desarrollo de un adsorbente especÍfico … · en una serie de titulaciones volumétricas...

VII CAIQ 2013 y 2das JASP

AAIQ Asociación Argentina de Ingenieros Químicos - CSPQ

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.



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



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



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:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −×=

0

e0

CCC100(%)Remoción

(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:

m)VCC(q t0

t−

=

(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



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:

D)C(C

q e0e

−= (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).



Tabla 1. Contenido de cenizas y análisis elemental para el precursor, el adsorbente desarrollado (PA-N) y el carbón activado comercial empleado como referencia (CAC) y valores de pH y pHzc para los

adsorbentes. Muestras Parkinsonia

aculeata PA-N CAC

Cenizas (%p/p, base seca) 1.4 2.4 5.8

Análisis Elemental (%p/p, base seca y libre de cenizas) C 48.0 65.4 86.3

H 5.7 3.1 2.1

N 0.2 6.3 0.6

O a 46.1 25.2 11.0

pH - 4.1 3.0

pHzc - 4.2 4.2 a 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.



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 Parkinsonia

aculeata PA-N CAC

S BET a (m2/g) 1.67 58 1424

Vt b (cm3/g) 2 x 10-3 0.03 1.10

W c (nm) 4.01 1.91 3.04 a Area superficial BET; b Volumen total de poros; de DFT; c Diámetro medio de poros.



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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Fig. 2. Micrografías SEM del precursor (PA) y del adsorbente obtenido (PA-N). Magnificación: 1000X.

(PA)

(PA-N)



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).



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:

tKtK

H

H

H

H

e

2e

t q1q

q+

=

(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



muestras, estimados mediante regresión no lineal, para un nivel de significación del 5%,

minimizando la siguiente función objetivo (FO):

2mod

N

1iexp )q(qFO −= ∑

= (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):

e

ee C1

Cq

L

LmL

KKX

+= (6)



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:

FnFK )C(q ee = (7)


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:

LF

LF

LF

nLF

nmLF

KXK

)C(1)C(

qe

ee += (8)


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:



( )( )

2/1

m

2N

1icalcei,expei,

PN

qq100

⎥⎥⎥⎥

⎦

⎤

⎢⎢⎢⎢

⎣

⎡

−

−⋅=∑=s

(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.



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).

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).

Parámetro PA-N CAC XmL (mmol/g) 0.40 0.23 KL (L/mmol) 0.68 0.64 s (%) 1.3 0.7 Langmuir

R2 0.983 0.990 nF 0.51 0.49 KF [(mmol/g)(L/mmol)nF] 0.15 0.08 s (%) 0.7 0.6 Freundlich

R2 0.996 0.991 XmLF (mmol/g) 0.50 0.44 KLF (L/mmol) nLF 0.45 0.26 nLF 0.90 0.66 s (%) 0.7 0.3

Langmuir-Freundlich

R2 0.992 0.997



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).

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