueso de olivo, en todos los valores de pH fue mucho más alto que el rendimiento aportado por la materia prima inicial. Esta diferencia fue explicada considerando la naturaleza del adsorbente. El área superficial del carbón activado es más alta que la del material inicial y contiene un gran número de grupos funcionales. Además, la adsorción de iones metálicos puede relacionarse al tipo y estado iónico de esos grupos funcionales. (Mohan y Singh, 2002; Ajmal et al., 2003).
Se ha reportado una tendencia de los iones de Cd(II) para desplazarse de la fase sólida a la fase en volumen, cuando se aumentó la temperatura en las soluciones. Este efecto sugirió que una explicación del mecanismo de adsorción asociado con la remoción de iones de Cd(II) en el adsorbente involucra un proceso físico, en el caso de que la adsorción alcanzara una categoría de interacción electrostática, la cual usualmente se ha asociado con un calor bajo de adsorción (Karaca et al., 2006). Esto significa que el proceso de adsorción tuvo un carácter exotérmico, determinando que el tiempo de equilibrio fue independiente de la temperatura de tratamiento. De los resultados obtenidos, se observó que la aplicación del modelo de difusión intra-particular y el modelo cinético de pseudo segundo orden fueron aplicables para los sistemas de adsorción. La aplicabilidad de ambos modelos mostró que el proceso de adsorción fue complejo e involucraba más de un mecanismo. Los valores negativos en el cambio de entalpía (-92.31,-75.72 kJ/mol) mostraron que la adsorción fue exotérmica. Con esto ellos explicaron que los iones de Cd (II) se ligaron a áreas activas del adsorbente, tales como: grupos hidroxilo, carboxilo, metoxilo y grupos fenólicos vía enlazamiento van der Waals, causando desplazamientos de H+ (Yadava et al., 1991; Acemoglu y Alma, 2004 and Özcan, et al., 2006).
Los experimentos de adsorción indicaron que el carbón activado derivado de hueso de olivo, presentó una buena capacidad de adsorción de iones de Cd (II) de soluciones acuosas. Los datos experimentales fueron aplicados a varios modelos cinéticos, debido a que la información de los estudios cinéticos de adsorción fue importante para el diseño de procesos de tratamiento de aguas residuales más eficientes.
Paulino, et al., 2006, utilizaron adsorbentes basados en crisálidas de gusano de seda para remover metales pesados de aguas residuales. Los experimentos fueron realizados con 100mg de metal/L de solución, la cantidad de adsorbente fue de 100mg, el rango de valores de pH fueron desde 2 hasta 9 a temperatura ambiente (25º C). Los experimentos se realizaron de manera estática. Los resultados de la capacidad máxima de adsorción fueron: Ni=119, Cu= 61.19 y Pb 46.88 mg/g. Ellos establecieron que los iones de H+ derivados del ajuste de pH, compitieron con los cationes metálicos de los metales pesados, por los grupos activos del adsorbente. Además indicaron que el mecanismo de adherencia fue probablemente, debido a que el ión metálico quelatante interactuó con el par de electrones solitarios de grupos amina o bien amida, que se encontraban contenidos en el adsorbente, generando una
M.C Miguel Ángel Aguilar González
20
disminución en la eficiencia de la adsorción de los iones metálicos. Se reporta también que cuando el pH aumento a más de 6.0, los valores de adsorción disminuyeron debido a que los metales precipitaron como hidróxidos. El pH inicial para Pb2+ y Cu2+ para precipitar como hidróxido es 6.0. Así que el mejor rango de valores de pH sugerido para estudios de adsorción de Pb2+ y Cu2+ fue: desde 5.0 hasta 5.5. El pH para estudios de adsorción con Ni2+ se llevó a cabo a 8.5. El pH inicial para este metal fue 8.0. El mejor pH para estudios de adsorción de Ni2+ en el adsorbente de mayor efectividad fue desde 5.0 hasta 6.0. La superficie del adsorbente (crisálidas de gusano de seda) tiene grupos potencialmente activos tales como: NH, S, y O con distribuciones más apropiadas para interactuar con el Ni2+. Por ejemplo a altas, afinidades de Ni2+ con dimetilglioxima, esto se atribuyó a la conformación espacial de sus grupos amina. Esos mismos grupos se encontraron en el mismo lado de la cadena polimérica y eso hizo más fácil la colección de iones de Ni2+ atrapados en la estructura del adsorbente.
De lo anterior se desprende que existe un gran número de investigaciones reportadas en el estudio de los diferentes mecanismos que se presentan en los diferentes adsorbentes de tipo orgánico para la remoción de iones metálicos contaminantes. En este trabajo de investigación se involucraron adsorbentes de tipo inorgánico basados en titanatos de potasio. A continuación se presentan las características y propiedades de adsorción e intercambio iónico más interesantes de este tipo de compuestos.
1.6. Titanatos de potasio propiedades y sus aplicaciones.