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INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL CENTRO MEXICANO PARA LA PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA

T E S I S

¨EVALUACIÓN DE LA CÁSCARA DE SEMILLA DE

JATROPHA CURCAS L. COMO BIOADSORBENTE

DE CROMO (III) ¨

PARA OBTENER EL GRADO DE:

MAESTRO EN INGENIERÍA EN PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA

P R E S E N T A

I.Q.I. Mario Alberto González Espinosa

DIRECTORES DE TESIS

Dra. Violeta Yasmín Mena Cervantes

Dr. Raúl Hernández Altamirano

Ciudad de México, Febrero 2017

INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL CENTRO MEXICANO PARA LA PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA

T E S I S

¨EVALUACIÓN DE LA CÁSCARA DE SEMILLA DE

JATROPHA CURCAS L. COMO BIOADSORBENTE

DE CROMO (III) ¨

PRESENTADA PARA OBTENER EL GRADO DE

MAESTRO EN INGENIERÍA EN PRODUCCIÓN MÁS LIMPIA

POR

Mario Alberto González Espinosa

Ante el jurado

Dr. Manuel de Antocha Hernández Cortázar Presidente Dr. Gabriel Pineda Flores Secretario Dra. Violeta Yasmín Mena Cervantes Vocal Dr. Raúl Hernández Altamirano Vocal Dra. Ma. Del Carmén Monterrubio Badillo Vocal

Febrero 2017

Agradecimientos

A Dios por estar conmigo en cada etapa de mi vida porque con tu fe, amor y

esperanza iluminas mi camino.

Un agradecimiento muy especial a la Dra. Violeta Yasmín Mena Cervantes, y al

Dr. Raúl Hernández Altamirano por creer en mí para realizar este tema de

investigación, por todo su conocimiento que me compartieron, por su apoyo

incondicional en cada momento y etapa para el desarrollo de este trabajo, no tengo

más que decirles muchas gracias por todo.

Al Instituto Politécnico Nacional por ser mi alma mater y darme la oportunidad de

desarrollarme y crecer profesionalmente.

Al Centro Mexicano de la Producción Más Limpia del IPN por abrirme sus

puertas para estudiar el posgrado de maestría, el apoyo brindado para el desarrollo

de este trabajo de investigación y ser parte de mi formación profesional.

A todos Mis Amigos que han estado conmigo desde el comienzo hasta el final de

este camino, por las experiencias y momentos que hemos compartido, son una

parte importante de mi vida.

Dedicatoria Principalmente a mi Mamá María de Jesús Espinosa Terrazas, por darme la vida,

por apoyarme en cada momento, teniendo su mano para sostenerme y nunca

dejarme caer este logro no solo es mío sino también suyo, no tengo palabras para

describir todo lo que siento por usted, solo me queda decirle gracias por estar

conmigo te amo Mamá.

A mis Hermanos Oscar, Jorge y Jesús, primeramente porque nos une lazos de

sangre inquebrantables, son una parte muy importante y especial de mi vida, por

todos los momentos y experiencias que hemos compartido, que a pesar de todas

las adversidades siempre hemos estados juntos, de lo cual me ha permitido tener

fuerza para seguir alcanzado mis metas, los quiero mucho hermanos siempre

contaran conmigo.

A mis sobrinos Kevin, Fátima, Jonathan, Joshua y Rodrigo, por ser la alegría y

motivación de mi vida, los quiero muchísimo, siempre contarán conmigo sea cuál

sea las circunstancias en las que se encuentran aquí estaré para ustedes nunca lo

olviden.

A mis ángeles que se encuentran en el cielo, mi Abuelita María de la Luz, mi

Abuelita Julia, A mi Tío Raúl, y a mi Primo Alberto Jorge los llevó en mi mente y

corazón, él logró obtenido también es de ustedes por estar conmigo y compartirme

su cariño y sobre todo creer en mí, su partida ha sido un momento muy difícil, pero

sé que en cada paso que doy están conmigo y llegara el día en que nos podremos

ver de nuevo y continuar este camino juntos.

A Domingo Martínez Antonio por todo tu apoyo condicional muchas gracias por

estar presente ahí en las buenas y en las malas, que a pesar de la distancia me

haces sentir que estas aquí presente y eso es muy valioso para mí.

Resumen En este trabajo se realizó la evaluación de la cáscara de la semilla de Jatropha

curcas L., (JCL) como bioadsorbente de iones de cromo (III) los cuales se

presentan comúnmente en los efluentes de la industria de la curtiduría.

La cáscara se caracterizó químicamente a través de la técnica de espectroscopia

de infrarrojo encontrando como grupos funcionales de interacción al hidroxilo, el

carbonilo y el grupo carboxilato.

La técnica de adsorción volumétrica de nitrógeno permitió determinar el área

superficial de la cáscara fue de 2.175 y 1.107 m2/g para 250 y 420 µm,

respectivamente.

Los experimentos de adsorción se llevaron a cabo en un sistema batch con

soluciones sintéticas de Cr2(SO4)3 y Cr(OH)SO4 en concentraciones iniciales de

cromo de 20 a 150 mg ∙ L−1. Las variables estudiadas fueron temperatura (30 y

50°C), pH (3.05 a 3.89) y tamaño de partícula del bioadsorbente (250 y 420 μm).

Para la realización de los ensayos de laboratorio se empleó el modelo diseño de

experimentos de tipo factorial 2K. Esto, con el objetivo de cuantificar la influencia de

las variables estudiadas sobre la eficiencia de remoción de cromo así como verificar

si existe una interacción entre ellas.

El sistema se controló a una agitación constante a 700 rpm durante 24 horas. Bajo

estas condiciones experimentales se obtuvieron porcentajes de remoción de cromo

en el intervalo de 80 a 99% y se determinó como variable de mayor influencia al pH.

Adicionalmente, se construyeron las isotermas de adsorción características para el

material adsorbente a los dos tamaños de partícula estudiados, con un rango de

concentración de 10 a 1500 mg ∙ L−1, y 30 °C. Se determinó que la capacidad

máxima experimental de adsorción (Qmax) del material fue de 14.93 mg Cr/g y 7.5

mg Cr/g JCL para las partículas de 250 y 420 µm, respectivamente. Los datos

experimentales se modelaron utilizando las ecuaciones de Langmuir y Freundlich,

encontrando que el mejor ajuste se obtiene para el modelo Langmuir con

coeficiente de correlación R2 de 0.9955 y 0.9932, para las partículas de 250 y 420

µm, respectivamente.

Abstract In this work the evaluation of the seed shell of Jatropha curcas L., (JCL) as

bioadsorbent of chromium (III) ions, which are commonly presented in the effluents

of the tannery industry, was carried out.

The shell was chemically characterized by the infrared spectroscopy technique and

found as hydroxyl, carbonyl and carboxylate functional interaction groups.

The nitrogen adsorption technique allowed determining the surface area of the shell

was 2,175 and 1,107 m2 / g for 250 and 420 μm, respectively.

The adsorption was carried out in a batch system with synthetic solutions of Cr2

(SO4)3 and Cr (OH) SO4 that act as adsorbate in initial concentrations of chromium

of 20 to 150 mg ∙ L−1. The variables studied were temperature (30 and 50°C), pH

(3.05 to 3.89) and particle size of the bioadsorbent (250 and 420 μm).

For the accomplishment of the laboratory tests the 2K factorial model was used for

the design of experiments.

The system was monitored at constant stirring at 700 rpm for 24 hours. Under these

experimental conditions chromium removal percentages were obtained in the range

of 80 to 99% and was determined as the most influential variable at pH.

Additionally, the characteristic adsorption isotherms of the adsorbent material were

determined for the two particle sizes studied, with a concentration range of 10 to

1500 mg ∙ L−1, and 30°C. The experimental maximum adsorption capacity (Qmax)

was 14.93 mg Cr / g and 7.5 mg Cr / g JCL for 250 μm and 420 μm particles

respectively. The experimental data was modeled using Langmuir and Freundlich

and the best fit was obtained for Langmuir model with R2 coefficient of 0.9955 and

0.9932 for 250 μm and 420 μm particles respectively.

Contenido Introducción 13

Objetivo general 18

Objetivos específicos

18

Capítulo 1. Antecedentes

1.1 La Contaminación de Cromo en el medio ambiente (efluentes) 20

1.2 Normatividad Nacional e Internacional para el control de cromo en efluentes industriales

22

1.3. Tecnología para la eliminación de Cromo (III) 24

1.4 Adsorción de metales pesados 26

1.4.1 Tipos de adsorción para remoción de metales pesados (iones metálicos)

28

1.5 Adsorción de Cr (III) con Biomateriales 29

1.6 Métodos de evaluación de adsorción de Cromo (III) 34

1.6.1 Técnicas de evaluación de la capacidad adsorbente de un material bioadsorbente

35

1.7 Equilibrio de adsorción 35

Capítulo 2. Desarrollo Experimental.

2.1 Materiales y Equipo 41

2.2 Desarrollo Experimental 43

2.3 Acondicionamiento del Bioadsorbente 44

2.3.1 Técnica de caracterización del Bioadsorbente 49

2.3.1.1 Espectrometría de infrarrojo por transformada de Fourier 49

2.3.1.2 Adsorción volumétrica por Nitrógeno 50

2.4 Preparación de Soluciones 50

2.5 Técnica de Cuantificación de Adsorbato 53

2.6 Adsorción estática (Batch) 53

2.6.1 Diseño de experimentos(Modelo Factorial 2K) 54

2.7 Procedimiento experimental de adsorción estática 57

2.7.1Técnica de cuantificación del cromo total en solución 59

2.7.2 Caracterización espectroscópica del bioadsorbente después del proceso de adsorción estática(Batch)

59

2.8 Isotermas de adsorción 60

Capítulo 3. Análisis de Resultados

3.1 Área superficial y diámetro del poro del bioadsorbente 63

3.2 Caracterización de grupos funcionales del bioadsorbente 65

3.3 Capacidad de remoción total de cromo 68

3.3.1 Resultados del modelo factorial 2K 68

3.4 Isotermas de adsorción 76

3.5 Mecanismo de Interacción propuesta 84

Conclusiones 89

Bibliografía 91

Anexos 97

Índice de Figuras

Figura 1. Origen del cromo e interacción 21

Figura 2. Diagrama de la acumulación de las especies metálicas 27

Figura 3. Diagrama de la adsorción de las especies metálicas. 27

Figura 4. Diagrama de bloques del desarrollo experimental 43

Figura 5. Molino de tornillo y tamices 44

Figura 6. Balanza Analítica 44

Figura 7. Peso de la cáscara de Jatropha curcas L. antes de acondicionamiento

44

Figura 8. Molienda de la cáscara de Jatropha curcas L. en molino de tornillo 45

Figura 9. Recolección de la cáscara triturada 45

Figura 10. Primer y Segundo lavado con agua desionizada 46

Figura 11. Tercer lavado con Etanol 46

Figura 12. Filtración de la Cáscara 47

Figura 13. Secado de cáscara de Jatropha curcas L 47

Figura 14. Proceso de Tamizado 48

Figura 15. Espectrofotómetro de Transformada de Fourier FTIR 49

Figura 16. Autosorb iQ de Quantachrome 50

Figura 17. Sal de sulfato crómico y solución de adsorbato de 1000 mg/L. 51

Figura 18 Espectrofotómetro de emisión óptica-plasma acoplado inductivamente

53

Figura 19. Dominio Experimental para 3 Factores 56

Figura 20. Proceso de adsorción 58

Figura 21. Filtración con bomba de vacío 58

Figura 22. Muestras para análisis en ICP y Acondicionadas

59

Figura 23. Isotermas de Área Beth 250 64

Figura 24. Isoterma de Área Beth 420 64

Figura 25. FTIR de JCL acondicionada 66

Figura 26. FTIR de JCL con una concentración de 150 mg/L 67

Figura 27. FTIR de JCL con una concentración de 1500 mg/ 67

Figura 28. Correlación de ajuste de datos (Yexp vs YPTcal) 72

Figura 29. Efecto de la sal de sulfato básico de cromo con JCL 73

Figura 30. Comparativo carbón activado VS JC 75

Figura 31. Isoterma de adsorción tamaño de partícula de (250-420) μm 76

Figura 32. Factor de correlación Isoterma de Langmuir 77

Figura 33. Isoterma de Langmuir 78

Figura 34. Isoterma de Freundlich 79

Figura 35. Efecto del pH en el proceso de adsorción 82

Figura 36. Efecto de la concentración de cromo Vs pH 83

Figura 37. Mecanismo propuesto para el mecanismo de adsorción 86

Índices de Tablas

Tabla 1. Límites máximos permisibles vigentes para cromo 23

Tabla 2. Residuos Agroindustriales utilizados como bioadsorbentes 32

Tabla 3. Clasificación y tipo de Isotermas 36

Tabla 4. Modelos para la obtención de isotermas tipo Langmuir o Freundlich 37

Tabla 5. Características de los reactivos 41

Tabla 6. Características de materiales y equipos 42

Tabla 7. Porcentaje de retención en el proceso de tamizado 48

Tabla 8. Domino experimental y variables 55

Tabla 9. Diseño de experimentación 55

Tabla 10. Domino experimental de experimentos de adsorción estática 57

Tabla 11. Resultados del análisis volumétrico de nitrógeno 63

Tabla 12. Plan de experimentación y resultados del diseño factorial 2K 68

Tabla 13. Cálculo de efectos principales y de interacción del modelo 2K 69

Tabla 14. Valores de remoción de cromo exp. Vs calculado 71

Tabla 15. Resultados para sulfato básico de cromo 73

Tabla 16. Comparativo carbón activado VS JCL 74

Tabla 17. Parámetros de Isotermas de adsorción 80

Introducción

En la actualidad la contaminación del cromo (III) y (VI) en las descargas de aguas

residuales es un problema relevante de salud pública y ambiental, por lo cual se

está trabajando para encontrar procesos naturales y económicos que puedan

mitigar la presencia de este metal pesado.

Los efectos que el cromo tiene a la salud humana dependen principalmente del

estado de oxidación del metal y el tiempo de exposición, puede ingresar a los

organismos vivos por la inhalación de aire, el ingerir alimentos y el beber agua

contaminada con cromo (Muñoz & Urbina , 2009). En el ambiente el cromo se

presenta en distintas valencias, como cromo metálico, Cr0, cromo trivalente, Cr (III),

y cromo hexavalente, Cr (VI).

El cromo trivalente es un oligoelemento necesario para el ser humano, el cual es

requerido para el metabolismo normal de los lípidos, carbohidratos y proteínas

(Mella, Glanert , & Gutteres, 2015), pero la exposición prolongada a altas

concentraciones de cromo trivalente puede provocar alérgicas a la piel, cáncer y

daño al DNA (Fahim & Barsoum, 2006). En la industria se emplea como pigmento

por su coloración verdosa, así como para la formación de complejos estables y

coloridos. Los efectos más nocivos del cromo sobre la salud humana provienen

principalmente del cromo en forma hexavalente, el cual puede ser 100 veces más

toxico y 1000 veces más mutagénico que en la forma de cromo trivalente 4. Una

relación importante entre el cromo trivalente y hexavalente es que el primero puede

transformarse en el segundo mediante procesos de oxidación, este fenómeno se

presenta por ejemplo en los procesos de incineración. Por lo que el cromo trivalente

contenido en lodos residuales, puede transformarse en cromo hexavalente si estos

lodos se someten a un proceso de incineración y de esta forma ser liberados al

ambiente (Leyva, Flores , Díaz , & Berber , 2008).

Una gran exposición de cromo (VI) puede provocar la irritación del tracto

respiratorio, obstrucción de las vías respiratorias, ulceración de la mucosa nasal,

hemorragias nasales y cáncer de pulmón (Leyva, Flores , Díaz , & Berber , 2008).

Las principales fuentes de contaminación de cromo son la industria de la curtiduría,

minería, industrias del cemento, galvanoplastia, la producción de acero y otras

aleaciones metálicas (Kanagaraj & Babu, 2008), (Muñoz, Cristian Urbina , & Cristiani

Urbina , 2015), (Medina, 2008).

El proceso de curtido es uno de los mayores generadores de efluentes

contaminados con cromo alrededor del mundo. En este se utilizan sales de cromo

para promover la formación de complejos estables con los componentes de

colágeno polipéptido de cuero, formando así una capa protectora que impide la

penetración de agua en el interior los poros del cuero evitando la putrefacción

(Rengifo, Velásquez Jiménez , & Quintana Marín , 2013). La sal de cromo que se

emplea para este proceso a nivel industrial es el sulfato de cromo básico

Cr(OH)SO4. En este sentido se ha reportado que de este proceso se puede llegar a

tener un efluente altamente concentrado en cromo, lo que representa tanto un

problema ambiental como de baja eficiencia del proceso.

En la actualidad existe un creciente interés en desarrollar tecnologías eficientes que

permitan captar y reutilizar materias primas y subproductos resultantes de los

procesos de fabricación, como es el caso del cromo trivalente contenido en los

efluentes de la industria de la curtiduría. La eliminación de cromo (III) se ha logrado

mediante la aplicación de diversos procesos tales como:

1. Intercambio iónico (Ramos, Guerrero Coronado, & Fuentes Rubio, 2000)

2. Coagulación / Floculación (Fredyc, 2012)

3. Adsorción (Rengifo, Velásquez Jiménez , & Quintana Marín , 2013)

4. Precipitación Química (Farbegoli & Carucci, 2004).

5. Sedimentación (Melak & Gijs Du Laing, 2015).

El proceso de adsorción es una técnica mucho más versátil en la remoción de iones

metálicos, comparada con las otras técnicas que se enlistan ya que estas últimas

requieren de altas inversiones en infraestructura, reactivos y capacitación de

recursos humanos.

Sin embargo entre las desventajas de los procesos de adsorción se encuentran

principalmente la necesidad de reactivar sus propiedades de adsorbente de los

materiales utilizados, así como el manejo y disposición final. Por ello se sigue

investigando sobre mejoras tecnológicas para este tipo de procesos.

En ese sentido, los adsorbentes de origen biológico o bioadsorbentes han sido

estudiados extensamente para la remoción del cromo y de algunos otros metales

pesados de aguas residuales y existe un potencial de desarrollo significativo de

tecnologías alternativas rentables a partir de este tipo de procesos. Los

bioadsorbentes se pueden clasificar principalmente por la estructura química que

conforman su pared celular, los más comunes son a partir de: celulosa, lignina,

hemicelulósicos y biológicos (micotoxinas y bacterias).

Se ha reconocido que los bioadsorbentes lignocelulósicos son efectivos para la

separación de contaminantes de aguas residuales, además de que puede resultar

una opción económicamente viable (Mohan, 2006). Entre los adsorbentes de origen

orgánico más estudiados se encuentra el carbón activado, que en particular ha

mostrado buena eficiencia para la eliminación de cromo (DocChoi & Jung min Cho,

2009) además de que es capaz de remover color, olor y otros constituyentes

indeseables de las aguas residuales.

En ese contexto, el uso de materiales naturales provenientes de la biomasa que

están disponibles en grandes cantidades o ciertos productos de desecho de las

operaciones industriales y subproductos agrícolas, son de gran interés para

explorar el desarrollo de adsorbentes de bajo costo.

Por lo cual es sumamente importante utilizar biomateriales provenientes de residuos

agroindustriales que puedan adsorber iones metálicos, los cuales son renovables y

por su característica de no ser tóxicos, pueden ser utilizados dentro un proceso final

de tratamientos de aguas.

El piñón Mexicano o Jatropha curcas L. (JCL), es originario de México y

Centroamérica, a nivel nacional se estima que existe alrededor de 2.6 millones de

hectáreas para su cultivo (Oleaginosas, 2016). Esta planta posee un potencial muy

alto para la obtención de energías alternativas como es el biodiesel, el cual se

obtiene mediante un proceso de transterificación del aceite de semilla de esta

oleaginosa y de cuyo proceso se genera como residuo la cáscara de la semilla.

Con base en los antecedentes citados, en el presente trabajo de investigación se

llevó a cabo la evaluación de la capacidad de adsorción de la cáscara de la

Jatropha Curcas L. sobre el cromo (III).

Los resultados de este trabajo permitirían identificar una alternativa sostenible de

tratamiento para este tipo de efluente industrial con la finalidad de remover la mayor

cantidad posible del ion de cromo (III).

La tesis está dividida en tres capítulos. En el primero de ellos se hace un estudio del

arte en torno al problema ambiental generado por los iones de cromo, los métodos

de eliminación reportados, características y propiedades de los materiales

bioadsorbentes así como su uso y aplicación.

En el capítulo 2 se presenta la metodología experimental, considerando los

reactivos y equipos utilizados para llevar a cabo la caracterización del material

adsorbente y los experimentos de adsorción del metal pesado sobre la cáscara de

JCL. Asimismo se describe el modelo factorial 2k empleado para explorar el espacio

experimental definido para las variables de estudio: temperatura, pH y tamaño de

partícula.

En el capítulo 3 se presentan y se discuten los resultados que se obtuvieron a partir

del desarrollo experimental. Se identifica la magnitud del efecto de las variables

estudiadas sobre la eficiencia de remoción de cromo, así como los efectos de

interacción entre ellas, lo que se plasmó en la ecuación de eficiencia de remoción

en función de las variables de estudio.

Finalmente se presentan las conclusiones en las cuales se señalan los aportes más

importantes que se obtuvieron en este estudio, entre los que se destaca eficiencias

de remoción superiores al 95% para un intervalo de concentración de iones cromo

(III) entre 20 y 150 mg/L.

Objetivo general Determinar la capacidad adsorbente de la cáscara de la semilla de Jatropha curcas

L. (JCL), sobre los iones cromo (III).

Objetivos específicos

• Realizar la caracterización del bioadsorbente por FTIR y de las propiedades

superficiales.

• Determinar la influencia de las variables: tamaño de partícula, pH,

temperatura y tiempo sobre la adsorción de cromo en la cáscara de Jatropha

curcas L., en un sistema Batch.

• Determinar las isotermas de adsorción a diferente tamaño de partícula.

Capítulo 1. Antecedentes

1.1 Contaminación de Cromo en el medio ambiente en efluentes

El cromo (Cr) es un elemento químico que se encuentra en la corteza terrestre en

concentraciones al alrededor de 400 mg/L (DocChoi & SungJung, 2001), su número

atómico es 24. Las tres formas termodinámicamente estables del Cr en el medio

ambiente son principalmente Cr (0), Cr (III), y Cr (VI). El mineral de donde se extrae

el cromo es a partir de la cromita o cromato ferroso (FeCr2O4) el cual está formado

por 32% de FeO2 y un 68% de Cr2O3.

La contaminación ambiental por cromo se deriva de su utilización en numerosos

procesos de la industria como es la producción de colorantes, conservación de la

madera, el curtido del cuero, cromado de metales ferrosos, fabricación de varias

aleaciones (acero inoxidable), etc.

Las principales fuentes de contaminación de cromo son la industria de la curtiduría,

minería, industrias del cemento, galvanoplastia, la producción de acero y otras

aleaciones metálicas. Estos contaminantes inorgánicos son una problemática

debido a que se forman de manera natural y antropogénico en el medio ambiente

provocando afectaciones en el suelo, el agua y en la atmosfera.

Los efluentes industriales que contienen cromo son fácilmente incorporados al agua

y por consecuencia pueden llegar hasta los océanos. En los cuerpos de agua la

forma química del elemento dependerá principalmente del ambiente químico que se

presente, por lo que se pueden dar procesos de reducción de cromo hexavalente Cr

(VI) a cromo trivalente Cr (III) o viceversa (Zhitkovich, 2011) sufriendo además

procesos de adsorción, de intercambio iónico, precipitación y de solubilización

(Mella, Glanert , & Gutteres, 2015). Esta condición se ve incrementada dada la

mezcla de contaminantes que se producen en efluentes acuosos.

El cromo también entra al ambiente por procesos de combustión,

fundamentalmente como cromo hexavalente Cr (VI), el cual como se ha

mencionado es mucho más perjudicial a la salud y que en muchos casos puede

provenir de residuos de cromo trivalente que al ser sometidos a combustión se

oxidan a cromo hexavalente. (Ghosh, 2009), (Anwar & Shafique, 2009).

En la Figura 1 se muestra el origen y las diferentes formas químicas del cromo

que interactúan en fase acuosa. La trayectoria 1 es la fuente global más importante

de Cr (VI), mientras que en la trayectoria 2 se ilustra el proceso natural de

formación de Cr (VI) (Zhitkovich, 2011).

Figura 1. Origen del cromo e interacción (Zhitkovich, 2011)

Con el crecimiento de las actividades industriales las fuentes de contaminación por

medio del cromo ha aumentado considerablemente. Los principales compuestos

que tienen interés por su valencia en el ambiente son los trivalentes (Cr2O3, Cr2

(SO4)3) y los hexavalentes (CrO3, H2CrO4, Na2Cr2O7) (Pagana, Sklari, & Kikkinides,

2010)

1

2

1

2

1

En la industria, el cromo se utiliza principalmente en el revestimiento de metales

(cromados) con fines estéticos, decoración y cambios de color de distintos

materiales. Además, este elemento es un importante agente en los procesos de

curtido de pieles.

En el agua los niveles naturales de cromo son bajos, en los ríos las concentraciones

varían entre 0.1 a 5 mg/L. En el océano, las concentraciones son inferiores a 5

mg/L. Las actividades y efluentes industriales son los principales contaminantes

teniendo concentraciones de cromo superiores a 25 mg/L. (Pagana, Sklari, &

Kikkinides, 2010)

1.2 Normatividad.

Debido al alto grado de contaminación ambiental y daños que ocasionan al ser

humano la exposición al cromo por encima de ciertos límites de concentración, las

dependencias gubernamentales tanto nacional como internacional han establecido

normas en las que se especifica las concentraciones máxima permisible de cromo

que pueden ser descargadas al medio ambiente.

En el ámbito internacional los límites máximos permisibles de exposición al Cromo

están regulados y se pueden citar como ejemplos las recomendaciones de las

instituciones como Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR

2006), Environmental Protetion Agency (EPA 2006), World Health Organization

(WHO 2010).

Tabla 1. Límites máximos permisibles vigentes para cromo

Descripción Límite máximo permisible (mg/L)

Referencia

México

Agua para uso y consumo Humano (Cromo total)

0.05

NOM-127-SSA1-1994

Descarga de Aguas residuales en aguas y bienes Nacionales

(Cromo total) 0.05

NOM-001-SEMARNAT-1996

Descarga de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado

Cromo (VI) 0.5

NOM-002-SEMARNAT-1996

Descarga de aguas residuales en ríos Uso en riego agrícola Uso público urbano

Protección de vida acuática (Cromo total)

1.0 0.5

0.5 NOM-001-ECOL-1996

Internacional

Niveles en el aire de trabajo (OSHA)

Cromo (VI)

Cromo (III)

Cromo Elemental (0)

0.0001

0.0005

0.001

ATSDR,2006

Niveles en el aire de trabajo (NIOSH)

Cromo hexavalente.

Cromo elemental y compuestos de Cromo (III)

0.0001

0.0005

ATSDR,2006

Agua Potable en sistemas públicos de agua ( Cromo total)

1x10-7

EPA,2006

Agua Potable (Cromo total) (OMS) 0.05

WHO,2010

Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR 2006), Environmental Protection

Agency (EPA 2006), World Health Organization (WHO 2010).

1.3 Tecnologías para la eliminación de cromo Las industrias de cromado de metales y del curtido de pieles son las principales

fuentes de aguas residuales con alto contenido de cromo. En la primera de estas

las partes cromadas son enjuagadas con el agua y esta se contamina con la

solución de cromatos, cromo (VI), que se emplea en el proceso y por otra parte

para el curtido de pieles se ocupan sales de Cr (III) que por una parte pueden

contener cromo (VI) como impureza, debido a fallas en el proceso de obtención

industrial y que por otra parte al introducirse al proceso de curtido se tiene un

aprovechamiento de entre 60 a 40% de las sales de cromo que es el porcentaje que

efectivamente se fija al colágeno. El porcentaje restante de estas sales son

descargadas como efluente industrial (Gupta & Imran, 2013).

Debido a lo anterior, se han desarrollado varios procesos para mitigar la presencia

de cromo en los efluentes industriales, los métodos más utilizados para llevar a

cabo esta tarea son (Balan & Bilba, 2009):

1.-Intercambio iónico (Ramos, Guerrero Coronado, & Fuentes Rubio, 2000)

2.-Coagulación / Floculación (Melak & Gijs Du Laing, 2015)

3.-Adsorción (Eggs, Salvaezza , & Azario , 2012)

4.-Precipitación Química (Farbegoli & Carucci, 2004).

5.-Sedimentación (Melak & Gijs Du Laing, 2015).

La precipitación química es el método de eliminación de metales más empleado, es

relativamente barato cuando la recuperación del metal no es económicamente

viable; cobre, fierro, manganeso, níquel y cromo pueden ser removidos por este

método precipitándolos en forma de hidróxidos. El agente químico de tratamiento

más utilizado es el hidróxido de calcio y una desventaja es que produce una gran

cantidad de lodos y no es posible la recuperación del metal precipitado, por lo cual

se necesita de un post- tratamiento como coagulación, espesamiento y

concentración (Farbegoli & Carucci, 2004).

El intercambio iónico se ha aplicado en la remoción de metales en residuos acuosos

provenientes de las industrias metalúrgicas. Los materiales para intercambio iónico

más empleados son las resinas poliméricas, las zeolitas naturales y sintéticas así

como arcillas.

Los métodos antes mencionados han sido ampliamente utilizados para remover

cromo (III) y (VI) en efluentes industriales. Estos procesos pueden ser ineficientes o

caros, especialmente cuando los iones de cromo (III) y (VI) están disueltos en

soluciones acuosas en el orden de 1- 100 mg ∙ L−1. (Pagana, Sklari, & Kikkinides,

2010)

La adsorción es considerada como el método más importante y eficaz para la

reducción de metales pesados en aguas residuales (Nacheva, López, & Ramírez,

2003) sobre todo a concentraciones por debajo de 100 mg ∙ L−1. Los materiales más

utilizados a nivel industrial son el carbón activado, alúmina activada, zeolitas (Eggs,

Salvaezza , & Azario , 2012), (Nacheva, López, & Ramírez, 2003), (D. & Kaur ,

2008).Una desventaja de este método es el proceso de fabricación del material

adsorbente ya que esté presenta una alta demanda energética y por lo tanto se

tienen altos costos operativos, así como altas inversiones económicas en

maquinaria y equipo.

Además, estos adsorbentes requieren procesos de tratamiento fisicoquímico que

pueden involucrar sustancias químicas tóxicas que quedan presentes en la

estructura del adsorbente y pueden ser liberadas durante el contacto con el agua a

tratar. Un ejemplo de esto es el carbón activado, cuya activación requiere el uso de

ácido fosfórico, el cual queda adherido a la estructura del carbón en forma de

fosfato, el cual se libera a la fase acuosa al momento de efectuar la adsorción de

metales.

Por lo cual una alternativa sustentable es la utilización de adsorbentes de origen

biológico o bioadsorbentes que no requieran de procesos de activación o

modificación química adicionales (Pagana, Sklari, & Kikkinides, 2010). Además, el

uso de materiales naturales que están disponibles como residuos de otros procesos

productivos puede tener un alto potencial como bioadsorbentes sustentables.

En general, los bioadsorbentes requieren de una inversión muy baja, poco

procesamiento, son abundantes en la naturaleza, y principalmente son el

subproducto y/o residuo de un material agrícola (D. & Kaur , 2008) pero su

desventaja es que en algunos presentan una baja actividad adsorbente en estado

natural.

1.4 Adsorción de metales pesados

Los metales pesados son un grupo de elementos químicos que presentan una

densidad relativamente alta, con cierta toxicidad y que pueden presentar un

problema serio al medioambiente. El proceso de adsorción es una técnica mucho

más versátil en la remoción de iones metálicos, comparada con las técnicas

anteriormente mencionadas como la precipitación química y el intercambio químico,

las cuales requieren de altas inversiones económicas. Los dos mecanismos que se

utilizan para la captación o remoción de los metales pesados son:

Acumulación: Está basada en la absorción de las especies metálicas

mediante los mecanismos de acumulación al interior de las estructuras de los

absorbentes. Figura 2.

Figura 2. Diagrama de la acumulación de las especies metálicas. (Eggs, Salvaezza ,

& Azario , 2012)

Adsorción: se presenta principalmente por el intercambio iónico o atracción

electrostática en la superficie del material adsorbente. Figura 3.

Figura 3. Diagrama de la adsorción de las especies metálicas. (Eggs, Salvaezza , &

Azario , 2012)

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

ABSORBENTE

Iones metálicos Absorción de metales

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

ADSORBENTE

Iones metálicos Adsorción de metales

Mn+

Mn+

Mn+

Mn+

La adsorción es un proceso mediante el cual se extrae materia de una fase (líquida)

y se concentra sobre la superficie de otra fase (generalmente sólida). Por ello se

considera como un fenómeno superficial. La sustancia que se concentra en la

superficie o se adsorbe se llama "adsorbato" y la fase adsorbente se llama

"adsorbente".

El proceso de cambio iónico supone un intercambio de una sustancia o ión por otra

sobre la superficie del sólido.

1.4.1 Tipos de adsorción con metales pesados (iones metálicos)

Se puede distinguir tres tipos de adsorción en función de la naturaleza de la fuerza

de interacción entre el adsorbente y el adsorbato, ya sea esta química o física.

La adsorción que tiene lugar debido a las fuerzas de Van del Waals o dipolos

instantáneos se llama generalmente adsorción física o fisisorción. En estos casos,

la molécula adsorbida no está fija en un lugar específico de la superficie, sino más

bien está libre de trasladarse dentro de la interface.

Esta adsorción, en general, predomina a temperaturas bajas. La adsorción de la

mayoría de las sustancias orgánicas en el agua con carbón activado se considera

de naturaleza física.

En segundo lugar se tiene a la adsorción electrostática y a menudo se le llama

adsorción por intercambio. Esta se presenta cuando el adsorbato es de naturaleza

iónica así como también lo son los sitios activos del adsorbente y por tanto los iones

de una sustancia se concentran en una superficie de un material adsorbente como

resultado de la atracción electrostática en los lugares cargados de la superficie.

Si el adsorbato sufre una interacción química con el adsorbente, el fenómeno se

llama adsorción química, adsorción activa o quimisorción. Las energías de

adsorción son elevadas, del orden de las de un enlace químico, debido a que el

adsorbato forma enlaces fuertes localizados en los centros activos del adsorbente,

ésta adsorción suele estar favorecida a una temperatura elevada.

La mayor parte de los fenómenos de adsorción son combinaciones de las tres

formas de adsorción y, de hecho, no es fácil distinguir entre adsorción física y

química. Y el grado de contribución de cada una de ellas depende de la estructura y

naturaleza fisicoquímica de los sitios activos.

1.5 Adsorción de Cr (III) con biomateriales

La adsorción de iones metálicos por medio de bioadsorbentes ha cobrado gran

auge recientemente, lo cual se aprecia en los trabajos de investigación que se han

publicado en los últimos diez años centrados en la remoción y/ o captación de iones

de cromo (III) de los efluentes producidos durante los procesos industriales.

(Medina, 2008) (Rengifo, Velásquez Jiménez , & Quintana Marín , 2013).

Las técnicas de remoción convencionales de metales en solución, el intercambio

iónico o la precipitación química, son a menudo costosas o poco efectivas en

presencia de bajas concentraciones del contaminante.

Comparativamente, la adsorción es un método que permite la captación activa o

pasiva de los iones de estos metales principalmente debido a la propiedades que

presentan las biomasas para enlazar o acumular estos contaminante (Perla, Aranda

García , & Cristiani Urbina, 2014) , que resultan eficientes a bajas concentraciones a

un costo económicamente viable. (Ghosh, 2009) (Anwar & Shafique, 2009)

El mecanismo de la adsorción depende de los grupos funcionales presentes en la

superficie de la pared celular de la biomasa, de la naturaleza del metal, y de la

matriz alrededor de las especies bioadsorbentes. La temperatura, el pH, la

concentración inicial del metal y cantidad de la biomasa son factores determinantes

en el proceso de la adsorción.

La unión del metal con el bioadsorbente natural es principalmente atribuida al

intercambio iónico/adsorción/complejación/micro precipitación/cristalización, la cual

se lleva a cabo en la pared celular, esto ocurre principalmente por unión física

(fuerzas de London y/o de Van der Waals) o por unión química (iónica o covalente)

entre el adsorbente y el adsorbato. Sin embargo, el mecanismo exacto de adsorción

no ha sido totalmente establecido hasta el momento.

Numerosos materiales naturales de bajo costo poseen características adecuadas

para ser usados como bioadsorbentes. Tal es el caso del bagazo de caña de

azúcar, la corteza de plátano, la cáscara de arroz, la fibra de coco, la cáscara de

citrus (naranja), la madera y las algas (Eggs, Salvaezza , & Azario , 2012), (KIm, 1999)

Las paredes celulares de todos los materiales bioadsorbentes contienen

polisacáridos, proteínas, lípidos y por lo tanto, numerosos grupos funcionales

capaces de unir metales pesados en la superficie.

Entre los grupos funcionales presentes se encuentran los grupos amino,

carboxílicos, hidroxilos, fosfatos y tioles. Todos ellos difieren en su afinidad y

especificidad para unirse a los distintos iones metálicos. (Medina, 2008), (Rengifo,

Velásquez Jiménez , & Quintana Marín , 2013)

Se ha reconocido que los bioadsorbentes lignocelulósicos son efectivos para la

separación de contaminantes de aguas residuales, además de que puede resultar

una opción económicamente viable. Entre los adsorbentes de origen orgánico más

estudiados se encuentra el carbón activado y que en particular ha mostrado buena

eficiencia para la eliminación de cromo (Mohan, 2006) (Rengifo, Velásquez Jiménez ,

& Quintana Marín , 2013), además de que es capaz de remover color, olor y otros

constituyentes indeseables de las aguas residuales.

No obstante su identificación, se debe tener en cuenta que el contenido en grupos

funcionales en el material bioadsorbente puede ser diferente dependiendo de la

especie, la textura (joven o vieja), el período estival, la zona geográfica, etc. En la

Tabla 2 se muestran algunos residuos agroindustriales que han sido estudiados

para la remoción de cromo a partir de soluciones acuosas.

Tabla 2. Residuos Agroindustriales utilizados como bioadsorbentes.

Bioadsorbente Referencia(País de

origen)

Concentración inicial de

cromo (mg/L)

%Remoción de Cromo (Qe)

Semilla de Mango Cristiani-Urbina et al., 2009. México

1-102** 90

Ectodermis de Opuntla (cáscara de tuna)

Fahim, 2006. Egipto 25-150** 90 (5.85)

Corteza de árbol (AP)

Cristiani-Urbina, et al., 2014. México

20-1000 *** 90 (43.2)

Opuntia Ficus (palmeta de nopal)

Villanueva-Huerta et al., 2006. Perú

20-100** 90

Cupressus lusitánica, corteza

Cristiani-Urbina, 2015. México

20-200* 95

Trichoderma inhamatum hongos

Morales-Barrera, et al., 2007. México

8-35* 90

Residuos de zanahoria

Eslazmadeh et al., 2004. Brasil

10-100* 90 (45.1)

Fibra de coco Suksabye et al., 2007. Malasia

25-150* 95

Tallos de uva Fiol et al., 2003, Arabia 2-50** 85

Cáscara de Tamarindo

Popuri et al., 2007. India 10-100** 80

Cáscara de Avellana

Cimino et al. 2000. Suiza 20-150** 85

Semillas de Oliva Fiol et al., 2003. Arabia 2-50** 85

Cáscara de bellota de encino

Aranda-García 2010. México 10-100** 90

Arroz Gao 2008, China 20-75** 90

Rosal (Biomass) Iftikhar et al. 2008., Pakistán 10-100* 85

Residuos de azúcar N.F. Fahim et al., 2006. Egipto

550* 90

Cáscara de naranja Cardona, et al., 2012. México 10-100** 85

Salvado de soja Blanes, et al., 2011. Argentina

10-100* 90

Desecho de sorgo Cano-Rodríguez, et al., 2002, México

20-200** 85

Algas Bohumil-Voleskya, et al., 2003. Canadá

10-50* 93 (58.8)

Bagazo de azúcar Rincones, et al., 2015. Venezuela

50-200* 92

Residuos de Café Bustamante et al., 2011. México

20-100* 88 (2.3)

Citrus Limonium (limón)

Villanueva et al., 2006. Perú 10-200** 90

*Cr (III), **Cr (VI), *** Cromo Total

Se puede llevar a cabo la adsorción partiendo de bioadsorbentes sin modificaciones

químicas o modificando químicamente la superficie del bioadsorbente para

incrementar su eficiencia.

Por ejemplo se han realizado tratamientos ácidos o básicos que han logrado

aumentar las cargas superficiales positivas o negativas, respectivamente, o a través

del endurecimiento de la pared celular por medio de reacciones de

entrecruzamiento (DocChoi & SungJung, 2001).

Sin embargo, es deseable que los bioadsorbentes sean utilizados sin

modificaciones ya que por sí solos poseen capacidad de adsorción de iones

metálicos debido a la falta de grupos químicos funcionales adecuados sobre la

superficie además de que estas modificaciones generalmente resultan en una

disminución de la viabilidad económica del tratamiento (Balan & Bilba, 2009) (Eggs,

Salvaezza , & Azario , 2012).

La adsorción de iones metálicos en materiales lignocelulósicos, se perfila como una

buena alternativa a los tratamientos biológicos y químicos tradicionales. En los

últimos años de investigación se han alcanzado ensayos al respecto, en torres

empacadas y tanques agitados en nivel laboratorio y algunas en planta piloto,

encontrándose la remoción de iones de Cr ((III) y VI), con eficiencias entre el 50 y

el 99 % (Balan & Bilba, 2009) (Fredyc, 2012) (Gutiérrez & Cabañas Vargas , 2001).

De manera que los materiales adsorbentes empleados se comportaron por lo

menos igual, y muchas veces mejor, que los carbones activados comúnmente

utilizados a nivel industrial. Se ha observado además que esta tecnología puede ser

más económica y más amigable con el medio ambiente que las utilizadas

tradicionalmente para la remoción de iones metálicos presentes en los efluentes

industriales (DocChoi & Jung min Cho, 2009).

La remoción de Cr (III) en efluentes industriales a través de mecanismos de

adsorción ha sido comentada en varias publicaciones y artículos utilizando

diferentes combinaciones entre el metal y el bioadsorbente natural por lo cual cabe

mencionar algunas de sus ventajas más evidentes en comparación a métodos

convencionales utilizados para la eliminación de Cr (III) las cuales son:

El uso de materiales renovables que se producen a un bajo costo.

Una alta capacidad de acumular iones de Cr de manera eficaz y rápida.

La reducción en el volumen de los residuos peligros que se producen.

1.6 Métodos de Evaluación de adsorción de Cromo (III)

El estudio de la adsorción de cromo (III) ha representando un paranoma muy

amplio y variable para la remoción de este ión metálico en efluentes industriales con

lo cual se ha evaluado el uso de una gran diversidad de materiales naturales como

bioasorbentes, y modificaciones de carbones activados lo cual ha permitido la

adsorcion de este ión metalico con resultados altamente satisfactorios para la

remoción en descargas industriales.

De acuerdo con lo reportado en la literatura, los experimentos de evaluación de

capacidad adsorbente se realizan tomando en consideración los siguientes

parámetros principales:

pH

Tamaño de partícula de contacto efluente adsorbente.

Temperatura

1.6.1 Técnicas de evaluación de la capacidad adsorbente de un material

En los sistemas batch o en estado estacionario se lleva a cabo una adsorción

estática, lo cual consiste principalmente en mezclar y agitar una cantidad

determinada del bioadsorbente en contacto con el adsorbato a diferentes

concentraciones. En la revisión bibliográfica se ha encontrado resultados en el

orden del 50 al 95 % de remoción de cromo utilizado este proceso.

La importancia de realizar este tipo de experimentación reside en que en un estado

estacionario la adsorción que se lleva a cabo es completa, permite conocer todo el

potencial de adsorción que puede presentar el bioadsorbente. Posteriormente, se

pueden realizar estudios de adsorción dinámica en donde se determinan los

parámetros cinéticos que definen el comportamiento del sistema adsorbato-

adsorbente bajo estas condiciones. Comparativamente, en la mayoría de los casos

la capacidad adsorbente de un material en condiciones dinámicas es menor a la

capacidad en estado estacionario.

Por lo anterior, al evaluar la capacidad adsorbente de un material por primera vez

es conveniente realizar los experimentos a condiciones estáticas en equilibrio.

1.7 Equilibrio de adsorción

La forma más representativa del equilibrio de adsorción entre la cantidad adsorbida

y la concentración de una fase líquida, para una temperatura determinada se

conoce como isoterma de adsorción (Martínez, 1990). En la Tabla 3 se muestra los

tipos y clasificación de las Isotermas las cuales representan una adsorción gas –

liquido, pero para nuestro caso de estudio consideramos como la isoterma tipo

Langmuir porque se representa de una forma más ideal el proceso de la adsorción ,

independientemente que se trate de una adsorción solido – liquido.

Tabla 3. Clasificación y tipo de Isotermas (Martínez, 1990).

Tipo de Isoterma

Representación gráfica (IUPAC)

La isoterma de tipo I que corresponde principalmente a sólidos microporoso y es

cóncava hacia el eje de abscisas.

La isoterma de tipo II la cual representa una adsorción monocapa y multicapa sin

restricciones.

La isoterma tipo (III) representa materiales macroporosos y es convexa al eje de las

abscisas.

La Isoterma tipo IV, que representa adsorbentes mesoporosos y presenta un a

histéresis.

La isoterma V representa para materiales mesoporosos, presenta una histéresis, pero

existe poca afinidad entre el adsorbato con el adsorbente.

La isoterma de tipo VI, representa la adsorción escalona en multicapa en materiales no porosos, es comúnmente conocida en la

adsorción de argón en temperatura muy baja (77K)

En la Tabla 4 se presentan los modelos de isotermas más estudiados en los

procesos de adsorción con iones metálicos, usando principalmente biomasas como

bioadsorbentes (Choy, Porter , & Gordon, 2000), (Ho, 2005), (Langmuir, 1918).

Tabla 4. Modelos para la obtención de isotermas tipo Langmuir o Freundlich (Ho,

2005)

Isoterma Ecuación Parámetros

Langmuir

𝑸𝒆 =

𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃𝑪𝒆

𝟏 + 𝒃𝑪𝒆

Qe= Capacidad de adsorción en el

equilibrio.

Ce= Concentración de los iones del

metal en el equilibrio (mg/L).

Qmax= es la capacidad máxima de

adsorción (Kg/mg)

b= Coeficiente de Langmuir (L/mg)

Forma

Linealizada

Hanes-Woolf

𝑪𝒆

𝑸𝒆=

𝑪𝒆

𝒒𝒎𝒂𝒙+

𝟏

𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃


equilibrio(mg/g)



qmax= es la capacidad máxima de

adsorción (mg/Kg).

b= Coeficiente de Langmuir(mg/L)

Freundlich 𝑸𝒆 = 𝑲𝑭𝑪𝒆𝟏/𝒏


equilibrio.

Ce= Es la concentración del equilibrio

(mg/L).

1/n= Constante arbitraria para la

linealización de la ecuación

Por lo tanto, a partir de la revisión de los antecedentes existentes en el campo de la

adsorción de cromo en efluentes industriales utilizando adsorbentes provenientes

de residuos agroindustriales, se tiene una gran área de oportunidad para encontrar

nuevos materiales que presenten eficiencias adecuadas sin la necesidad de

aplicarles procesos de activación o modificación química.

Este trabajo busca aportar en este ámbito la utilización de un bioadsorbente

potencial partiendo de la cáscara de la semilla de Jatropha curcas L. para la

remoción de iones de cromo (III).

Por lo tanto la modelización de un proceso de adsorción nos sirve principalmente

para conocer la capacidad máxima de adsorción que tiene los materiales biológicos

sobre efluentes que presenten una gran concentración del metal pesado, además

que nos permite visualizar si el material es económicamente viable para utilizarlo en

un proceso real en la industria.

Capítulo 2. Metodología y Desarrollo Experimental

Para evaluar la capacidad adsorbente de la cáscara de Jatropha curcas L.se

planteó la realización de estudios de adsorción. Con base en la revisión de la

literatura se encontró que es necesario llevar a cabo experimentos en

condiciones estáticas (Batch). Se identificaron como variables significativas que

afectan el proceso de adsorción a: la temperatura, el tamaño de partícula del

bioadsorbente, pH y la concentración del adsorbato.

Los intervalos de las variables seleccionadas para el modelo factorial 2K fueron

temperatura de 30 – 50°C. El límite inferior de esta variable se seleccionó

considerando que a 30°C la solución se encuentra prácticamente a temperatura

ambiente, asimismo 50°C es una temperatura superior donde se esperaría

tener una mejor adsorción sin que esto signifique un gasto energético

considerable lo cual permitiría tener un consumo energético industrialmente

viable.

Por otro lado, el intervalo del pH se fijó partiendo de la concentración inicial de

iones cromo en las soluciones de trabajo. De tal forma que a 20 mg/L

corresponde un pH =3.89 mientras que a una concentración de 150 mg/L

corresponde un pH= 3.05. Cabe mencionar que el intervalo de concentración

se fijó con base a que este proceso de adsorción (proceso terciario) estaría

acoplado a un proceso de precipitación química previo en el cual se tendría

como concentración de iones cromo a la salida del proceso de

aproximadamente 150 mg/L.

El tamaño de partícula se seleccionó con base en la revisión del estado del

arte, encontrando que en 250 y 420 µm son los más estudiados para el proceso

de adsorción.

Además de las pruebas de adsorción establecidas por el modelo factorial 2K

también se realizó una comparación con la sal de sulfato básico de cromo, la

cual es la más utilizada a nivel industrial, a las mismas concentraciones

que en el caso del sulfato crómico (20 y 150 mg/L) y el pH utilizado fue el dado

por la disolución de la sal en forma natural, 3.84 y 3.17 respectivamente.

Adicionalmente, se realizó otra prueba comparativa con el carbón activado que

es el material adsorbente más utilizado en la industria, para lo cual se utilizó

una concentración de 150 mg/L de la sal de sulfato básico de cromo resultando

un pH = 3.05, con el fin de evaluar la capacidad adsorbente que presenta la

cáscara de JCL respecto del carbón activado.

2.1 Materiales y Equipo.

En la Tabla 5, Se muestran los reactivos utilizados en el desarrollo

experimental mientras que en Tabla 6 se presentan los materiales y equipos.

Tabla 5. Características de los reactivos y bioadsorbente.

Reactivo / Bioadsorbente Características.

Sulfato Crómico Cr2(SO4)3

Grado reactivo marca Fermont de 250 g, número de lote 310362, con un contenido de óxido de Cromo ( Cr2O3%) 19.4

Sulfato Básico de Cromo. Cr2(OH)SO4

Tankrom AB con contenido de óxido de Cromo ( Cr2O3%) 25.5

Carbón Activado Marca Hycel Lote 336373

Hidróxido de Sodio en perlas (NaOH) Marca MACROM lote 0000091556

Agua Desionizada MILLIPORE, resistividad de 0.8 M cm a 23°C +/- 1°C

Semilla de Jatropha curcas L. Proveniente del Estado de Morelos, México.

Tabla 6. Características de materiales y equipos

Material o Equipo Marca y Característica

Material

Matraz bola de 100 ml. Agitador Magnético. Matraz Aforado de 500 y 1000 ml. Buretas de 100 ml. Pipetas Graduada de 5 ml. Pipetas Volumétricas de 10, 25,50 ml. Embudo de filtración. Matraz con entrada al vacío. Papel Filtro. Espátula de Acero Inoxidable. Vasos de precipitados Termómetro

Equipo

Parrilla de calentamiento con agitación Magnética Marca COLER- PARMER modelo STABLE

Bomba de Vacío Modelo FE 1600L, marca Felisa No. De serie 902058.

Estufa Modelo E-33 D RIOSSA Espectrofotómetro de emisión Óptica- Plasma

Acoplado inductivamente (ICP) Perkin Elmer OPTIMA 2100 DV.

Espectrofotómetro de infrarrojo por transformada de Fourier (FTIR) Marca PERKIN-ELMER.

Potenciómetro Marca METROHM, modelo 827 pH LAB.

Adsorción volumétrica de nitrógeno a través del equipo Autosorb iQ de Quantachrome.

Balanza Analítica ModeloCP3245, marca ESHER.

Desionizador modelo Elix-3, marca MILLIPORE

2.2 Diseño Experimental

Para este trabajo se plantearon experimentos de adsorción bajo condiciones

estáticas (batch) y las variables de estudio fueron: pH en los intervalos de 1.35-

5, el tamaño de partícula (420 – 250 μm), temperatura (30-50°C). La

metodología experimental desarrollada se ilustra a la Figura 4.

Figura 4. Diagrama de bloques del desarrollo experimental

Cáscara AcondicionamientoAdsorción

batch

Adsorbato

(Cr 3+)

Filtración Cáscara

Fase

líquida

Análisis

cuantitativo

de adsorbato

Análisis

cuantitativo

de

adsorbato

Caracterización

Caracterización

2.3 Acondicionamiento del bioadsorbente

El acondicionamiento de la cáscara de Jatropha curcas L. se describe a

continuación:

1.-Limpiar el material utilizado para el proceso del tratamiento de la cáscara.

Figura 5 y 6.

Figura 5. Molino de tornillo y tamices Figura 6. Balanza Analítica

2. – Pesar 200 g de la cáscara de Jatropha curcas L. en una balanza analítica

(SARTORIUS modelo CP324S) como se muestra en la Figura 7.

Figura 7. Peso de la cáscara de Jatropha curcas L. antes de acondicionamiento

3. La molienda se realizó empleando un molino de tornillo. Figura 8

Figura 8. Molienda de la cáscara de Jatropha curcas L. en molino de tornillo

4.- Después del proceso de molienda, se recolectó el producto obtenido de la

cáscara triturada, con un pre-tamizado para separar las partículas más

grandes, tal como se muestra en la figura 9.

Figura 9. Recolección de la cáscara triturada.

5.- Posteriormente la cáscara recolectada se sometió a un proceso de lavado

para eliminar impurezas, el cual consiste de tres etapas. En las dos primeras

etapas se realizó un lavado con agua des-ionizada y la última con etanol, en

agitación durante 30 min. Lo cual se observa en la Figura 10 y 11.

Figura 10. Primer y Segundo lavado con agua desionizada

Figura 11. Tercer lavado con Etanol

6.- Se realizó la separación de la cáscara de Jatropha curcas L. por medio de

una filtración con bomba de vacío (280 mmHg), utilizando un embudo de

filtración rápida con papel filtro whatman 40, tal como se muestra en la figura

12.

Figura 12. Filtración de la cáscara después del lavado

7.- La cáscara de Jatropha curcas L. pasa a secado para eliminar el contenido

de humedad, para ello se sometió a calentamiento constante a 90°C durante 1

hora, en una estufa Modelo E-33 D RIOSSA, obteniendo una pérdida de

humedad del 2%, como se observa en la figura 13.

Fig. 16.

Figura 13. Secado de cáscara de Jatropha curcas L.

8.- El proceso final del acondicionamiento de la cáscara consistió en el

tamizado, donde la cáscara se sometió a una prueba física de separación,

basada principalmente en la abertura del tamiz. Los números de malla

utilizados son: Malla # 18 con una abertura de 1000 μm, malla 40 con una

abertura de 420 μm, y Malla # 60 con una abertura de 250 μm, como se

muestra en la figura 14.

Figura 14. Proceso de Tamizado

Para una muestra de 200 g., de cáscara de Jatropha curcas L. acondicionada

se obtuvieron los siguientes resultados los cuales se presentan en la Tabla 7.

Tabla 7. Porcentaje de retención en el proceso de tamizado

No. de Malla

(𝝁𝒎)

Peso Inicial (g)

Peso de la muestra después del tamizado

(g)

Retención (% peso)

40 (420)

200

143.16 71.58

60 (250) 49.61 24.80

18 (1000) 7.23 3.62

2.3.1 Técnicas de caracterización del bioadsorbente.

2.3.1.1Espectroscopia de infrarrojo por transformada de fourier

Para conocer las características de la cáscara de Jatropha curcas L. como un

posible bioadsorbente, una vez finalizada la etapa del acondicionamiento, se

llevó a cabo la caracterización de grupos funcionales presentes en la cáscara,

a través de la espectroscopia de infrarrojo por transformada de Fourier (FTIR),

utilizando un espectrofotómetro de Transformada de Fourier FTIR, Frontier

Perkin Elmer, que se muestra en la Figura 15. Todo esto previo a utilizarla en el

proceso de adsorción estática.

Figura 15. Espectrofotómetro de Transformada de Fourier FTIR (Perkin Elmer)

2.3.1.2 Adsorción volumétrica de nitrógeno

Otro punto importante es conocer el área superficial y el diámetro del poro de la

partícula del bioadsorbente, para ello se efectúo la caracterización de área

superficial por adsorción volumétrica de nitrógeno. Utilizando un equipo

Autosorb iQ de Quantachrome como se observa en la Figura 16.

Figura 16. Autosorb iQ de Quantachrome

2.4 Preparación de soluciones de adsorbato

Solución concentrada

Las soluciones fueron preparadas a partir de la sal de Sulfato Crómico (Cr2

(SO4)3), así como la sal de sulfato Básico de Cromo (Cr2OH(SO4)3). Se pesó la

cantidad necesaria de sal para obtener una solución de 1000 mg/L aforada en

500 ml en agua destilada. Figura 17.

Figura 17. Sal de sulfato crómico y solución de adsorbato de 1000 mg/L

Para la preparación de las soluciones de adsorbato se consideró como un

punto importante el porcentaje de peso de Cr presente en la sal el cual es de

19.4% como (Cr2O3) para el Sulfato Crómico (Cr2(SO4)3), y de 25.5% como

(Cr2O3) para el Sulfato básico de Cromo (Cr2OH(SO4)3).Conociendo estas

relaciones se efectuaron los cálculos estequiométricos correspondientes, los

cuales se muestran a continuación:

a) Masa molar del Cr2O3. Cr = 2 X 52 = 104 g/mol

O= 3 X 16 = 48 g/mol

152 g/mol

b) Se toma una base de cálculo de 100 gr.

En 100 g de Cr2(SO4)3 hay 19.4 g de Cr2O3

En 100 g de (Cr2OH(SO4)3) hay 25.5 g de Cr2O3

c) Se calcula la Cantidad de Cr (III) presente en cada caso

Para Cr2(SO4)3 = 19.4 g de Cr2O3 x

(𝟏𝟎𝟒𝐠

𝐦𝐨𝐥)𝐂𝐫𝟑+

(𝟏𝟓𝟐𝐠

𝐦𝐨𝐥)𝐂𝐫𝟐𝐎𝟑

= 13.27 g de Cr3+

Para Cr2OH(SO4)3 = 25.5 g de Cr2O3 x

(𝟏𝟎𝟒𝐠

𝐦𝐨𝐥)𝐂𝐫𝟑+

(𝟏𝟓𝟐𝐠

𝐦𝐨𝐥)𝐂𝐫𝟐𝐎𝟑

= 17.44 g de Cr3+

Por lo tanto para el Sulfato crómico Cr2(SO4)3 :

100 g Cr2(SO4)3 13.27 g de Cr3+

X 0.5 g de Cr3+

X=3.76 g de Cr3+ se diluye en 500 ml para obtener una solución de 1000 mg/L.

Por lo tanto para el Sulfato básico de Cromo CrOH(SO4)3 :

100 g Cr2OH(SO4)3 17.44 g de Cr3+

X 0.5 g de Cr3+

X=2.86 g de Cr3+ se diluye en 500 ml para obtener una solución de 1000 mg/L.

2.5 Técnica de cuantificación del adsorbato Para la determinación de la concentración de cromo en las soluciones

preparadas se utilizó la técnica de Espectrometría de emisión óptica- plasma

acoplado inductivamente (ICP) Perkin Elmer OPTIMA 2100 DV. Figura 18.

Figura 18. Espectrómetro de emisión óptica-plasma acoplado inductivamente

(Perkin Elmer OPTIMA 2100 DV)

2.6 Adsorción estática (Batch)

Para estudiar el proceso de adsorción de cromo sobre la cáscara de Jatropha

curcas L., se seleccionaron como variables a observar:

-La temperatura

-El pH

-El tamaño de partícula

Con el fin de realizar un estudio sistemático y cuantitativo del efecto de las

variables sobre la capacidad de adsorción de la cáscara, se llevó a cabo un

diseño de experimentos empleando un modelo factorial del tipo 2K.

2.6.1 Diseño de experimentos (Modelo Factorial 2K)

Para la realización de los experimentos de adsorción batch se utilizó un modelo

factorial 2K con el objetivo de cuantificar el efecto de las variables de estudio en

el proceso de adsorción y verificar si existe una interacción entre estas

variables.

Los diseños factoriales permiten comprender los experimentos óptimos del

sistema así como las variables que influyen en desarrollo del mismo, son más

eficientes que los experimentos de un solo factor, una desventaja de este

sistema radica en el exponencial de números de factores lo cual comprendería

realizar demasiados experimentos y no serían significativos para el sistema.

Utilizando el diseño factorial 2K podemos estudiar como el cambio de

temperatura, pH y el tamaño de partícula de la cáscara de Jatropha curcas L.

afectan el proceso de adsorción de los iones de cromo (III), permitiendo

identificar la dirección en la que se encuentra el valor óptimo de la capacidad

adsorbente.

La matriz del diseño factorial 2K es de fácil construcción, donde K es el número

de variables independientes de estudio y cada variable se estudia a dos

niveles, el valor mínimo de la variable representado gráficamente por el signo

(-) y el valor máximo de la variable, representado por el signo (+). Los

experimentos contemplan todas las combinaciones de los dos niveles de las

variables involucradas.

La matriz comprende 2K filas (2 x 2…= 2K) que es igual al número de

experimentos necesarios para explorar el espacio experimental y K columnas

que corresponde a las variables que se van a estudiar, la columna empieza con

el signo (–) y se van alternando los signos sucesivamente (- y +) (Ferré, 2010),

(Púlido, 2012) .

Para este trabajo de investigación las variables de estudio y el dominio de

experimental se muestran en la Tabla 8.

Tabla 8. Dominios experimentales y variables

Variables independientes Domino Experimental

Nivel (-) Nivel ( +)

x1: pH 3.05 3.89

x2 :Temperatura ( °C) 30 50

x3 : Tamaño de Partícula (μm) 250 420

Para este trabajo K = 3, lo cual da un total de 23= 8 experimentos (Ferré, 2010),

como se muestra en la Tabla 9.

Tabla 9. Diseño de experimentación

No. De Experimento

pH Temperatura Tamaño de Partícula

1 - - -

2 + - -

3 - + -

4 + + -

5 - - +

6 + - +

7 - + +

8 + + +

La Figura 19 muestra el dominio experimental para las tres variables, cada

círculo muestra una posibilidad de experimentos con el valor concreto de cada

variable, lo cual nos idea de la dirección de espacio en donde se puede

encontrar las condiciones experimentales que producen un valor óptimo en la

variable observada que en este caso es el porcentaje de remoción de cromo en

la fase líquida.

Figura 19. Dominio experimental para tres factores

En la Tabla 10 se muestra el diseño de experimentos con las variables que afectan el proceso de adsorción.

Tabla 10. Diseño experimental de experimentos de adsorción estática.

Corrida pH Temperatura

(°C)

Tamaño de partícula

(𝝁𝒎)

3.05 3.89 30 50 250 420

⁻ + ⁻ + ⁻ +

y1 - - -

y2 + - -

y3 - + -

y4 + + -

y5 - - +

y6 + - +

y7 - + +

y8 + + +

2.7 Procedimiento experimental de adsorción estática

Para determinar la capacidad de adsorción estática de la cáscara en un

proceso batch, se puso en contacto el bioadsorbente (cáscara de Jatropha

curcas L.) previamente acondicionado con la solución de cromo valorada a

diferentes concentraciones. Los experimentos se realizaron por duplicado para

confirmar el resultado. El procedimiento se describe a continuación:

1.-Se pesó un 1 g del bioadsorbente previamente acondicionado (420 – 250

𝛍𝐦) en la balanza analítica, y colocarlo en un matraz bola de 100 ml, (Cáscara

de Semilla de Jatropha Curcas L.).

2.-Se agregó una alícuota de 40 ml de (solución de Sulfato Crómico (Cr2(SO4)3)

y Sulfato básico de Cromo (Cr2OH(SO4)3).

3.-En una parrilla de agitación magnética Stable Temp, se ajustó la velocidad

de agitación constante a 700 rpm durante un tiempo de 24 hrs, a una

temperatura de 30°C – 50°C medida por medio de un termómetro de bulbo de

mercurio, tal como se muestra en la Figura 20.

Figura 20. Sistemas de adsorción

4.-Terminado el tiempo de contacto cáscara-adsorbato, se realizó la separación

del bioadsorbente por medio de una filtración al vacío lo cual nos permite

realizar la caracterización de ambas fases por separado, como se muestra en

la Figura 21.

Figura 21. Filtración con bomba de vacío

2.7.1 Técnica de cuantificación de cromo total en solución

La determinación de cromo se realizó por Espectrometría de emisión Óptica-

Plasma Acoplado inductivamente (ICP) Perkin Elmer OPTIMA 2100 DV.

Las diluciones fueron acondicionadas previamente tomando una alícuota de

(2 y 5) ml de la solución de cromo a cuantificar, adicionando 0.1 ml de solución

de ácido clorhídrico HCl al 2 %, aforadas con agua destilada a 10 y 25 mL,

respectivamente lo cual permite cumplir con el rango de la curva de calibración

del equipo que va de (2 -20) mg/L de Cromo total. Figura 22.

Figura 22. Muestras para análisis acondicionadas para el ICP.

2.7.2 Caracterización espectroscópica del bioadsorbente después del

proceso de adsorción estática (Batch)

Terminado el experimento de adsorción estática, se separó la fase sólida y esta

se caracterizó nuevamente por medio de espectroscopia FTIR con el fin de

identificar los grupos funcionales que interactuaron con el cromo en solución.

2.8 Isotermas de adsorción El estudio de los datos de equilibrio es muy importante para poder diseñar y

optimizar los procesos de adsorción. La isoterma de adsorción expresa la

relación de equilibrio entre la concentración del ion metálico en la superficie del

material biológico que posee el bioadsorbente y la concentración del metal en

solución. Para modelar las isotermas de adsorción se emplearon dos modelos

descritos en la literatura: Langmuir y Freundlich.

El modelo de Langmuir es el más empleado para describir el comportamiento

de las isotermas de adsorción, el cual se basa en la suposición de que toda la

adsorción es ideal, es decir, todo el proceso se lleva a cabo en sitios

heterogéneos del absorbente, en este caso la cáscara de Jatropha curcas L.

(JCL), el adsorbato es adsorbido en forma de una mono capa homogénea y la

capacidad de las moléculas para poder ser adsorbidas en un sitio especifico no

es afectada por las moléculas adsorbidas en los sitios adyacentes, es decir, no

existe interferencia.

Se realizó la determinación de las isotermas de adsorción para la cáscara de

semilla de JCL, para tamaños de partícula de 250 y 420 μm, a diferentes

concentraciones de adsorbato en el intervalo 10-1500 mg/L., la construcción

de la isoterma fue a partir de la sal de sulfato crómico Cr2(SO4)3 El pH de las

soluciones no se controló, es decir, se trabajó con el pH dado por la disolución

de la sal de sulfato crómico en el agua desionizada en el intervalo de 2.0 a 6.0.

Esta es una diferencia importante respecto de lo reportado en la literatura ya

que usualmente se construyen las isotermas a pH controlado (Choy, Porter , &

Gordon, 2000).

A partir de los datos obtenidos y de las gráficas generadas es posible conocer

la capacidad máxima de adsorción, el tipo y características que posee la

cáscara de JCL, como un potencial bioadsorbente, conforme a los tipos de

ajuste de las curvas disponibles en la literatura.

Para este trabajo se evaluó la aplicabilidad del ajuste Langmuir y del ajuste

Freundlich y se estableció con base en el coeficiente de correlación R2, cual

ajuste era el mejor para los datos experimentales obtenidos.

Las ecuaciones 2.1, 2.2 y 2.3 describen los modelos Langmuir y Freundlich,

respectivamente.

Langmuir

(2.1) 𝑸𝒆 =

𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃𝑪𝒆

𝟏 + 𝒃𝑪𝒆


equilibrio. (mg/g)




adsorción.


Forma

Linealizada

Hanes-Woolf

(2.2)

𝑪𝒆

𝑸𝒆=

𝑪𝒆

𝒒𝒎𝒂𝒙+

𝟏

𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃


equilibrio(mg/g)




adsorción (mg/Kg).


Freundlich

(2.3)

𝑸𝒆 = 𝑲𝑭𝑪𝒆𝟏/𝒏


equilibrio.

Ce= Es la concentración del equilibrio

1/n= Constante arbitraria para la

linealización de la ecuación

Capítulo 3. Análisis y Discusión

de Resultados.

En este capítulo se muestran y discuten los resultados que se obtuvieron al

efectuar los experimentos de adsorción estática y caracterización de la cáscara

de semilla de Jatropha curcas L. Con ello se pretende determinar la máxima

capacidad adsorbente de la cáscara y el efecto que las variables de

temperatura, pH y tamaño de partícula sobre el proceso de adsorción.

3.1 Área superficial y diámetro de poro del bioadsorbente Los resultados de área superficial, tamaño del diámetro del poro y volumen del

poro se presentan en la Tabla 11 para cada tamaño de partícula (250–420 μm).

Tabla 11. Resultados de análisis volumétrico de Nitrógeno

Tamaño de Partícula (μm)

Área Superficial (m2/g)

Diámetro del Poro (nm)

Volumen del Poro (cm3/g)

420 1.107 2.656 0.006

250 2.175 1.760 0.019

En la Figura 23 y 24 se muestra la isoterma de área BET, la cual nos indica

todos los sitios de adsorción (línea roja) y desorción (línea azul) que presenta

nuestro material bioadsorbente, las cuales fueron determinadas a 25 °C y 12 h

de desgasificación en una celda de 4 mm.

Figura 23. Isoterma de área BET para 250 μm

Figura 24. Isoterma de área BET para 420 μm

Vo

lum

en @

ST

P(c

c/g)

Relative Pressure, P/Po

Relative Pressure, P/Po

Vo

lum

en @

ST

P(c

c/g)

3.2 Caracterización de grupos funcionales del bioadsorbente Los espectros obtenidos a través de la técnica de espectrometría de

transformada de Fourier (FT-IR) de la cáscara de Jatropha curcas L. antes y

después del acondicionamiento, exhiben una banda fuerte alrededor de 3300

cm-1 que puede ser asignado a la vibración de estiramiento del grupo OH-.

Las bandas en el intervalo 2800-2900 cm -1 corresponden a las vibraciones del

enlace C-H de los grupos (-CH2) y (-CH). Todos los espectros presentan

bandas características de las vibraciones correspondientes de los enlaces

(RCOO-) de los grupos ésteres ~1730 cm-1, vibraciones asimétricas de

estiramiento del grupo carbonilo (-COO-) a 1600 – 1650 cm-1, característica del

grupo carboxilato. Aunque hasta este momento no se cuenta con el análisis

que confirme cual contraión corresponde a este grupo, se han encontrado

reportes en la literatura en los que se identifican como contraiones comunes de

este grupo en ligninas, al calcio, magnesio, potasio y sodio (Muhammad &

Saedd, 2009) (M, Stonia, & Stefanescu, 2010).

Adicionalmente, en el intervalo de 1400-1450 cm-1 se tienen algunas bandas

débiles correspondientes a la vibración de flexión de grupos de CH2 y CH.

La banda característica de la vibración de la tensión asimétrica del estiramiento

del grupo (-CO) aparece alrededor de ~ 1300 cm-1 en la región de los ~ 1030

cm-1 aparecen la tensión asimétrica para una alcohol aromático (OH-). Lo cual

se aprecia en la Figura 25.

Figura 25. Espectro de FTIR de la cáscara de Jatropha curcas L., acondicionada

En la Figura 26 y 27 se presentan los espectros que corresponden al

bioadsorbente después del proceso de la adsorción estática (Batch), en los

cuales se puede apreciar un desdoblamiento en la señal de tensión del grupo

carboxilato, definiéndose una señal en 1645 cm-1 en el primer caso y una

mayor contribución de esta última señal en el segundo caso. Esto se debe

principalmente a que este grupo funcional se está coordinando con el cromo

(III) que está presente en la solución del adsorbato (M, Stonia, & Stefanescu,

2010) (Muhammad & Saedd, 2009) del análisis realizado es posible observar que

a través de la técnica FTIR se puede detectar el cambio cualitativo de la señal

en función de la cantidad de cromo adsorbido, ya que a una mayor cantidad de

cromo adsorbido la señal se desdobla claramente mientras que cuando se

adsorbe menos cromo la señal mayoritaria es la de ~1645 cm-1. Esto evidencia

la presencia del grupo carboxilato coordinado a los cationes Cr (III).

Figura 26. Espectro de la cáscara de JCL por FTIR con una concentración de 150

mg/L, pH = 5.96, después del proceso de adsorción

Figura 27. Espectro de la cáscara de Jatropha curcas L. por FTIR con una concentración de 1500 mg/L, pH = 2.62, después del proceso de adsorción

3.3 Capacidad de remoción total de cromo

3.3.1 Resultados del modelo factorial 2K

En la Tabla 12 se muestra el plan de experimentación descrito en el capítulo 2, así como los rendimientos que se obtuvieron al

realizar estos experimentos.

Tabla 12. Plan de experimentación y resultados del diseño factorial 2K

Corrida pH Temperatura

(°C)

Tamaño de

partícula (𝝁𝒎) Eficiencia % de remoción de Cromo

3.05 3.89 30 50 250 420 y1 y2 y3 yP

⁻ + ⁻ + ⁻ +

y1 - - - 96.62 96.31 96.50 96.47

y2 + - - 91.16 91.38 91.27 91.28

y3 - + - 96.28 96.40 96.34 96.34

y4 + + - 91.72 91.83 91.77 91.75

y5 - - + 98.85 98.43 98.83 98.70

y6 + - + 91.4 92.0 91.65 91.68

y7 - + + 98.77 98.72 98.75 98.74

y8 + + + 92.30 92.52 92.45 92.42

Las ochos respuestas se pueden combinar para obtener la información que

genera el modelo 2k, con k=3. Estos resultados se pueden agrupar en dos

tipos: efectos principales y los efectos de interacción. En los primeros se

obtiene el peso de cada una de las variables, dada por su magnitud, así como

el efecto sobre la eficiencia dado por el signo. Para el segundo tipo se obtienen

los coeficientes de interacción con el mismo sentido descrito para el efecto

anterior.

La Tabla 13 muestra los dos tipos de efecto. En primer lugar se determinó el

valor promedio (b0), tres efectos de principales (bpH, bT, bTP), tres efectos de

interacción de dos factores y el efecto de interacción de tres factores (Ferré,

2010), (Púlido, 2012).

Tabla 13. Cálculo de efectos principales y de interacción del modelo 2k

Efecto Ecuación Valor

Promedio b0 (y1+y2+y3+y4+y5+y6+y7+y8)/8 93.42

pH (bpH) (-y1+y2-y3+y4-y5+y6-y7+y8)/4 -5.78

Temperatura (bT) (-y1-y2+y3+y4-y5-y6+y7+y8)/4 0.28

Tamaño de partícula (bTP)

(-y1-y2-y3-y4+y5+y6+y7+y8)/4 1.42

pH X T (bpH x T) (+y1-y2-y3+y4+y5-y6-y7+y8)/4 0.32

pH X TP (bpH x TP) (+y1-y2+y3-y4-y5+y6-y7+y8)/4 -0.89

T X TP (bT x TP) (+y1+y2-y3-y4-y5-y6+y7+y8)/4 0.11

pH X T X TP (bpH x T x TP) (-y1+y2+y3-y4+y5-y6-y7+y8)/4 0.02

El valor b0= 93.42 nos indica el % de remoción total promedio alrededor del

cual oscila este diseño de experimentos. El valor de bpH= -5.78, nos indica el

efecto del pH de 3.05-3.89 donde el rendimiento del % de remoción de cromo

se verá favorecido con una disminución del pH en este rango, dado por la

concentración de la sal de Sulfato crómico de forma natural.

En cuanto al bT =0.28, el resultado indica que el porcentaje de remoción de

cromo aumenta ligeramente si la temperatura va de 30°C a 50°C, pero no es

un incremento significativo y por lo tanto no se requiere incrementar el

suministro de energía para optimizar el proceso de adsorción.

Por último el valor de bTP= 1.42 nos indica que al aumentar el tamaño de

partícula de 250 a 420 𝛍𝐦, se tendrá un incremento en la cantidad de cromo

adsorbido y el efecto cuantitativo de esta variable es cinco veces mayor que el

de la temperatura.

La interacción de los efectos (bpH x T), (bpH x TP), (bT x TP) mide la influencia que

tienen estas combinaciones en la variable de respuesta, en este caso el

porcentaje de remoción de cromo. El valor de bpHxT= 0.32 indica que el

incremento de ambos factores generará un ligero incremento en la variable de

respuesta. Por otro lado, el valor de bpHxTP = -0.89 indica que al aumentar el pH

y el tamaño de partícula se tendrá efecto negativo sobre el porcentaje de

remoción de cromo. Finalmente, el valor bTxTP=0.11, indica que el incremento

de las variables produce un aumento en el porcentaje de remoción de cromo,

aunque este efecto incremental es el menor de los tres que se determinaron.

El valor de bpHxTxTP = 0.02 nos indica que el grado de efecto del valor

combinado de las tres variables de estudio fue significativamente menor con

respecto a los efectos principales y de la interacción de dos factores, por lo cual

se le puede considerar despreciable.

La forma general para realizar el cálculo de los efectos que influyen en el

porcentaje de remoción de cromo para ajustar nuestro modelo de experimentos

esta descrito en la siguiente ecuación (3.1):

% 𝑹𝒆𝑪𝒓 = 𝒃𝟎 + 𝒃𝒑𝑯 𝒑𝑯 + 𝒃𝑻 𝑻 + 𝒃𝑻𝑷𝑻𝑷 + 𝒃𝒑𝑯 𝒃𝑻 𝒑𝑯 𝑻 + 𝒃𝒑𝑯𝒃𝑻𝑷 𝒑𝑯 𝑻𝑷

+ 𝒃𝑻 𝒃𝑻𝑷 𝑻 𝑻𝑷 + 𝒃𝒑𝑯 𝑻 𝑻𝑷 𝒑𝑯 𝑻 𝑻𝑷

Asimismo, esta ecuación permitiría optimizar el rendimiento de porcentaje de

remoción de cromo en el espacio experimental que abarcó el diseño de

experimentos o muy cerca de este.

A partir de la ecuación 3.1 se calcularon los porcentajes de remoción de cromo

teóricos como se aprecia en la Tabla 14.

Tabla 14. Valores de remoción de cromo experimental vs calcula

yExp yPT Calculada

96.47 95.50

91.28 90.36

96.34 95.37

91.75 90.83

98.70 97.7

91.68 90.76

98.74 97.75

92.42 91.49

En la Figura 28 se representa el cálculo de los efectos a partir de la ecuación

general (3.1) en relación del porcentaje de remoción de cromo (Yexp vs YPTcal),

lo cual indica el ajuste de nuestro modelo de experimental obteniendo

resultados de YPTCAL similares a los experimentales (Yexp), y un factor de

correlación de 0.9997.

Figura 28. Correlación de ajuste de datos (Yexp vs YPTcal)

Efecto de la sal de cromo

Los resultados obtenidos a partir de la sal de sulfato básico de cromo

Cr(OH)SO4 se muestran en la Tabla 15, en la cual se aprecia que el porcentaje

de remoción de cromo está en un rango del 82 al 98%.En el caso de la

concentración inicial de cromo de 20 mg/L (pH=3.84) la remoción está en 83%,

mientras que cuando se tiene una concentración inicial de 150 mg/L (pH=3.17),

existe un aumento en la capacidad de remoción de cromo hasta un 99% lo cual

se puede observar en la Figura 29.

R² = 0.9997

90

91

92

93

94

95

96

97

98

90 92 94 96 98 100

y ex

p

Y PT

Tabla 15. Resultados de Remoción de cromo con sulfato básico de cromo

Cr(OH)SO4

Concentración inicial (mg/L)

Tamaño de partícula (μm)

Temperatura (°C)

pH Concentración Final (mg/L)

% Remoción de Cr Total

Promedio de

remoción de cromo

total

20 420 30 3.84 3.81 80.82

82.98

20 420 30 3.84 2.95 85.15

150 420 30 3.17 1.39 99.07

99.24

150 420 30 3.17 0.886 99.41

Figura 29. Efecto de la sal de sulfato básico de cromo Cr(OH)SO4,en con bioadsorbente de JCL

420 μm

Temp. 30°C

pH= 3.05

420 μm

Temp. 30°C

pH= 3.05

Comparación con carbón activado

Para conocer el potencial como adsorbente de la cáscara de Jatropha curcas L.

se realizó la comparación con el carbón activado que es el adsorbente

industrial más utilizado. La experimentación se llevó a cabo bajo las mismas

condiciones de operación, a una temperatura de 30°C, tamaño de partícula de

420 μm, el valor del pH = 3.05, y una concentración de trabajo de 150 mg/L,

utilizando la sal de sulfato crómico Cr2(SO4)3, los resultados obtenidos se

muestran en la Tabla 16.

Tabla 16. Comparativo carbón activado vs JCL

Muestra Concentración Inicial (mg/L)

Tamaño de partícula

(μm)

Temperatura ° C

pH

Concentración Final (mg/L)

% Remoción de Cr total

Promedio de remoción de Cromo total

Carbón Activado

150 420 30 3.05 0.381 99.72

99.73

150 420 30 3.05 0.363 99.73

JCL

150 420 30 3.05 1.07 99.23

98.83

150 420 30 3.05 2.17 98.43

Se aprecia que el porcentaje de remoción de cromo está en 99% para el

carbón activado, y de 98 % para la cáscara de JCL, existiendo una diferencia

mínima en el porcentaje de remoción de cromo en el orden del 1%, esto no da

un panorama más amplio para poder utilizar la cáscara de JCL como

adsorbente en un proceso industrial. En el porcentaje de remoción de cromo

total se muestra en la Figura 30.

Figura 30. Comparación del carbón activado Vs JCL

De lo anterior se observa que la cáscara de JCL, tiene un alto potencial como

un bioadsorbente de iones cromo (III) con resultados de remoción comparables

a los obtenidos con un material comercial como es el carbón activado, bajo las

condiciones experimentales. El bioadsorbente de cáscara de JCL presenta la

ventaja de que no haber sido sometido a ningún proceso de tratamiento

químico o activación artificial por lo que es una alternativa económicamente

viable y sustentable.

3.4 Isotermas de adsorción En la Figura 31, se presenta la gráfica de los datos experimentales obtenidos

de la adsorción de cromo (Qe) vs concentración en el equilibrio (Ce) (Langmuir,

1918). De la figura 31 se puede observar que la capacidad máxima de

adsorción de la cáscara de JCL es de 14.93 mg/g adsorbente para un tamaño

de partícula de 25 μm 0, y de 7.5 mg/g adsorbente para un tamaño de partícula

de 420 μm.

Figura 31. Isoterma de adsorción tamaño de partícula de (250-420) μm

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Qe

( m

g cr

om

o/

g ad

sorb

ente

)

Ce (mg/L)

250 micrones

420 micrones

Los datos experimentales se ajustaron al modelo Langmuir y para la estimación

de los parámetros Qmax y b se utilizó la forma lineal de Hanes-Woolf (Ecuación

2.2) (Ho, 2005).

El coeficiente de correlación para la forma lineal de la curva fue de 0.9952 y

0.9935 para 250 y 420 μm respectivamente, tal como se muestra figura 32.

Figura 32. Factor de correlación para la Isoterma de Langmuir

𝑪𝒆/𝑸𝒆= 𝑪𝒆/𝒒𝒎𝒂𝒙 (0.0724 x) +𝟏/𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃(1.5408) R² = 0.9955

𝑪𝒆/𝑸𝒆= 𝑪𝒆/𝒒𝒎𝒂𝒙 (0.2409 x) -𝟏/𝒒𝒎𝒂𝒙𝒃(1 .6878)

R² = 0.9932

0

50

100

150

200

250

300

350

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Y=

Ce/

Qe

(g a

dso

rbe

nte

/L)

Ce (mg/L)

250 micrones

420 micrones

Lineal (250micrones )

Lineal (420micrones )

Los valores obtenidos indican una correlación adecuada entre los datos

experimentales y la isoterma tipo Langmuir. Sin embargo cabe señalar que en

el caso del ajuste lineal de los experimentos a 420 μm de tamaño de partícula

la región de baja concentración no tuvo un ajuste óptimo generando un valor de

la ordenada a origen negativo. De lo anterior se desprende que la b calculada

no es representativa del modelo Langmuir y esto se atribuye a que al aumentar

el tamaño de partícula las interacciones adsorbato-adsorbente son más

sensibles al cambio del pH, el cual no se controló sino que se dejó evolucionar

de manera natural. Como se muestra en la Figura 33.

Figura 33. Isoterma de Langmuir

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300 1400

Qe

( m

g cr

om

o/

g ad

sorb

ente

)

Ce (mg/L)

Langmuir 250

250 micrones

420 micrones

Langmuir 420

El otro modelo utilizado para describir la isoterma de adsorción de nuestro

material bioadsorbente fue el de Freundlich, el cual en contraste con el modelo

de Langmuir no contempla un comportamiento de adsorción ideal ya que este

supone que en el proceso tiene lugar en sitios del bioadsorbente que son

heterogéneos y se forma por un número ilimitado de capas del adsorbato sobre

la superficie del bioadsorbente (multicapas). En la Figura 34 se presenta la

isoterma de adsorción tipo Freundlich.

Figura 34. Isoterma de adsorción tipo Freundlich tamaño de partícula de

250-420 μm

y = 0.4163x + 0.2232 R² = 0.6802

y = 0.203x + 0.1591 R² = 0.3308

-0.7

-0.2

0.3

0.8

1.3

1.8

2.3

2.8

3.3

3.8

0 1 2 3 4 5 6 7

Log

Qe

(mg

de

cro

mo

/g

adso

rbe

nte

)

Log Ce (mg/L)

250 micrones exp

420 micrones exp

Lineal (250 micronesexp)

Lineal (420 micronesexp)

En la Tabla 17 se presentan los datos de los modelos empleados para describir

la isoterma de adsorción del cromo (III). Los valores mostrados son válidos

para una temperatura constante a 30°C, con una velocidad de agitación de 700

rpm, concentraciones de cromo (III) de (10 – 1500) mg/L, y tamaño de partícula

de (250 -420) μm, es muy importante resaltar que el pH no se mantuvo

constante el cual estuvo oscilando alrededor de 2- 6.5, para ver el efecto que

se presenta en una situación lo más parecido a la realidad.

Tabla 17. Parámetros de las isotermas de adsorción

Tamaño de Partícula Experimental Langmuir

250 μm Qmax= 14.93 mg Cr/

g de adsorbente

Qmax= 13.81 mg Cr/ g de adsorbente r2 = 0.9955

b=0.047 L/mg

420 μm

Qmax= 7.5 mg Cr/ g de adsorbente

Qmax= 4.15 mg Cr/ g de adsorbente r2 = 0.9932

b= -0.1427 L/mg

De los resultados presentados en las Figuras 31 y 32 así como Tabla 17, se

observa que el mejor ajuste se obtiene para una curva del tipo Langmuir,

caracterizada fundamentalmente por la formación de monocapas y la no

interferencia de las especies adsorbidas.

De la Figura 31 es posible observar que a concentraciones menores (10-150)

mg/L tiene una constante de crecimiento homogéneo, ya que el pH se

mantiene sin algún cambio, llegando al punto de capacidad máxima Qe= 13.81

mg cr/g ads., que comparado con lo reportado en trabajos realizados tenemos

un resultado muy parecido los cuales oscilan entre 2.5 – 22 mg cr/g ads (Balan

& Bilba, 2009)., (Eggs, Salvaezza , & Azario , 2012), (Gutiérrez & Cabañas Vargas

, 2001), (Medina, 2008) aparece un decremento en la curva debido

principalmente a la saturación que tiene la cáscara de JCL, y el cambio del pH

, aunado a esto no se ha encontrado en la literatura (Medina, 2008), (Rengifo,

Velásquez Jiménez , & Quintana Marín , 2013) (Fahim & Barsoum, 2006) (Muñoz

& Urbina , 2009) (Gutiérrez & Cabañas Vargas , 2001), que la isoterma se ha

construido dado por la naturaleza de sal sino por el ajuste y control del pH

,pero para la realización de este estudio es importante ya que en la aplicación

se desea agregar los menores químicos al sistema de adsorción, es importante

resaltar que en un trabajo posterior se realizaría estas isotermas controlando el

pH.

Efecto del pH El pH es un factor muy importante que influye en el proceso de adsorción de

metales pesados con bioadsorbentes, en la Figura 35 se puede apreciar que la

mayor capacidad de adsorción de cromo se da en pH mayores de 4, esto se

debe principalmente a que a medida que el pH es más bajo (2 a 3) los grupos

funcionales del bioadsorbente (ácidos carboxílicos, carboxilatos e hidroxilos)

son protonados y ya no existe atracción electrostática entre los iones cromo

cargados positivamente y los grupos funcionales o sitios activos del

adsorbente, por lo anterior, la captación de metal disminuye.

Aunado a esto, en disolución acuosa se generan iones complejos de cromo

que están presentes en forma hidratada y son voluminosas disminuyendo su

potencial de interacción. Como ejemplo se tiene al ión Cr(H2O)6 3+ , siendo este

muy grande para entrar al sistema microporoso del adsorbente (Muñoz,

Cristian Urbina , & Cristiani Urbina , 2015) (Muñoz & Urbina , 2009).

A medida que el pH aumenta (4 a 6), el grado de protonación disminuye y los

grupos funcionales en el bioadsorbente (ácido carboxílico, carboxilato e

hidroxilo) se vuelven a cargar negativamente y adsorción se lleva a cabo por

una atracción electrostática.

Figura 35. Efecto del pH en el proceso de la adsorción estática (Batch)

En la Figura 36 se observa el efecto que el pH tiene en la solución de sal de

sulfato crómico, la línea en color verde muestra el comportamiento que tiene el

aumento de la concentración inicial con respecto al pH, hasta concentraciones

de 150 mg/L el pH se mantiene constante, pero para concentraciones mayores

el pH disminuye hasta un valor 2. Sin embargo es importante mencionar que al

interactuar con JCL (línea roja y azul), existe un incremento del pH, hasta de 2

02

04

06

08

01

00

0 1 2 3 4 5 6 7

Cro

mo

ad

sorb

ido

(%

)

pH

250 micrones

420 micrones

puntos en concentraciones de 150 mg/L, este intervalo representa la mayor

capacidad de remoción de cromo, debido a que la solución no está protonada y

existe mayor interacción con los sitios activos de la JCL:

Figura 36. Efecto de la concentración de cromo vs pH

0

1

2

3

4

5

6

7

pH

250 Micrones

420 Micrones

Solución

0 10 20 50 75 100 150 250 500

Concentración mg/ L

3.5 Mecanismo de interacción propuesto

Durante la experimentación realizada para este trabajo se detectó que las

soluciones de sulfato crómico en agua desionizada en el intervalo de 10- 2000

mg/L generaban un pH ácido en el intervalo de 1.5 a 4.5, como se observa en

la Figura 36. De acuerdo con la literatura, el cromo (III) en solución acuosa

forma los siguientes complejos (Fahim & Barsoum, 2006) (Miretzky & Cirelli,

2010).

Cr2(SO4)3 (s) 2Cr3+ (aq)+ 3SO4-2(aq)……………...... pK= 3.5

(3.2)

Cr3+ (aq) + H2O ↔ Cr(OH)2+ + H+ …………………………. pK=3.85 (3.3)

Cr3+ (aq)+2H2O ↔ Cr(OH)2+ + 2H+………………………… pK=10.06 (3.4)

Cr3+ (aq)+3H2O ↔ Cr(OH)30 + 3H+………………………… pK=18.77 (3.5)

Cr(OH)3 (s) + 3H+ ↔ Cr3+ + 3H2O………………………….. pK= -11.83 (3.6)

Por lo que la hidrólisis de sus sales genera pH ácido, lo que es congruente con

las mediciones que se realizaron en este trabajo. Una vez que se adicionó la

cáscara de semilla de JCL se registró un aumento de pH del orden de 1.5 a 2

unidades, tal como se muestra en la Figura 36.

Este fenómeno se atribuye a la hidrólisis de los carboxilatos presentes en la

cáscara de JCL los cuales de acuerdo con el análisis por FTIR son el grupo

funcional presente en mayor concentración relativa respecto de los grupos

hidroxilo, éster y ácido.

La determinación del contraión que se encuentra presente en los carboxilatos

no se pudo determinar pero se cuentan con reportes en la literatura en donde

se identifica como los iones más abundantes en este tipo de materiales al

calcio, magnesio, potasio y sodio (Miretzky & Cirelli, 2010) (V. & Carp , 1999)

(Reyes & Rangel Mendez, 2010).

H2O

Todos estos contraiones son elementos alcalinos o alcalinotérreos que en

disolución acuosa generan la liberación de iones OH, lo que a su vez es

consistente con la observación del aumento del pH durante la experimentación

de este trabajo.

Adicionalmente se han reportado en la literatura que el pH aumenta durante el

proceso de adsorción de metales en presencia de materiales de origen natural

o biológico (Reyes & Rangel Mendez, 2010), (Tarley, 2004).

Además, se sabe que la hidrólisis de sales provenientes de ácidos débiles

genera un aumento de pH cuando la sal se disuelve, debido al equilibrio en

fase acuosa del par ácido-base. En este caso se tiene la presencia de

carboxilatos de iones alcalinos y alcalino-térreos que en disolución acuosa

generan iones hidroxilo de acuerdo a las reacciones 3.7 a 3.9

(R-COO-)n Mn+ + H2O ↔ R-COO- + Mn+ + H2O (3.7)

R-COO- + H2O ↔ R-COOH + -OH (3.8)

(R-COO-)n Mn+ + H2O ↔ R-COOH + -OH + Mn+ (3.9)

Con base en estas observaciones se propuso un mecanismo de interacción

para este intercambio de iones de cromo, tomando como base los resultados

obtenidos en este trabajo y en reportes previos (Reyes & Rangel Mendez, 2010),

(Tarley, 2004), (Poyer & Marfisi Valladare, 2015).

En donde la adsorción de cromo trivalente se acopló con una liberación de

protones de los grupos carboxilo e hidroxilo así como de la ionización de los

grupos carboxilato que contiene el bioadsorbente, generando un efecto global

de aumento de pH conforme se desarrolló el proceso de adsorción.

El mecanismo propuesto se ilustra de manera esquemática en la Figura 37.

1) Disolución de la sal de cromo Cr2(SO4)3 en agua des-ionizada.

2) Formación de iones complejos de Cr +3 y liberación de iones H+

3) La hidrólisis del carboxilato presente en el adsorbente (produce –OH).

Ejemplo suponiendo la presencia del calcio como contraión.

4) Contacto de los iones de cromo con el bioadsorbente JCL pH inicial= 3.05 y

pH Final= 5.96

5) Contacto de los iones de cromo con el bioadsorbente JCL pH inicial = 1.87 y

pH Final= 2.62.

Figura 37. Mecanismo propuesto para el proceso de adsorción

Conclusiones El objetivo principal del presente trabajo fue la evaluación de la cáscara de JCL

como bioadsorbente de cromo (III), encontrándose que esta presenta un

potencial relevante como biosorbente natural de iones de Cr (III).

Por medio de la caracterización de FTIR se pudo determinar que la cáscara de

JCL contiene grupos funcionales de tipo carboxilato que le confieren una gran

capacidad para coordinar iones de Cr (III) en el intervalo de pH de 3.5 a 5.0.

A partir de los resultados experimentales de adsorción se determinó que la

variable de mayor influencia sobre la remoción de cromo por adsorción sobre la

cáscara de JCL es el pH, lo cual se atribuye principalmente a la influencia que

tiene sobre la activación de los sitios de interacción del adsorbente y bajo las

condiciones de estudio se encontró que la remoción de cromo se favorece al

disminuir el pH inicial en función de la concentración inicial de iones cromo (III),

hasta una concentración máxima de 250 ppm a partir de la cual se presenta un

fenómeno de disminución de porcentaje de remoción de cromo. Asimismo se

observó que el tamaño de partícula es la segunda variable de influencia sobre

la capacidad de adsorción y que en el intervalo de pH de 3.05 a 3.89 el

aumento de tamaño de partícula favorece el proceso de adsorción. Finalmente,

se determinó que el aumento de temperatura de 30°C a 50°C, no representa un

aumento significativo en la eficiencia de remoción de cromo lo cual se traduce

en una ventaja potencial desde el punto de vista energético para la aplicación

del bioadsorbente.

Se construyeron las isotermas de adsorción a 30°C de las cuales se obtuvo la

capacidad adsorbente máxima experimental (Qmax) de 14.93 mg Cr/ g de

adsorbente a un pH de 2.33 dado por una concentración inicial de cromo de

250 mg/L. Este valor de Qmax representó un porcentaje de remoción del 97.22,

a un tamaño de partícula de 250 μm.

Mientras que a 420 μm se obtuvo una Qmax = 7.5 mg Cr/ g a un pH de 3.05

dado por una concentración inicial de cromo de 150 mg/L, representando un

porcentaje de remoción del 97.21.

Con los datos experimentales y realizando los ajustes se determinó que la

isoterma que representa la adsorción de cromo sobre la cáscara de JCL es de

tipo Langmuir, con un coeficiente de correlación R2=0.9955 y 0.9935 para un

tamaño de partícula de 250 μm y 420 μm, respectivamente. Esto indica que es

una isoterma de tipo I, donde el proceso se lleva a cabo en sitios heterogéneos

del absorbente, el adsorbato es adsorbido en forma de una mono capa

homogénea para sistemas de sólidos con estructura microporosa.

Con base en los resultados experimentales, se identifica a la cáscara de

Jatropha curcas L., como una alternativa con alto potencial para aplicarse como

bioadsorbente de iones de Cr (III) debido a que se trata de un material natural,

sin modificación química que presenta rendimientos de remoción de cromo

superiores al 90% a temperatura de 30°C en un intervalo de concentración de

iones cromo inicial de 20 a 250 mg/L.

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Anexos

Metodología para la determinación del Análisis Volumétrico de Adsorción

de Nitrógeno

1. Pesar la celda sin muestra.

2. Pesar la muestra a analizar y colocarla en la Celda.

3. Pesar la celda con muestra.

4. Se coloca la muestra en el Equipo Autosorb iQ de Quantachrome para

el proceso de Gasificar a 80°C durante 12 Hrs., y a Temp. De 25°C

durante 12 Hrs.

5. Después del proceso de gasificación se pesa de nuevo la celda , y se

coloca en la estación de análisis.

6. Se coloca en un Dewar de nitrógeno líquido en la estación de análisis.

7. Se programa el Equipo para el análisis (80 puntos y 11 Puntos son para

el área Beth).

8. Terminando el análisis se coloca la muestra en la porta muestra.

9. Se imprimen resultados.

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