desarrollo de un adsorbente específico en base a biomasa forestal

VII CAIQ 2013 y 2das JASP
DESARROLLO DE UN ADSORBENTE ESPECÍFICO EN BASE A
BIOMASA FORESTAL PARA EL TRATAMIENTO TERCIARIO
DE AGUAS CONTAMINADAS CON IONES NITRATO
G.V. Nunell1, M.E. Fernandez1, P.R. Bonelli1 y A.L. Cukierman1,2∗
1
Programa de Investigación y Desarrollo de Fuentes Alternativas de Materias Primas y
Energía (PINMATE) - Departamento de Industrias, Facultad de Ciencias Exactas y
Naturales. Universidad de Buenos Aires. Pabellón de Industrias. Intendente Güiraldes
2620. Ciudad Universitaria. (C1428BGA) -Buenos Aires - Argentina.
2
Cátedra de Tecnología Farmacéutica II. Departamento de Tecnología Farmacéutica.
Facultad de Farmacia y Bioquímica. Universidad de Buenos Aires. Junín 956
(C1113AAD) - Buenos Aires - Argentina.
E-mail: [email protected]
Resumen. Se desarrolló un material adsorbente, de efectividad específica en
la remoción de iones nitrato presentes en solución acuosa, a partir de aserrín
de una especie arbórea invasiva distribuida a nivel mundial, Parkinsonia
aculeata. Para su elaboración, el aserrín impregnado con una solución
diluida de NH4Cl se sometió a tratamiento térmico a 450 °C. Se
determinaron
las
principales
características
químicas,
texturales
y
morfológicas del adsorbente obtenido y también para una muestra de carbón
activado comercial. Se realizaron ensayos de remoción de iones nitrato a fin
de determinar el pH óptimo y la cinética de adsorción de esta especie
contaminante. Asimismo, se determinaron las isotermas de adsorción para
ambos adsorbentes. Los resultados señalaron que la adsorción de iones
nitrato se encuentra favorecida a pH=2. La cinética de adsorción se
representó satisfactoriamente mediante un modelo de pseudo-segundo
∗
A quien debe enviarse toda la corresponcencia
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orden. El modelo de Freundlich permitió una descripción satisfactoria de los
datos experimentales. A partir de las isotermas de adsorción se evidenció
que el adsorbente desarrollado, a pesar de presentar un área superficial
específica (58 m2/g) notablemente inferior a la del carbón activado
comercial (1424 m2/g), alcanzó una capacidad de remoción de iones nitratos
(KF = 0.15 [(mmol/g)(L/mmol)nF]) que prácticamente duplicó a la del
carbón activado comercial (KF = 0.08 [(mmol/g)(L/mmol)nF]). Su mejor
performance se debería a la presencia de funcionalidades básicas y al mayor
contenido de N del adsorbente desarrollado.
Palabras clave: Adsorción, Tratamiento de aguas, Iones nitrato.
1. Introducción
La contaminación de las aguas subterráneas por iones nitrato se encuentra
diseminada a nivel mundial, principalmente en regiones agrícolas, debido al uso
intensivo de fertilizantes y agroquímicos y a la elevada solubilidad de los iones nitratos
en agua (Ota et al., 2013; Anirudhan y Rauf, 2013; Gu et al., 2013). La aguda toxicidad
de los nitratos para los seres humanos se debe a que se reducen a nitritos en el
organismo y estos últimos son precursores de la formación de compuestos
carcinogénicos. Los métodos actuales de remoción de iones nitratos comprenden
adsorción, denitrificación biológica, intercambio iónico selectivo, electrodiálisis y
ultrafiltración, entre otros (Bhatnagar y Sillanpääb, 2011). En particular, la adsorción
resulta de reconocida aplicación en el tratamiento de aguas contaminadas con diversas
especies debido a su simplicidad y facilidad de operación. Los carbones activados son
los materiales adsorbentes mayormente utilizados. No obstante, su aplicación en la
remoción de iones nitrato ha sido poco explorada, probablemente debido a que los
carbones activados disponibles en el mercado no permiten alcanzar un alto nivel de
remoción de este contaminante (Nunell et al., 2012; Mahmudov y Huang, 2011). En
este contexto, resulta de interés el desarrollo de nuevos materiales adsorbentes para la
remoción efectiva de iones nitrato.
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En el presente trabajo se desarrolla un material adsorbente a partir de aserrín de
Parkinsonia aculeata, una especie arbórea invasora ampliamente distribuida a nivel
mundial (De Maio et al., 2002; Van Klinken et al., 2008; Cochard y Jakes, 2005). Se
determina y compara la capacidad de remoción de iones nitrato del material adsorbente
desarrollado con la de una muestra de carbón activado comercial recomendada para la
adsorción de aniones. Se vincula la capacidad de remoción de iones nitrato con las
principales características fisicoquímicas y texturales de ambos materiales adsorbentes.
2. Parte Experimental
2.1. Preparación del adsorbente
Se emplearon trozos de madera provenientes de troncos previamente descortezados
de la especie Parkinsonia aculeata. Estos se lavaron y secaron en estufa a 60 °C hasta
peso constante; luego, se molieron empleando un molino de martillos y se tamizaron.
Se seleccionó la fracción de tamaño promedio de partícula de 750 μm y se impregnó
con una solución de cloruro de amonio al 5% p/p, en una relación de sal a precursor de
1:10. El precursor impregnado se mantuvo en estufa a 110 ºC por 2 h. Este se introdujo
en un reactor de acero calefaccionado externamente por un horno eléctrico y se sometió
a tratamiento térmico a 450 ºC por el transcurso de 30 min., operando bajo flujo de N2
(99.99% v/v, 150 mL/min). El material obtenido se lavó reiteradamente con agua
destilada caliente (∼70 °C), hasta alcanzar pH cercano a la neutralidad en el agua de
lavado. Finalmente, se secó en estufa a 110 °C hasta alcanzar peso constante. El
material obtenido se designa con el acrónimo PA-N.
2.2. Caracterización química
Se determinó el contenido de cenizas del material precursor, del adsorbente
desarrollado (PA-N) y del carbón activado comercial como referencia (CAC), según
normas ASTM, usando una balanza termogravimetrica TA instrument SDT Q-600. El
análisis elemental de las muestras se realizó con un instrumento Carlo Erba EA 1108. El
contenido total de grupos funcionales oxigenados ácidos/polarizables (GFOs):
carbonilos, fenoles, lactonas y carboxilos, y de funcionalidades básicas presentes en la
superficie de los de los adsorbentes, se determinó utilizando un procedimiento basado
en el método de Boehm (Nunell et al., 2013; de Celis et al., 2009). El método consiste
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en una serie de titulaciones volumétricas utilizando reactivos de distinta fuerza alcalina,
para el caso de los ácidos y utilizando HCl para la determinación de las funcionalidades
básicas.
Para determinar el pH de los adsorbentes, se contactó 1 g de muestra con 100 mL de
agua destilada, se calentó hasta ebullición y se mantuvo la misma durante 5 min. Se
dejó enfriar, se llevó a 100 mL con agua destilada y finalmente se registró el valor de
pH de las suspensiones resultantes.
El pH de punto de carga cero (pHzc) de los adsorbentes se determinó mediante un
procedimiento similar al descrito por Carrott et al. (2001). 0.6 g de adsorbente se
contactaron con 12 mL de una solución de NaNO3 de concentración 0.1 M y se agitó por
48 h a temperatura ambiente. El valor del pHzc resulta del pH registrado en el líquido
previamente filtrado.
2.3. Caracterización textural y morfológica
Se determinaron las isotermas de adsorción de N2 (-196 ºC), empleando un
sortómetro automático Micromeritics ASAP 2020 HV. Se aplicó el procedimiento
convencional de BET a fin de evaluar el área superficial específica (SBET). El volumen
total de poros (Vt) se calculó a partir del volumen de N2 adsorbido a la máxima presión
relativa (p/po=0.99). El radio medio de poro (W) se estimó a partir de: W =2V/ SBET
(Condon, 2006).
El precursor y el material adorbente desarrollado se examinaron mediante
microscopía electrónica de barrido (SEM) empleando un equipo Zeiss Supra 40 con
cañón por emisión de campo, con el objeto de visualizar sus características
morfológicas y los cambios producidos en el precursor luego del proceso aplicado para
la obtención del adsorbente. Las muestras se observaron con magnificaciones de 1000
aumentos.
2.4. Ensayos de adsorción de nitratos
Efecto del pH inicial de las soluciones. Se realizaron ensayos en batch a fin de
examinar la incidencia del pH inicial de la solución sobre la capacidad de remoción de
iones NO3- en el equilibrio, a 25 °C, para ambos adsorbentes. A tal fin se contactaron
0.5 g de adsorbente por cada 50 mL de solución de nitrato de sodio de concentración
(1.61 mmol/L). Los sistemas adsorbato– adsorbente se agitaron a 250 rpm, a 25 °C. El
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pH se ajustó con soluciones de HCl o NaOH en el rango de 2 a 12 y se constató al inicio
y al final de cada experiencia. Se determinó el cambio de la concentración de nitratos,
mediante espectrofotometría UV-VIS, midiéndose la absorbancia a 201 nm de cada
muestra previamente filtrada.
Los porcentajes de remoción se calcularon según:
⎛ C − Ce ⎞
⎟⎟
Remoción (%) = 100 × ⎜⎜ 0
⎝ C0 ⎠ (1) donde Co y Ce son las concentraciones inicial y de equilibrio (mmol/L),
respectivamente. Para todas las muestras examinadas, se realizaron blancos de
adsorbato y de adsorbente bajo las diferentes condiciones de ensayo, omitiendo
alternativamente el adsorbente o el adsorbato. Todos los ensayos se llevaron a cabo al
menos por duplicado, resultando la diferencia entre éstos menor al 3% para todos los
sistemas investigados. Los resultados informados corresponden a los valores promedio.
Cinética de adsorción de iones nitrato. Para estos ensayos se seleccionó un
tamaño de partícula inferior a 105 µm, en base a ensayos preliminares, a fin de evitar
posibles resistencias a las transferencias de masa externa e intrapartícula. Se contactaron
0.5 g de adsorbente con 50 mL de soluciones de NaNO3 de concentración 1.6 mmol/L;
las suspensiones se agitaron a 250 rpm, empleándose el pH óptimo determinado en el
ensayo de evaluación de la influencia del pH. Se tomaron muestras a intervalos
apropiados de tiempo y se midió la concentración de nitrato remanente en solución. La
cantidad instantánea de soluto adsorbido por unidad de masa de adsorbente, qt (mmol/g),
se calculó según:
qt =
(C 0 − C t )V
m
(2)
donde Co es la concentración inicial del adsorbato en solución (mmol/L), Ct, la
concentración del adsorbato remanente en solución al tiempo t (mmol/L), V, el volumen
de la solución (L), y m, la masa de muestra empleada (g).
Determinación de las isotermas de adsorción. A fin de evaluar la capacidad de
adsorción de iones nitrato de ambos adsorbentes se determinaron de las isotermas de
adsorción. Se contactaron 0.5 g de adsorbente con soluciones acuosas modelo de iones
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nitrato de concentración inicial entre 0.1 y 8 mmol/L. Los sistemas adsorbato–
adsorbente se agitaron a 250 rpm, a 25 °C, hasta constatar condiciones de equilibrio.
Posteriormente, se determinó la concentración de nitrato remanente en solución. La
cantidad adsorbida en el equilibrio por unidad de masa de carbón (qe) se calculó de
acuerdo a la siguiente ecuación:
(C 0 − C e )
qe =
D
(3)
donde Co y Ce representan las concentraciones inicial y de equilibrio de iones nitrato en
solución, respectivamente, y D, la dosis de adsorbente empleada. Ambas
concentraciones se expresan en unidades molares, en tanto que D se expresa en g/mL.
3. Análisis de los Resultados
En la Tabla 1 se presentan los contenidos de cenizas y análisis elemental el
precursor y los adsorbentes empleados. En la misma tabla se incluyen además los
valores de pH y pHzc del adsorbente desarrollado (PA-N) y del carbón activado
comercial empleado como referencia (CAC).
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Tabla 1. Contenido de cenizas y análisis elemental para el precursor, el adsorbente desarrollado (PAN) y el carbón activado comercial empleado como referencia (CAC) y valores de pH y pHzc para los
adsorbentes.
Muestras
Cenizas (%p/p, base seca)
Análisis Elemental
C
a
Parkinsonia
aculeata
1.4
PA-N
CAC
2.4
5.8
(%p/p, base seca y libre de cenizas)
48.0
65.4
86.3
H
5.7
3.1
2.1
N
0.2
6.3
0.6
Oa
46.1
25.2
11.0
pH
-
4.1
3.0
pHzc
-
4.2
4.2
Estimado por diferencia.
Como puede apreciarse en la Tabla 1, el proceso de activación aplicado al precursor
de la especie Parkinsonia aculeata produce cambios en el contenido de cenizas y
composición elemental. En comparación con el material precursor, el adsorbente
desarrollado (PA-N) presenta un mayor contenido de cenizas y C, mientras que los
contenidos de H y O son menores. Estas variaciones resultan como consecuencia de la
deshidratación del material precursor y de la liberación de materiales volátiles. A su
vez, puede notarse que PA-N presenta mayor contenido de N que su material de
precursor, indicando que gran parte del N presente en la muestra proviene del agente
reactivo empleado para su desarrollo. Al comparar PA-N con la muestra comercial se
observa que CAC presenta un mayor contenido de cenizas y de C y un menor contenido
de H y O. Por otra parte, ambos adsorbentes presentan el mismo valor de pHzc,
mientras que el pH de la muestra PA-N es algo superior al de la muestra comercial.
El contenido de los grupos funcionales oxigenados ácidos (GFOs) y de las
funcionalidades básicas presentes en la superficie de ambos adsorbentes se muestran en
la Figura 1.
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Fig. 1. Contenido de grupos funcionales presentes en la superficie del adsorbente desarrollado (PA-N) y del
carbón activado comercial empleado como referencia (CAC).
Como puede apreciarse en la Figura 1, el adsorbente desarrollado, a diferencia de la
muestra de CA comercial, presenta grupos funcionales básicos en su superficie y un
mayor contenido de GFOs. El mayor contenido de GFOs se debe al mayor contenido de
grupos fenoles y lactonas presente en PA-N. En la Tabla 2, se detallan las propiedades
texturales de Parkinsonia aculeata, del adsorbente desarrollado y del carbón activado
comercial.
Tabla 2. Propiedades texturales de Parkinsonia aculeata, del adsorbente desarrollado (PA-N) y del carbón activado
comercial empleado como referencia (CAC).
Muestras
S BET a (m2/g)
Vt b (cm3/g)
W c (nm)
a
Parkinsonia
aculeata
1.67
PA-N
CAC
58
1424
2 x 10-3
0.03
1.10
4.01
1.91
3.04
Area superficial BET; b Volumen total de poros; de DFT;
c
Diámetro medio de poros.
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PA-N mostró un área superficial y un volumen total de poros superiores a los de su
material precursor y significativamente inferiores a los de CAC. El escaso desarrollo
poroso podría atribuirse a las condiciones moderadas (baja relación agente impregnante:
precursor y tratamiento térmico a baja temperatura) empleadas para su desarrollo. Puede
notarse, además, que el diámetro medio de poros del adsorbente desarrollado resulta
notablemente inferior al de la muestra comercial.
Las imágenes SEM obtenidas para el precursor y el adsorbente desarrollado se
presentan en la Figura 2. Como puede apreciarse, el precursor posee estructuras típicas
de materiales lignocelulósicos. Su apariencia rugosa, algo desorganizada y con
pequeños poros evidencia características distintivas de maderas duras. En la imagen
correspondiente al adsorbente desarrollado, puede apreciarse que el patrón direccional
de los vasos del precursor se mantiene prácticamente intacto, presentando una estructura
fibrosa, compuesta de canales largos dispuestos en paralelo, de contorno liso y con
bordes bien definidos. También es posible observar, un ligero incremento de la
porosidad, con respecto al material precursor.
En la Figura 3, se muestra el efecto del pH de la solución sobre la adsorción de iones
nitrato, en condiciones de equilibrio, para el adsorbente desarrollado y para la muestra
comercial.
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(PA)
(PA-N)
Fig. 2. Micrografías SEM del precursor (PA) y del adsorbente obtenido (PA-N). Magnificación: 1000X.
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Fig. 3. Efecto del pH de la solución sobre la adsorción de iones nitrato para el adsorbente desarrollado (PA-N) y para
el carbón activado comercial empleado como referencia (CAC).
Como puede apreciarse en la Figura 3, la adsorción de iones nitrato se encuentra
notoriamente favorecida a pHs acídicos. Este comportamiento puede atribuirse a
diferencias en el grado de protonación de la superficie de los adsorbentes, que depende
del pH de la solución y del pHzc del adsorbente. Ambos adsorbentes presentan un valor
de pHzc = 4.2 (Tabla 1); a este valor de pH, la superficie de los adsorbentes no posee
carga neta. A medida que el pH de la solución disminuye, por debajo de ése valor, la
superficie de los adsorbentes adquiere cargas positivas. Por consiguiente, el incremento
en la adsorción de iones nitratos a bajos pH podría deberse, en parte, a fuerzas de
atracción electrostáticas entre la superficie del adsorbente cargada positivamente y el
anión presente en solución. A medida que el pH de la solución aumenta, la superficie
del carbón tendría progresivamente más cargas negativas, y la mayor concentración de
grupos hidroxilos presentes en la solución competiría con los iones nitratos por los sitios
de adsorción, disminuyendo la remoción del oxoanión. Esta tendencia concuerda con la
informada en otros trabajos publicados en la literatura (Bhatnagar y Sillanpää, 2011;
Cho et al., 2011).
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Los datos cinéticos para la adsorción de iones nitrato se presentan en la Figura 4. En
la misma figura se comparan los datos experimentales obtenidos y los resultados
predichos por un modelo cinético de pseudo-segundo orden (Ho, 2006). Este modelo
está representado por la siguiente ecuación:
2
qt =
q eH K H t
1 + q eH K H t
(4)
donde qt es la cantidad de soluto adsorbido al tiempo t, qeH, la cantidad de soluto
adsorbido en el equilibrio, ambos por unidad de masa de adsorbente (mmol/g), y KH, la
constante de velocidad de adsorción (g/mmol.min).
Fig. 4. Comparación de los datos experimentales y las predicciones del modelo de pseudo-segundo orden para la
adsorción de nitrato con el adsorbente desarrollado (PA-N) y el carbón activado comercial (CAC). Condiciones
experimentales: Co =1.6 mmol/L; pH = 2; Dosis = 0.5/50 mL; T = 25 °C.
Como puede apreciarse en la Figura 4, la adsorción de iones nitrato aumenta
abruptamente durante un intervalo de tiempo de contacto corto, alcanzándose el
equilibrio en un período de tiempo inferior a 1 hora. En la Tabla 3 se detallan los
parámetros característicos del modelo, para la adsorción de iones nitrato sobre ambas
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muestras, estimados mediante regresión no lineal, para un nivel de significación del 5%,
minimizando la siguiente función objetivo (FO):
N
FO = ∑ (q exp − q mod ) 2
i =1
(5) En esta expresión, N es el número de puntos experimentales y qexp y qmod, la cantidad
de soluto adsorbida por unidad de masa de adsorbente, a tiempo t, determinada
experimentalmente y calculada para el modelo, respectivamente.
Tabla 3. Parámetros característicos del modelo cinético de pseudo-segundo orden estimados para la adsorción de
iones nitratos empleando el adsorbente desarrollado (PA-N) y el carbón activado comercial (CAC).
Parámetros del modelo cinético qeH (mmol/ g) KH (g/ mmol min) R2 PA‐N 0.10 4.5 0.991 CAC 0.08 25.6 0.977 Los resultados de la Tabla 3, y de la Figura 4 indican que el modelo cinético de
pseudo-segundo orden permite una descripción apropiada de los datos experimentales,
con elevados coeficientes de correlación (R2≥0.98). Los parámetros qeH y KH estimados
para la remoción de iones nitrato dependen del adsorbente empleado. El carbón activado
comercial presentó una constante de velocidad marcadamente superior a la del
adsorbente obtenido indicando una velocidad de remoción de iones nitrato más rápida
para éste adsorbente. Esto podría deberse a que el mayor diámetro medio de poros que
presenta esta muestra permite un acceso/interacción más rápida entre el adsorbato y el
adsorbente. En cambio, el valor de qeH para PA-N resultó superior a la alcanzada por el
carbón activado comercial, indicando una mayor capacidad de remoción del oxoanión.
Con el propósito de describir las isotermas de adsorción de iones nitrato, se aplicaron
los modelos de Langmuir, Freundlich y Langmuir-Freundlich. El modelo de Langmuir
supone homogeneidad en la superficie de los adsorbentes y está descripto por la
siguiente ecuación (Xu et al., 2010):
qe =
X mL K L C e
1 + K LCe
(6)
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donde qe es la cantidad de soluto sorbido en el equilibrio por unidad de masa de
adsorbente (mmol/g), Ce, la concentración de soluto en equilibrio en la solución, XmL y
KL son los parámetros característicos del modelo, relacionados con la máxima
capacidad de adsorción y la intensidad de la adsorción, respectivamente. Este modelo
caracteriza un tipo de isoterma favorable y considera que la superficie del sólido es
homogénea, no existen fuerzas de interacción entre moléculas adsorbidas y que la
adsorción tiene lugar en monocapa (Mishra y Patel., 2009). El modelo de Freundlich
asume heterogeneidad superficial y distribución no uniforme de energía de adsorción
sobre la superficie. Este modelo no predice la saturación de la superficie sólida por el
adsorbato y, por lo tanto, el cubrimiento superficial es matemáticamente ilimitado
(Singh et al., 2012). El mismo está representado por la siguiente ecuación:
q e = K F ( C e ) nF
(7)
donde qe es la cantidad de soluto sorbido en el equilibrio por unidad de masa de
adsorbente (mmol/g), KF, una constante empírica que indica la capacidad relativa de
adsorción [(mmol/g)(L/mmol)nF] y nF, un parámetro característico, relacionado con la
intensidad de la adsorción. nF indica, además, si el tipo de isoterma es irreversible
(nF=0), favorable (0< nF <1), o desfavorable (nF >1) (Mahmoodi et al., 2011). El
modelo de Langmuir-Freundlich combina ambos modelos (Janoš et al., 2009) y está
representado por:
qe =
K LF X mLF (C e ) nLF
1 + K LF (C e ) nLF
(8)
donde qe es la cantidad de soluto sorbido en el equilibrio por unidad de masa de
adsorbente (mmol/g), XmLF, la máxima capacidad de adsorción (mmol/g), KLF, la
constante de Langmuir-Freundlich (L/mmol)nLF y nLF, un parámetro adicional que
caracteriza la heterogeneidad del sistema.
Con el propósito de evaluar la bondad de ajuste de cada modelo, se calculó la
desviación estándar, de acuerdo a:
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2
⎡ N
⎤
(
)
⎢ ∑ q ei, exp − q ei, calc ⎥
⎥
s = 100 ⋅ ⎢ i =1
⎢
⎥
(N − Pm )
⎥
⎢
⎣
⎦
1/ 2
(9)
donde Pm es el número de parámetros característicos del modelo aplicado.
La Figura 5 ilustra las isotermas de adsorción del ion nitrato para el adsorbente
desarrollado y para el carbón activado comercial. En éstas, se representa la cantidad de
iones nitrato adsorbidos por unidad de masa de adsorbente, en el equilibrio (qe), en
función de la concentración de equilibrio de nitrato en solución (Ce), ambas expresadas
en unidades molares. En la misma se presenta, además, la comparación entre los
resultados experimentales y la predicción de los modelos de Langmuir, Freundlich y
Langmuir-Freundlich. En la Tabla 4, se detallan los parámetros característicos de los
diferentes modelos, como así también los valores correspondientes a la desviación
estándar (s) y al coeficiente de correlación (R2).
Fig. 5. Isotermas de adsorción de iones nitrato para el adsorbente desarrollado (PA-N) y para el carbón activado
comercial empleado como referencia (CAC). Comparación entre los resultados experimentales y la predicción de los
modelos de Langmuir, Freundlich y Langmuir-Freundlich. Condiciones experimentales: Co = 0.1-8 mmol/L; pH =2; t
= 4 h; T = 25 °C; Dosis = 0.5/50mL.
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Tabla 4. Parámetros característicos de los modelos de Langmuir, Freundlich y Langmuir-Freundlich estimados para
las isotermas de adsorción de iones nitrato para el adsorbente desarrollado (PA-N) y para el carbón activado
comercial empleado como referencia (CAC).
Langmuir
Freundlich
LangmuirFreundlich
Parámetro
XmL (mmol/g)
KL (L/mmol)
s (%)
R2
nF
KF [(mmol/g)(L/mmol)nF]
s (%)
R2
XmLF (mmol/g)
KLF (L/mmol) nLF
nLF
s (%)
R2
PA-N
0.40
0.68
1.3
0.983
0.51
0.15
0.7
0.996
0.50
0.45
0.90
0.7
0.992
CAC
0.23
0.64
0.7
0.990
0.49
0.08
0.6
0.991
0.44
0.26
0.66
0.3
0.997
Como puede apreciarse en la Figura 5 y en la Tabla 4, los modelos de Freundlich y
Langmuir-Freundlich permitieron una mejor descripción de las isotermas que el modelo
de Langmuir, para ambos adsorbentes. Los resultados de la Tabla 4 para estos dos
modelos indican que el adsorbente obtenido, si bien posee una estructura porosa poco
desarrollada, casi duplica la capacidad máxima relativa de adsorción de iones nitrato
alcanzada por CAC. Esta tendencia podría atribuirse tanto a la presencia de
funcionalidades básicas, como a su mayor contenido de GFOs en su superficie (Figura
1) y a su mayor contenido de N (Tabla 1). Al pH al que se determinaron las isotermas
de adsorción de nitratos, los grupos básicos que contienen oxígeno (como las pironas y
los cromenos), los grupos amino protonados y las capas de estructuras tipo grafíticas,
que actuarían como bases de Lewis formando complejos de tipo dadores-aceptores de
electrones con moléculas de agua, son posibles responsables de las cargas positivas en
la superficie de este adsorbente (Radovic et al., 1999). Por otra parte, los GFOs serían
también responsables en cierta medida de estas cargas, debido a la protonación de estas
funcionalidades (Afkahami et al., 2007).
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Conclusiones
Se desarrolló un adsorbente efectivo para la remoción de iones nitratos a partir de la
especie Parkinsonia aculeata. El adsorbente desarrollado presentó escaso desarrollo
poroso, funcionalidades ácidas y básicas superficiales y un mayor contenido de N que el
carbón activado comercial empleado como referencia. La capacidad relativa de
adsorción de iones nitratos (KF= 0.15 [(mmol/g)(L/mmol)nF]) alcanzada con este
adsorbente, casi duplicó a la determinada para la muestra comercial (KF= 0.08
[(mmol/g)(L/mmol)nF]). Estos resultados señalan una influencia predominante de la
química superficial, frente a las características texturales, en la remoción de este
oxoanión. Agradecimientos
Los autores agradecen el apoyo económico del CONICET (PIP 0183) y la
Universidad de Buenos Aires (UBACyT 20020100100785).
Referencias
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