Universidad Autnoma de San Luis Potos

Memorias

Desarrollo de Proyectos

Carrera en Ingeniera Ambiental

2013-2014/II

Facultad de Ingeniera

2

Recopilado y Editado por: Dra. Marisol Gallegos Garca

3

INDICE

Reduccin y precipitacin de Cr(VI) de agua residual a partir de una biopelcula sulfato reductora. P. Velzquez-Kroetzsch, M. Gallegos-Garca.

5

Recuperacin de plata metlica de aguas residuales a partir de bacterias anaerobias A. Fernndez-Veraud, M. Gallegos-Garca.

13

Adsorcin de Zn (II) en solucin acuosa sobre cscara de nuez pecana Carya illinoinensis

J. D. Aguilar-Torres, M.S. Berber-Mendoza, G. Andrade-Espinosa.

19

Adsorcin de fosfatos por medio de una zeolita modificada L. G. Hernndez-Brcenas, M. S. Berber-Mendoza, M. Gallegos-Garca.

29

Sntesis de Biodisel mediante catlisis heterognea Y. J. Mendoza-Chvez, N. A. Medelln-Castillo, R. Ocampo-Prez, S. E. Escoto-Chvez, M. C. Maza-Moheno, J. Morales-Rueda**, J. F. Toro-Vzquez.

39

Estabilidad de precipitados de hierro-arsnico M. S. Martnez, D. S. Ayala, I. Lzaro.

49

Determinacin de la composicin en nutrientes del afluente a tratar en un humedal artificial para el ptimo desarrollo de las plantas. T. Dvalos-Navarro, M.C. Alfaro-De la Torre

60

Eliminacin del color de un agua residual proveniente de una industria metal-mecnica utilizando carbn activado G. J. Torres-Ramrez, Dr. L. A. Bernal-Jcome

70

Propuesta de diseo de una planta de tratamiento de aguas residuales por sistema de humedales para el Campus Tamazunchale de la Universidad Autnoma de San Luis Potos R. Cisneros-Prez, R. Cisneros-Almazn, J.M. Olvera-Delgado

80

4

Estudio fitogeogrfico de la palma Sabal mexicana asociada a caaverales de San Luis Potos Bentez Domnguez David, Aldama A. Cristbal.

91

Tratamiento de lodos industriales para la recuperacin de metales utilizando un reactor electroqumico-electrocintico O.O. Mendoza-Lara, R. Cruz-Gaona.

101

Tipos polnicos alergnicos en el Parque Tangamanga I de la Ciudad de San Luis Potos Leticia Rodrguez -Tenorio, Cristbal Aldama-Aguilera.

110

Inventario de residuos generados en la zona poniente de la Universidad Autnoma de San Luis Potos C. E. Rodrguez-Rocha, G. Moreno-Huerta.

117

Valorizacin de Residuos Peligrosos y de Manejo Especial en la empresa ABB Heli Salvador Torres Bautista, Guillermo Moreno.

125

Caracterizacin de hidrocarburos aromticos policiclicos como evaluacin de la calidad del aire de la zona urbana de la ciudad de San Luis Potos L. Solano-Guerrero, A.A. Campos-Ramos.

135

Proyecto de silvicultura comunitaria a travs del establecimiento de Schinus molle L., en la localidad de Bermejo, San Juan, Argentina A. V. Burciaga-Rivera, O. Damiani, U. O. Karlin, C. Aldama.

149

Estado actual de la vegetacin en el rea de influencia minera en Cerro de San Pedro SLP. Diana Corts Miranda, Juan Antonio Reyes Agero.

160

Evaluacin de la disponibilidad de plomo y arsnico en suelos de uso residencial cercanos a una fundicin Juliana Isabel Saucedo Velzquez, Roberto Briones Gallardo, Alejandro Rodrguez H.

169

Caracterizacin de la vegetacin en el rea de influencia de Minera las Cuevas en la de sierra de lvarez en San Luis Potos Jos Antonio Balderas Godnez, D. Pedro Castillo Lara.

180

Foto de alumnos de la generacin

5

Reduccin y precipitacin de Cr(VI) de agua residual a partir de una biopelcula sulfato reductora.

P. Velzquez-Kroetzsch*, M. Gallegos-Garca*, M.S. Berber-Mendoza*.

*Centro de Investigacin y Posgrado de Ingeniera, Universidad Autnoma de San Luis Potos, Av. Dr.

Manuel Nava # 8 Edificio P Zona Universitaria, CP 78290, San Luis Potos, S.L.P. Mxico.

E-mail: marisol.gallegos@uaslp.mx

Resumen. El tratamiento de agua residual sinttica que contiene Cr(VI) se realizo en un reactor anaerobio de lecho fluidificado inverso (RFLI) a partir de una biopelcula sulfato reductora. Como donador de electrones se utilizo una mezcla de etanol-lactato, alimentado a una carga de 1 gDQO/L-da, con una relacin DQO/SO4

2- de 0.66. La remocin mxima de DQO y sulfato fue 50% y 25%, respectivamente. Mientras que la produccin de sulfuro alcanzo valores de hasta 120 mg/L. La carga de Cr(VI) en el reactor se incremento paulatinamente de 1 a 20 mg/L-d, observado como resultado una eficiencia de remocin del metal superior al 80% y fue recuperado principalmente como CrxSy de las partculas slidas del fondo del reactor. Este estudio demuestra la viabilidad y potencial del uso de reactores con esta configuracin para la reduccin y precipitacin de Cr(VI) del agua contaminada.

Palabras clave: biopelcula, precipitacin de metales, reactor de lecho fluidificado inverso, sulfatorreduccin.

1. Introduccin La contaminacin del agua superficial y subterrnea con cromo es un problema a nivel mundial

resultado del uso intensivo en numerosas actividades industriales como la produccin de

aleaciones, produccin de acero inoxidable, galvanizado, tratamiento de pieles y conservacin

de madera [1]. El proceso de sulfato reduccin se ha convertido en una alternativa viable para el

tratamiento de agua residual contaminada con metales pesados, como plata, cromo, entre

otros. El proceso de sulfato reduccin es un tratamiento biolgico anaerobio que llevan a cabo

las bacterias sulfato reductoras (BSR), este proceso se basa en la oxidacin del sustrato orgnico

presente en el agua residual y la reduccin del sulfato a sulfuro de hidrgeno (Ec. 1)

2CH2O + SO4 2- + 2H+ H2S + 2HCO3 (Ec. 1)

Donde CH2O representa a la materia orgnica, donadora de electrones.

6

En presencia de metales, el sulfuro de hidrgeno producido tras la reduccin del sulfato, forma

sulfuros metlicos (Ec. 2). La remocin de los metales por BSR, se debe entonces, a la formacin

de dichos compuestos altamente insolubles [2].

H2S + Me2+ MeS (s) + 2H

+ (Ec. 2)

Donde Me2+ representa al metal.

El bicarbonato producido en la oxidacin de la materia orgnica, reacciona con los iones

hidrgeno del medio (Ec. 3), manteniendo el pH del sistema, es decir, le brinda al medio la

capacidad buffer para mantener las condiciones idneas (pH 6 9) para la precipitacin del

metal.

HCO3- + H+ CO2 (g) + H2O (Ec. 3)

Numerosos estudios han concluido que este proceso microbiano de sulfato reduccin puede

disminuir las concentraciones de metales y sulfatos en corrientes de agua hasta niveles muy

bajos para una descarga idnea al ambiente [3]. Las normas mexicanas regulan las

concentraciones de cromo en el agua debido a su alta toxicidad, los lmites mximos permisibles

se muestran en la Tabla 1, donde PM es promedio mensual y PD promedio diario.

Tabla 1. Lmites mximos permisibles de Cromo en el agua.

Norma Oficial Mexicana Lmite Mximo Permisible

Agua Potable NOM-027-SSA1-1994 0.05 mg/L

Agua Residual vertida en

cuerpos de agua

NOM-001-SEMARNAT-1996 0.5 1.0 mg/L - PM Cr total

Agua Residual vertida en

alcantarillado

NOM-002-SEMARNAT-1996

0.5 mg/L - PM Cr(VI)

0.75 mg/L - PD Cr(VI)

1 mg/L - Instantneo Cr(VI)

La configuracin del reactor de lecho fluidificado inverso (RFLI) resulta interesante ya que el

soporte que contiene las BSR flota en la parte superior del reactor, este se mantiene en

expansin mediante un flujo descendente. El flujo inverso permite la recuperacin de las

partculas precipitadas del fondo del reactor [2]. El objetivo de este trabajo es evaluar la

viabilidad de reduccin y remocin de cromo como un sulfuro metlico usando un RLFI.

7

2. Mtodos El trabajo experimental se llev a cabo en un RFLI a escala laboratorio con un volumen de 2.5

litros, operando a temperatura ambiente (18 26 C). El RFLI fue inoculado con 300 ml de

biopelcula sulfato reductora, formada previamente en un soporte de polietileno de baja

densidad. La biopelcula era fluidificada por el flujo de recirculacin manteniendo una expansin

del lecho del 40% del volumen total del reactor. El reactor oper de manera continua durante

295 das.

El sistema se aliment con un afluente sinttico constituido por medio mineral [4], una mezcla

etanol-lactato y sulfato de sodio. Cuando condiciones estables de sulfato reduccin fueron

alcanzadas se aliment con Cr(VI) en cargas que fueron aumentando paulatinamente desde 1

mg/Lda hasta 20 mg/Lda. El pH se ajust a 6.5 para asegurar que el Cr(VI) se mantuviera

soluble. Las condiciones de operacin se resumen en la Tabla 2.

Tabla 2. Condiciones de operacin del reactor de lecho fluidificado inverso.

Carga orgnica (g DQO/L-d) 1

Relacin DQO/SO42- 0.66

pH efluente 6.5

TRH (d) 1 - 2

Cr (VI) (mg/L-d) 1 - 20

El desempeo del RFLI se evalu a travs de la eficiencia de remocin de DQO y sulfato, la

produccin de sulfuro, alcalinidad, pH y ORP analizados de acuerdo a los mtodos

estandarizados APHA. La eficiencia de remocin de cromo fue determinada por el mtodo

colorimtrico de la difenil-carbazida en UV-visible. El precipitado metlico fue caracterizado por

microscopio electrnico de barrido (MEB) y difraccin de rayos-x (DRX).

La actividad sulfato reductora de la biopelcula fue determinada en botellas serolgicas en

distintos tiempos de operacin para evaluar el avance en el desarrollo de la biopelcula y el

efecto de la exposicin al metal.

3. Resultados y discusin El reactor oper en continuo por 295 das en condiciones sulfato reductoras. Durante los

primeros 20 das el reactor oper sin carga de metal, durante este periodo la eficiencia de

remocin de DQO y conversin de sulfato fueron 68 y 20% respectivamente, mientras que la

8

produccin de sulfuro alcanz valores de hasta 105 mg/L lo que indic la inmovilizacin de las

BSR al soporte plstico. En la Tabla 3, se muestra el desempeo promedio del RFLI posterior a la

adicin de Cr(VI).

Tabla 3. Desempeo promedio del RFLI despus de la adicin de Cr(VI)

Tiempo (d) 20 295

Eficiencia de remocin de DQO (%) 35.9

Remocin de Sulfato (%) 11.8

Produccin de Sulfuro (mg/L) 62.8

Alcalinidad (mg CaCO3/L) 1497

pH del efluente 7.5

En la Figura 1 se observa el comportamiento de la eficiencia de remocin de DQO durante la

operacin del RFLI, la adicin del Cr(VI) afecto drsticamente la eficiencia disminuyendo hasta

una remocin de 17%. Sin embargo, se observa tambin que conforme la carga de Cr(VI) se

increment gradualmente de 0 a 10 mg/L el desempeo se mantuvo estable y la eficiencia

aument llegando hasta porcentajes de remocin de hasta 50% en la etapa final de la

operacin. El mismo comportamiento se puede observar en la produccin de sulfuro (Figura 2).

Este comportamiento indica que las BSR sufrieron de inhibicin ante la primera exposicin al

metal pero posteriormente las condiciones se estabilizan debido a la adaptacin de las BSR.

En al caso especfico de la produccin de sulfuro (Figura 2) posterior a la adaptacin de las

bacterias, entre los das 80 y 250 se observa una disminucin en la cantidad de sulfuro

cuantificado en el efluente del reactor lo que se atribuye a que parte del sulfuro producido por

las BSR se consume en la reaccin de precipitacin con el metal. Lo que se comprueba al

confirmar la presencia de sulfuros de cromo al caracterizar el precipitado recuperado del fondo

del reactor por MEB y DRX (Figura 4)

9

Figura 1. Desempeo del RFLI. Carga y eficiencia de remocin de DQO.

Figura 2. Desempeo del RFLI. Produccin de Sulfuro.

La Figura 3 muestra el efecto causado por el Cr(VI) sobre la actividad de las BSR adheridas a la

biopelcula. Se observa una disminucin en la velocidad de produccin de sulfuro, as como en la

cantidad de biomasa inmovilizada en el soporte conforme la concentracin de metal fue en

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Carga DQO % Remocin de DQO

Adicin de Cr(VI)

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ulf

uro

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g/L

)

Tiempo (da)Produccin de sulfuro

Adicin de Cr(VI)

10

aumento. Sin embargo en la ltima fase (287 das), a pesar de que la concentracin de Cr(VI) era

de 18 mg/L, la velocidad de produccin de sulfuro increment considerablemente, lo que se

atribuye a que la biomasa inmovilizada en la biopelcula estaba integrada principalmente por

BSR resistentes a cromo. Comparado con estudios de lodo granular, que presentan inhibicin a

los 30mg/L de Cr(VI), este sistema de biopelcula puede llegar a ser eficiente para la remocin

del metal del agua residual mientras facilita la recuperacin del mismo.

Figura 3. Actividad sulfato reductora de la biopelcula. Velocidad de produccin de sulfuro y

slidos voltiles inmovilizados en la biopelcula.

Figura 4. Imagen del Microscopio Electrnico de barrido (a) y diagrama de difraccin de rayos-x

(b) del metal precipitado retirado del fondo del FRLI durante el periodo de adicin de Cr(VI).

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gH2S/

L-h

)

tiempo (das)

mgH2S/L-h gSVI/Lsoporte

0 ppm Cr(VI)

6 ppm Cr(VI)

10 ppm Cr(VI)

18 ppm Cr(VI)

a

CrxSy b

11

La eficiencia de remocin de cromo total est representada en la Figura 5, donde se observa

que la eficiencia es alta, siempre mayor al 85%. Sin embargo, en el efluente se cuantifica una

pequea cantidad de Cr(III) que no logr precipitar en el reactor. En base a lo reportado por

Chang y Kim [5] el TRH del RFLI se incremento de 1 da a 2 das al sobrepasar los 12 mg/L de

Cr(VI) alimentado al reactor, para incrementar la eficiencia de remocin de cromo.

Este experimento muestra que la reduccin de Cr(VI) a Cr(III) ocurre qumicamente, con la

reduccin de sulfato a sulfuro de hidrgeno que llevan a cabo las BSR. Similarmente, Chang y

Kim [5] reportaron que la reduccin de Cr(VI) ocurre qumicamente en ambientes ricos en

sulfato con el sulfuro de hidrgeno producido por las BSR.

Figura 5. Desempeo del RFLI. Carga de Cr(VI) soluble y eficiencia de remocin.

4. Conclusiones El presente trabajo demuestra que el uso de un reactor de lecho fluidificado inverso con una

biopelcula sulfato-reductora es una alternativa efectiva para la remocin de cromo de aguas

residuales.

El sistema fue capaz de reducir Cr(VI) a Cr(III) y precipitarlo como un sulfuro de cromo en una

etapa gracias a las condiciones del RFLI que mantienen las BSR y a la adaptacin de las mismas.

Agradecimientos.

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mg/

L)

Tiempo (das)

Afluente Remocin de Cr (%)

12

Esta investigacin fue financiada por el proyecto C12-FAI-0350.50. La asistencia tcnica de Claudia Gpe. Elias Alfaro y Saul Escoto Chavez. 5. Referencias

[1] Sahinkaya, E., Kilic, A., Altun, M., Komnitsas, K., Lens, P.N.L. (2012). Hexavalent chromium reduction in a sulfur reduction packed-bed bioreactor. J. Hazard. Mater. 219: 253-259.

[2] Gallegos-Garca, M., Celis-Garca, L.B., Rangel-Mndez, R., Razo-Flores, E. (2009). Precipitation and recovery of metal sulfides from metal containing acidic wastewater in a sulfidogenic down-flow fluidized bed reactor, Biotechol. Bioeng. 102: 91-99.

[3] Bhagat, M., Burgess, J.E., Antunes, A.P.M., Whiteley, C.G., and Duncan, J.R. (2004). Precipitation of mixed metal residues from wastewater utilizing biogenic sulphide. Miner. Eng. Vol. 17, pp 925-932.

[4] Visser, A., Beeksma, I., Zee, F., Stams, A., and Lettinga, G. (1993). Anaerobic degradation of volatile fatty acids at diferent sulphate concentrations. Appl. Microbiol. Biotechol. 40:549-556.

[5] Chang, I.S., Kim, B. (2007). Effect of sulfate reduction activity on biological treatment of hexavalent chromium [Cr(VI)] contaminated electroplating wastewater under sulfate-rich condition. Chemosphere. 67: 218-26.

13

Recuperacin de plata metlica de aguas residuales a partir de bacterias

anaerobias

A. Fernndez-Veraud, M. Gallegos-Garca*

*Centro de Investigacin y Posgrado de Ingeniera, Universidad Autnoma de San Luis Potos,

Av. Dr. Manuel Nava #8 Edificio P Zona Universitaria, CP 78290 San Luis Potos, S.L.P. Mxico.

(E-mail: marisol.gallegos@uaslp.mx)

Resumen En este trabajo se estudi la viabilidad de precipitacin de plata en

forma metlica proveniente de aguas residuales al encontrarse en un ambiente

anaerobio donde se logre su reduccin qumica de de Ag+ a Ag0 por medio de

bacterias metanognicas, as como la resistencia de stas bacterias expuestas a

diferentes concentraciones de plata (de 10 a 2000 mg/L). Los resultados

muestran que no existe inhibicin en las bacterias con respecto a la produccin

de metano, al contrario las favorece, y que el potencial oxido reduccin (ORP)

se mantuvo negativo, excepto en la botella expuesta a 2000 mg/L de Ag+. La

caracterizacin mineralgica confirm la precipitacin de Ag+ como plata

metlica. Estos resultados sugieren el uso de bacterias anaerobias para la

recuperacin de plata proveniente de aguas residuales.

Palabras clave: Anaerobio, bacterias metanognicas, ORP, plata.

1. Introduccin

La plata (Ag+) es un metal utilizado en diversas actividades antropognicas. Las mayores fuentes

de plata en el ambiente son los residuos provenientes de la industria fotogrfica y radiogrfica,

as como residuos de la manufactura de electrnicos, de la industria minero-metalrgica y

joyera [1]. Resultado de algunas investigaciones indican que alrededor de 2.47 millones de kg

de plata son perdidos cada ao en la biosfera domstica, mayormente (82%) como resultado de

actividades humanas. La industria fotogrfica aporta ms del 47% de aguas residuales que

contaminan ambientes acuticos [2]. La exposicin a altas cantidades de plata produce

enfermedades respiratorias, dermatitis, argiria, irritacin de garganta y pulmones, adems de

otros padecimientos. Ya existen mtodos para la recuperacin de plata proveniente de aguas

residuales, uno de ellos es el de sulfato-reduccin, est basado en la oxidacin de sustrato por

bacterias sulfato reductoras que reducen el sulfato a sulfuro de hidrgeno. El sulfuro reacciona

con los metales formando precipitados metlicos y la alcalinidad producida por la oxidacin

14

microbiana neutraliza la acidez del agua y mantiene un sistema buffer [3]. La recuperacin de

plata a travs de este mtodo produce sulfuro de plata. En estudios anteriores se observ a

travs de la caracterizacin del precipitado la existencia de plata metlica, llegando a la

suposicin de que su aparicin se deba a que el medio era reductivo con un potencial (ORP

negativo). La plata se redujo de Ag+ a Ag0. Los experimentos realizados en este trabajo se

trabajarn en ambientes anaerobios. El proceso anaerobio se basa en la oxidacin de la materia

orgnica, el lodo utilizado contiene bacterias metanognicas (BM), que al estar en un ambiente

anaerobio oxidan la materia orgnica y crean un ambiente reductor. El monitoreo del ORP ha

sido probado como una tcnica econmica y efectiva para el control de procesos en varios

sistemas de tratamiento de aguas residuales [4]. El objetivo de este trabajo es determinar la

toxicidad de la plata en las bacterias anaerobias (BM) y corroborar la recuperacin de plata en

forma metlica a travs de la reduccin del potencial oxido reduccin por medio de las bacterias

metanognicas, proponiendo un proceso biolgico econmicamente viable para la recuperacin

de plata y tratamiento de aguas residuales.

2. Materiales y mtodos

Las pruebas se realizaron utilizando lodo granular proveniente de la planta de tratamiento de

aguas residuales de la empresa Ricolino. El lodo fue adaptado a condiciones anaerobias en un

reactor UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), se aliment con una relacin de sustrato

etanol - cido actico (50/50). Se realiz una actividad metanognica (AM), los experimentos se

en lote con botellas serolgicas de 160 mL. Cada botella contena de lodo granular, medio

mineral [5] y(2 gDQO/L. El lodo de cada botella fue expuesto a diferentes concentraciones de la

plata: 0, 10, 100, 500 y 1000 mg/L de Ag+. Las botellas se sellaron con tapones de hule y anillos

de aluminio, para equilibrar la fase gaseosa de las botellas a la presin atmosfrica, el exceso de

gas de la botella se purg en un recipiente que contena agua. Las botellas se incubaron a 30C

con agitacin (100 rpm) durante todo el experimento. Todos los ensayos se hicieron por

duplicado. El ensayo de control fue idntico a los anteriores pero sin la adicin del sustrato, este

ensayo se realiz para corregir la produccin de metano endgena.

El volumen de metano producido se cuantific cada 12 horas por un periodo de 11 das, por

medio del desplazamiento de una solucin de NaOH al 3%. La AM se calcul a partir de la

pendiente obtenida al graficar el volumen acumulado de metano producido a travs del tiempo

(en la fase exponencial) y dividida entre la concentracin de SSV contenidos en cada botella.

Al final de la cintica, se removi el medio de cada botella y fue sustituido por medio nuevo sin

metal, y se comenz una cintica nueva. El valor del ORP fue monitoreado al inicio y final de las

cinticas. El metal recuperado fue caracterizado por un microscopio electrnico de barrido

(MEB) y difraccin de rayos X (DRX).

15

A cada botella (de cada cintica) se le tom una muestra y se realiz la prueba de DQO, sta se

determino por el mtodo de reflujo cerrado descrito en los mtodos estndar (APHA, 1998) al

inicio y fin de las cinticas. Los slidos suspendidos voltiles (SSV), slidos suspendidos totales

(SST) y slidos fijos (SF) en el lodo granular se determinaron por el mtodo gravimtrico descrito

en los mtodos estndar (APHA, 1998).

3. Resultados y discusiones

Los resultados que se obtuvieron de las pruebas realizadas en lote en botellas serolgicas con

lodo expuesto a Ag+.

La Figura 1 muestra los resultados de las pruebas en lote del lodo expuesto a diferentes

concentraciones de Ag+ (10, 100, 500 y 1000 ppm). La produccin de metano se comenz a

registrar a partir de las 15 horas de que se cerraron las botellas. Se observa una mayor

produccin de metano en las pruebas con diferentes concentraciones de Ag+ que las que no

contenan metal (0 ppm), este comportamiento es atribuido a que algunos metales promueven

la actividad de los microorganismos [6].

Se realizaron determinaciones de DQO al inicio y al final medio de las botellas, se obtuvo una

eficiencia de remocin por encima del 69%. El 50% de esta remocin fue por parte de las

bacterias metanognicas mientras el resto fue por otro tipo de bacterias, como podran ser las

acidognicas.

Figura 1. Produccin de metano en la actividad metanognica en lodo expuesto a plata: Control (x), 0 ppm Ag+ (), 10 ppm Ag+ (), 100 ppm Ag+ () ,500 ppm Ag+ (), 1000 ppm Ag+ (+).

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cum

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do

s

Tiempo (horas)

16

La segunda cintica (AM endgena) se realiz para observar si la plata haba afectado a los

microorganismos. Cabe destacar que en esta prueba el lodo que estuvo sin plata o en contacto

con las menores concentraciones present un mejor desempeo en la produccin de metano,

como se observa en la Figura 2. Lo que indico que la Ag+ no causo efectos adversos sobre los

microorganismos, sino que los favorece en su AM.

Figura 2. Produccin de metano en la actividad metanognica en lodo previamente expuesto a plata. Control (x), 0 ppm Ag

+ (), 10 ppm Ag+ (), 100 ppm Ag+ (), 500 ppm Ag+ (), 1000 ppm Ag+ (+).

El ORP fue reducido a valores menores a -50 mV en las primeras 4, a excepcin de las botellas

de 100 a 2000 ppm de Ag+. Sin embargo al final de las pruebas el ORP disminuy manteniendo

un potencial reductor, a excepcin de la de 2000 ppm aunque el sistema presento produccin

de metano y reduccin de Ag+ a Ag 0. Por lo que se supone que existe alguna otra reaccin en

las botellas a 2000 ppm de Ag+ que elevan el ORP.

Tambin se llev registr el pH y ste siempre se mantuvo dentro del rango de desarrollo

ptimo de bacterias metanognicas, entre 6 y 8.

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mL

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4 a

cum

ula

do

s

Tiempo (horas)

17

Figura 6. Deteccin de plata metlica por difraccin de Rayos X para 1000 y 2000 ppm Ag+, donde se observa la

presencia de plata metlica.

Figura 7. Imagen del Microscopio Electrnico de Barrido del recuperado metlico, la parte blanca corresponde a la

plata en forma metlica.

Ag0

18

4. Conclusiones

El presente trabajo muestra que el lodo granular metanognico puede ser utilizado como

alternativa para la recuperacin de plata presente en aguas residuales. Sin embargo se deben

realizar estudios posteriores para la recuperacin de plata en aguas residuales reales.

Es importante mencionar que este es el primer estudio que demuestra la resistencia de lodo

metanognico ante los efectos txicos de la plata, y su habilidad para la reduccin de Ag+ a Ag0

al mantener un ORP negativo.

Agradecimientos.

Esta investigacin fue realizada con la ayuda tcnica de Sal Escoto Chvez.

5. Referencias

[1] Purcell T.W., Peters J.J. (1998). Sources of silver in the environment. Environ Toxicol Chem, 17:539-46.

[2] Wang, J., Huang, C., and Pirestani, D. (2003). Interactions of silver withwastewater constituents. Water

Research, 37(18):4444-4452.

[3] Gallegos-Garca, M., Celis-Garca, L.B., Rangel-Mndez, R., Razo-Flores, E. (2009). Precipitation and recovery of

metal sulfides from metal containing acidic wastewater in a sulfidogenic down-flow fluidized bed reactor.

Biotechnol Bioeng, 102:91-99.

[4] Vassos, T.D. (1994). Future direction in instrumentation, control and automation in the water and wastewater

industry. Water Sci. Tecnol; 28, 9-14.

[5] Gallegos Garca, M. Celis-Garca, R., Razo-Flores, E. (2009). Procesos biolgicos de sulfatorreduccin en

biopelculas para precipitacin de metales. Tesis IPICYT, 22,25.

[6] Smith, W. and Gadd, G. (2000). Reduction and precipitation of chromate by mixed culture sulphate-reducing

bacterial biofilms. J. Appl. Microbiol, 88(6):983-991.

19

Adsorcin de Zn (II) en solucin acuosa sobre cscara de nuez pecana Carya illinoinensis

J. D. Aguilar-Torres*, M.S. Berber-Mendoza**, G. Andrade-Espinosa**

*Ingeniera Ambiental, Facultad de Ingeniera, Universidad Autnoma de San Luis Potos, San Luis Potos, S.L.P., Mxico**Centro de Investigacin y Estudios de Posgrado-Facultad de Ingeniera, Av. Dr. Manuel Nava 8, Edificio P. Zona Universitaria C.P. 78290, San Luis Potos, S.L.P., Mxico. (e-mail: seleneberber@uaslp.mx)

Resumen. En esta investigacin se llevo a cabo el estudio de la cscara un nuez como un nuevo material adsorbente. Primero, La cscara de nuez se caracteriz fisicoqumicamente mediante tcnicas como determinacin de cenizas y humedad, titulacin cido/base, FTIR, distribucin de carga superficial y anlisis termogravimtrico. Adems se llevaron a cabo experimentos de adsorcin en lote y se evalu el efecto de pH en la adsorcin de Zn(II) en solucin acuosa. Los resultados de las titulaciones muestran que el contenido de sitios cidos totales fue de 1.74 mmol/g, con 0.57 mmol/g de sitios carboxlicos, lo que representa que la cascara de nuez tiene una mayor superficie con carga negativa, coincidiendo con la grafica de distribucin de carga y los grupos funcionales del FTIR. Los experimentos de adsorcin demostraron que la capacidad de remocin del Zn(II) aumenta conforme el pH sube de 3 a 7, obteniendo una mxima capacidad de adsorcin de 4.2 mg/g a un pH de 7, 25C y una concentracin de 40 mg/L. Los experimentos anteriores muestran que la cascara de nuez tiene un gran potencial como nuevo material adsorbente para la remocin de zinc en solucin acuosa.

Palabras clave: Biosorcin, Cascara de nuez, Isotermas, Zinc

1. Introduccin

La descarga de metales pesados en ecosistemas acuticos se ha convertido en un problema

ambiental de extrema preocupacin en los ltimos aos. Los metales pesados son elementos

extremadamente txicos, los cuales pueden afectar severamente plantas y animales, causando una

gran variedad de problemas y afecciones. El incremento en el conocimiento de los efectos

toxicolgicos de los metales pesados en el ambiente est bien estudiado, por lo que es inevitable la

bsqueda de diferentes mtodos para reducir la contaminacin del agua con metales pesados. La

mayor fuente de metales pesados son los efluentes industriales, y debido a que muchos de estos

descargan en cuerpos de agua naturales, se vuelve esencial el tratar de remover este tipo de

contaminantes de las aguas residuales.

Entre los metales pesados que se descargan en aguas residuales encontramos al Zn(II) , el cual es un

contaminante comn que se introduce a los diferentes cuerpos de agua y ecosistemas mediante

descargas de diferentes tipos de industrias, principalmente aquellas donde hay produccin de

20

bateras, pilas, lacas, pigmentos, procesos metalrgicos, recubrimientos metlicos como galvanizado

y plateado as como residuos de laboratorios y pinturas. El zinc tiene la caracterstica de ser un

nutriente esencial para los organismos a niveles traza, pero a mayores concentraciones se vuelve

daino, causando irritaciones al tracto gastrointestinal, afectaciones a la funcin inmunolgica y

daos a los riones. La Organizacin Mundial de la Salud, OMS, establece un lmite mximo de

consumo de 5 ppm, la norma oficial NOM-001-SEMARNAT-1996 establece un lmite de 10 ppm como

descarga a cualquier tipo de cuerpo de agua, mientras que la NOM-127-SSA-1996 establece 5 ppm

para consumo humano.

Entre los diferentes mtodos que se utilizan actualmente para la remocin de metales pesados de

aguas residuales industriales estn la precipitacin qumica, reduccin, osmosis inversa,

ultrafiltracin con membrana, intercambio inico y extraccin por solventes. Un mtodo alterno para

la remocin de los metales pesados puede ser considerada a partir de mtodos fisicoqumicos, como

lo es la biosorcin, el cual es un proceso donde se involucra un fase solida (adsorbente, el cual es un

material de origen biolgico) y otra fase liquida que contiene una o varias especies para ser

adsorbidas (adsorbato, donde estn los iones metlicos). La biosorcin es un proceso rpido y

reversible, donde una reaccin ocurre con la biomasa. La principal ventaja de los materiales

biosorbentes es su origen, ya que los productos residuales de actividades como agroindustrias,

cosechas y alimentos son una fuente de biosorbentes, como gabazo de caf, t, semillas de algodn,

residuos de madera, cscaras de frutas y semillas como almendras, avellanas y nuez.

Entre las muchas ventajas de la biosorcin sobre los mtodos convencionales se incluyen las

siguientes:

Bajo costo: generalmente los biosorbentes son residuos baratos Alta eficiencia: se ha demostrado que existe remocin de los iones metlicos. Poca produccin de residuos: hay una relacin inversa de los residuos generados con los

materiales biosorbentes y de otros mtodos como la precipitacin, donde se generan

grandes cantidades de lodos.

Posibilidad de recuperacin: con otras tcnicas puede haber un cierto grado de recuperacin de los metales pesados (desorcin, extraccin).

En este estudio se utiliz cscara de nuez como un nuevo material biosorbente para la remocin del

ion metlico Zn(II) presente en solucin acuosa mediante adsorcin. En la actualidad la cscara de

nuez es un residuo que se obtiene de plantaciones de Carya illinoinensis, por lo que se ha buscado

diferentes usos tales como agentes abrasivo (por sus caractersticas granulomtricas), combustible

para hornos y como espesante para pinturas (para dar ciertas texturas).

El uso de este material permiti evaluarlo para su utilizacin como un biosorbente para la remocin

del Zn(II). La cscara de nuez se caracteriz fisicoqumicamente mediante tcnicas como

21

determinacin de cenizas y humedad, titulacin cido/base, FTIR y distribucin de carga superficial.

Adems se llevaron a cabo experimentos de adsorcin en lote y se evalu el efecto e pH en la

adsorcin de Zn(II).

2. Mtodos y materiales

2.1 Cscara de nuez

El material biosorbente utilizado fue cscara de nuez pecana procedente del municipio de Venado, en

SLP, Mxico. Las cscaras de nuez fueron molidas varias veces, despus se tamizaron para obtener la

cscara de nuez separada por diferentes tamaos de partculas, y antes de usarlas, se lavaron con

agua desionizada y se secaron durante 24 h en una estufa a 100 C. Para todos los experimentos se

utilizo la cscara de nuez de 20 mallas. Todas las soluciones fueron preparadas con reactivos de grado

analtico y agua desionizada. Para la solucin patrn de zinc de 100 ppm, se preparo disolviendo

0.45505 g de N2O6Zn6H2O, y a partir de esta se prepararon las soluciones inciales con una rango de

concentraciones de 5 a 100 ppm de Zn(II).

2.1.1 Humedad y cenizas

El agua adsorbida fsicamente en la cscara de nuez se conoce como humedad. Para determinarla, se

pes una muestra de 1 g de cscara de nuez, se agreg a un crisol que haba sido llevado

previamente a peso constante. El crisol se coloc en una estufa a una temperatura de 110 C durante

4 horas, despus se dejo enfriar y se pes repetidamente hasta peso constante. El porcentaje de

humedad se obtuvo con la siguiente ecuacin:

% = 100 = 1, 2 Donde:

% = Porcentaje de humedad, % = Masa de la cscara de nuez seca, en g

= Masa de la cscara de nuez hmeda, en g = Masa del crisol a peso constante, en g = Masa del crisol con la cscara de nuez libre de humedad, en g

Los minerales son los principales componentes de las cenizas. Para determinar la cantidad de cenizas

en la cscara de nuez, se adiciono 1 g de cscara de nuez libre de humedad en un crisol de peso

constante. La materia orgnica se carbonizo en una placa de calentamiento a 300 C. Enseguida, el

22

crisol se calent en una mufla a 525 C por 4 horas. Despus el crisol se enfri en un desecador y

luego se peso varias veces hasta eso constante. El porcentaje de cenizas se determino como sigue:

% = 100 = 3, 4 Donde:

% = Porcentaje de cenizas, % = Masa de las cenizas, en g

= Masa del crisol vacio, en g = Masa del crisol con cenizas, en g = Masa de la cscara de nuez seca, en g

2.2 Determinacin de la concentracin de sitios activos

Los sitios activos totales, los sitios carboxlicos, lactnicos y fenlicos se determinan mediante

titulaciones cido/base en base al siguiente procedimiento: se toman 20 mL de una solucin 0.1 N de

Na2CO3, NaHCO3 y NaOH, se aaden a 0.2 g de cscara de nuez y se colocan en agitacin durante 48

horas a 75 rpm. Los sitios activos se neutralizan con soluciones 0.1 N de NaOH y HCl, mediante un

titulador automtico, tipo ZDJ-4A. La concentracin de los sitios activos se calcularon mediante la

siguiente ecuacin:

= !"(" $)& 10005

Donde:

=Concnetracion de los sitios activos, mmol/g " = Concentracin inicial de la solucin neutralizante, Mol/L

$ = Concentracin final de la solucin neutralizante, Mol/L !" = Volumen inicial de la solucin neutralizante, en L & = Masa de la cscara de nuez, en g

Los sitios fenlicos se obtienen con la diferencia entre los sitios carboxlicos y lactnicos.

2.3 Distribucin de carga superficial y punto de carga cero (PCC)

23

La carga superficial de la cscara de nuez se determin mediante el mtodo de Kuzin y Loskutov

(1996) que se describe a continuacin. En viales de polipropileno de 50 mL, se colocaron 45 mL de

una solucin NaCl 0.01 N, los cuales se ajustaron previamente a un valor correspondiente de pH

desde 2 hasta 12, adicionando un volumen conocido de 0.01 N NaOH o HCl. Cada una de las muestras

se dividieron en 25 mL, a una parte se le aadieron 0.2 g de cscara de nuez natural con los 25mL de

un solucin. En total se prepararon 11 muestras (una para cada pH), las cuales, despus de ajustarse

y agregarle el adsorbente, se taparon rpidamente (para evitar variaciones de pH por el CO2

atmosfrico) y se colocaron en agitacin a 75 rpm durante 48 horas.

Despus de las 48 horas, se determin el pH final de cada uno de los recipientes mediante un

potencimetro. Por otro lado, a la solucin restante en los viales (otros 25 mL) tambin se le

determino los pH finales, llamados blancos, por no contener cscara de nuez. La carga superficial se

determin con la siguiente ecuacin:

= (! !()& 10006

Donde:

=Carga superficial de la cscara de nuez a un valor de pH final =Concentracin de la solucin neutralizante, mol/L

! = Volumen de la solucin para alcanzar un valor de pH sin adsorbente, en L !( = Volumen de la solucin para alcanzar un valor de pH con adsorbente, en L & = Masa de la cscara de nuez, en g

2.4 Anlisis de Espectroscopia de Infrarrojo (FTIR)

La tcnica FTIR se basa en la excitacin de las molculas cuando adsorben radiacin infrarroja. En un

espectro de infrarrojo se pueden observar los picos caractersticos de los grupos funcionales

ocasionados por estas vibraciones.

Una muestra de cscara de nuez se sec en una estufa a una temperatura media de 100 C por 24

horas, para eliminar la humedad de la muestra. El espectro se obtuvo mediante un

espectrofotmetro infrarrojo marca Thermo-Scientific.

2.5 Experimentos de adsorcin de Zn(II)

2.5.1 Efecto de pH

24

La adsorcin del Zn(II) sobre las cscaras de nuez fue estudiado mediante la tcnica de adsorbedor de

lote. El adsorbedor consisti de un vial de polipropileno de fondo cnico con capacidad de 50 mL

donde se agreg la solucin del metal y la masa de la cscara de nuez. Los datos experimentales del

equilibrio fueron obtenidos con el mtodo siguiente: en un matraz volumtrico de 200 mL se prepar

una solucin de concentracin conocida a partir de la solucin patrn de Zn(II) de 100 ppm.

Se tomaron 40 mL de la soluciones inciales de Zn(II) desde 5 a 100 ppm y fueron colocados con 0.03

g de la cscara de nuez en cada uno de los viales. La solucin y la cscara de nuez se dejo en contacto

durante 7 das para lograr el equilibrio, una vez al da, los adsorbedores se colocaban en un agitador

marca LabGenius durante 30 minutos. El pH de cada una de las soluciones se mantuvo constante

ajustndolo con un cierto volumen de soluciones 0.01 N y 0.05 N de HCL y NaOH, segn fuera

necesario. Los datos de la masa de Zn(II) adsorbida sobre la cscara de nuez se obtuvieron de

acuerdo a la siguiente ecuacin:

* = !"" !& 7

Donde: * =Masa de Zn(II) adsorbido, en mg/g " =Concentracin inicial de Zn(II), en mg/L = Concentracin de Zn(II) al equilibrio, en mg/L

! = Volumen de la solucin de Zn(II) despus de ajustarse, en L !" = Volumen de la solucin de Zn(II) antes de ajustarse, en L & = Masa de la cscara de nuez, en g

3. Resultados y discusin

3.1 Humedad y cenizas

El porcentaje de humedad se determin en base a la cscara de nuez natural hmeda y el de cenizas en base seca. Los resultados se muestran en la Tabla 1. No se encuentra informacin de stos parmetros reportados en la literatura.

Tabla 1. Porcentajes de humedad y cenizas.

Humedad (%) Cenizas (%)

Cscara de Nuez 4.45 1.83

25

3.2 Sitios Activos Se encuentra reportado en literatura que los SAT imparten carga negativa a la superficie del adsorbente, por lo que favorece la adsorcin de cationes (Volesky, 2003). Adems, el pH afecta a la constante de disociacin de los sitios, por lo que puede favorecer la carga negativa. En el caso de los SC la constante de disociacin oscila entre valores de pH 3

26

El espectro IR de la cscara de nuez muestra principalmente la banda caracterstica de los grupos carboxlicos de 1700 a 1730 cm-1 del grupo C=O, as como otras de mediana intensidad en 1210 a 1320 cm-1 perteneciente al grupo C-O. El espectro coincide con la de superficie negativa de la distribucin de carga.

Figura 2. Espectro IR para la cscara de nuez natural con sus grupos funcionales caractersticos.

3.5 Anlisis termogravimtrico Los anlisis de TGA muestran un pequeo hombro alrededor de 380 C y un pico intenso alrededor de 350 C. Estas reacciones mayores y menores pueden ser atribuidas a la descomposicin de la hemicelulosa y celulosa.

Figura 3. Anlisis Termogravimtrico para la cscara de nuez natural.

3.6 Isoterma de Adsorcin de Zn(II)

Los modelos de las isotermas de Freundlich y Langmuir se utilizaron para interpretar los datos del

equilibrio. Los parmetros obtenidos se muestran en la tabla 3. En esta Tabla se observa que el

550105015502050255030503550

Tran

smita

ncia

, %

Nmero de onda, cm-1

CO1262

C O1000

C=O1720

C H2916O H

3324

27

ajuste por la isoterma de Freundlich fue el que present la ms alta correlacin por lo que se utiliz

este modelo para trazar las lneas de las isotermas.

Tabla 3. Parmetros para los modelos de Langmuir y Freundlich.

3.7 Efecto de pH

En la Figura 4 se observa que al incrementar el pH de 3 a 7 de la solucin aumenta la capacidad de

adsorcin, este comportamiento se puede deber a que la superficie a pH=7 se encuentra ms

cargado negativamente. Adems, a este pH los sitios carboxlicos estn totalmente disociados e

investigaciones han reportado que los iones metlicos se adsorben principalmente sobre sitios

carboxlicos (Amzquita Garca, 2010). De acuerdo al diagrama de especiacin (ver figura 5) los

iones que se encuentran en solucin a este pH son: Zn2+ y el ZnOH+

Figura 4. Isoterma de adsorcin para Zn(II) ajustando con el modelo de Freundlich.

Langmuir Freundlich

pH qm K R 1/n K R

7 4.2913 0.1053 0.8734 0.2978 1.0720 0.9475

5 1.7302 0.1237 0.9395 0.2607 0.5167 0.9504

3

0 20 40 60 80 100

Concentracin del Zn(II) en equilibrio (mg/L)

0

1

2

3

4

Mas

a de

Zn(

II) a

dso

rbid

o (m

g/g)

pH= 7pH= 5pH= 3

28

Figura 5. Diagrama de especiacin para el zinc.

4. Conclusiones

Los estudios de adsorcin muestran que la cscara de nuez tiene la capacidad para remover Zn(II)

en solucin acuosa, debido a sus caractersticas fisicoqumicas que presenta. Adems, al

incrementar el pH de la solucin se aument la capacidad de adsorcin. Tambin podemos concluir

que el mejor modelo de ajuste fue el de Freundlich y que el efecto de pH en la solucin se atribuye

a las interacciones entre los sitios cidos y el Zn(II).

5. Agradecimientos

Deseo agradecer a todos los integrantes del Laboratorio de Investigacin en Tratamiento de Aguas

Residuales, as como al apoyo y orientacin de la Dra. Selene Berber y el Dr. Guillermo Andrade.

6. Referencias

Salazar-Rabago, 2011, Biosorcin de metales pesados sobre aserrn de madera Pinus halepensis

natural y modificado.Tesis de maestria, UASLP.

Volesky, B. 2003, Sorption and Biosorption, Ed. BV Sorbex, Inc. McGill University, Montreal,

Canad.

Amezquita-Garca, 2010, Modificacin de la capacidad de Adsorbentes de Fibras de Carbn

Activado para la eliminacin de metales pesados. Tesis de Maestra. UAN

29

Adsorcin de fosfatos por medio de una zeolita modificada

L. G. Hernndez-Brcenas, M. S. Berber-Mendoza*, M. Gallegos-Garca**

*Facultad de Ingeniera, Universidad Autnoma de San Luis Potos, Dr. Manuel Nava #8, Zona

Universitaria Poniente, C.P. 78290 (e-mail: *selene.berber@uaslp.mx **marisol.gallegos@uaslp.mx)

Resumen: En este trabajo se evalu la capacidad de una zeolita modificada para adsorber fosfatos en solucin acuosa. La zeolita utilizada para este estudio fue una chabasita que se modific por medio de adsorcin con Hexa decil trimetil amonio (HDTMA), sobre la superficie de la chabasita. Los experimentos se realizaron en un adsorbedor de lote. Se encontr que el rea de la zeolita natural se reduce debido a que una parte de los poros son bloqueados por el surfactante. Las tcnicas de DRX y MEB muestran la presencia del surfactante en la chabasita. El potencial Z muestra que la superficie negativa de la chabasita natural cambia al ser modificada con el HDTMA. La adsorcin se realiz a diferentes pH de la solucin y se encontr que al incrementar el pH la capacidad de adsorcin aumenta. De igual forma tambin se estudi el efecto de la temperatura en donde se observ que al aumentar la temperatura de 13 a 35C la capacidad de adsorcin se incrementa.

Palabras clave: Adsorcin, fosfatos, HDTMA, zeolita.

1. Introduccin.

Los siempre existentes procesos y actividades humanas, a partir de los cuales se satisfacen las

necesidades propias del ser humano, han repercutido en la alteracin del estado original de los

ecosistemas y los recursos naturales. El agua, como recurso fundamental para la persistencia y

continuidad de los ciclos biogeoqumicos, se ha visto afectada por las actividades productivas y

de servicio que indudablemente han explotado y utilizado este recurso como insumo o

desafortunadamente como destino final de sus residuos; repercutiendo as de manera directa

en la calidad y cantidad de este vital recurso.

Estas actividades originan aguas residuales (AR), que son aquellos efluentes que ya fueron

aprovechados en algn proceso o servicio, que poseen composicin variada y por lo tanto, ya

fue modificada su composicin y condicin original. Esta alteracin se presenta por la presencia

de contaminantes fsicos, qumicos y biolgicos que presentan un reto en la innovacin de

tecnologas que permitan eliminarlos de forma ms rpida, barata y eficientemente. Uno de los

contaminantes que generalmente se encuentran en las AR, es el fsforo, que si bien es un

nutriente esencial para el crecimiento de los organismos acuticos, se vuelve un problema

cuando es vertido hacia los cuerpos de agua en concentraciones elevadas, ya que propicia el

crecimiento de vegetacin no deseada (Metcalf&Eddy, 1997) y por tanto, la eliminacin de

oxgeno disuelto que, finalmente puede conducir a la eutrofizacin de los cuerpos de agua. El

fsforo presente en las AR proviene principalmente de aguas industriales, comerciales,

30

domsticas y de escorrenta; las formas ms frecuentes en que se encuentra en solucin

corresponden al ortofosfato, polifosfato y una parte al fosfato orgnico.

Es por esto que el fsforo se usa como uno de los parmetros que expresan la calidad de una

muestra de agua, ya que se encuentra dentro de la normatividad ambiental mexicana

estableciendo un lmite mximo permisible para su descarga en cuerpos de agua y suelo (NOM-

001-SEMARNAT-1996); y se establece un mtodo de prueba para determinar la concentracin

del in fosfato en solucin en la NMX-029-SCFI-2000.

Con la finalidad de cumplir con los requerimientos legales impuestos por las autoridades

ambientales, se han desarrollado diversos tratamientos con los cuales es posible eliminar el

fosfato disuelto en las AR, tales como precipitacin, coagulacin, sedimentacin, procesos

biolgicos y recientemente sistemas naturales de humedales artificiales. La principal desventaja

que presentan los tratamientos qumicos es el aumento de la salinidad del agua por la

agregacin de reactivos y el aumento en el costo de los mismos. En los sistemas biolgicos la

principal desventaja es la generacin excesiva de lodos. Es por esto, que la bsqueda de una

mayor eficiencia y reduccin de costos, ofrecen un amplio panorama en la innovacin y mejora

de estos sistemas y tecnologas, entre las que destacan la eliminacin por adsorcin, que es el

fenmeno fsico mediante el cual molculas de una fase fluida (gas o lquido), se acumulan en la

superficie de un slido (Fuentes-Daz, 1997). En este fenmeno es importante sealar a las dos

partes involucradas, el soluto o adsorbato, que es la molcula que se deposita en la superficie

del slido, quien a su vez, es comnmente conocido como material adsorbente.

Actualmente existe una amplia gama de materiales que han sido utilizados como adsorbentes

para remover diferentes especies en solucin, tal es el caso del carbn activado, arcillas,

zeolitas, algunos biosorbentes como el aserrn, granos de caf y cscara de nuez.

La zeolitas son minerales de aluminosilicatos hidratados, formados por tetraedros de [SiO4]4- Y

[AlO4]5- que a su vez forman estructuras con cavidades ocupadas por iones intercambiables

como K+, Ca2+, Na+, Mg2, o incluso molculas de agua, que les confiere una gran capacidad de

intercambio inico con capacidad de reemplazar y ocupar estos espacios dentro de sus

cavidades o sobre su superficie. Estas caractersticas han llevado a la aplicacin de las zeolitas

como tamices industriales para separar molculas o para refinar los productos finales de

produccin y en este caso, usadas como alternativa para el tratamiento de AR como

intercambiador catinico. Por otra parte, las zeolitas se pueden modificar en su superficie por

medio de un surfactante y de esta forma tener la capacidad de remover aniones en solucin.

Por lo anterior el objetivo del presente trabajo es estudiar la remocin de fosfatos en solucin

acuosa por medio de una zeolita modificada con surfactante.

31

2. Materiales y mtodos

La zeolita utilizada en este estudio es una chabasita proveniente de un yacimiento del estado de

Sonora, Mxico.

2.1 Experimentos de Adsorcin

Los experimentos se pusieron a temperatura constante en un recipiente de acrlico que

contena un re circulador. Las muestras se colocaron en tubos de polipropileno de 50 ml, en

donde se coloc una muestra de 0.3 g de chabasita y 40 ml de la solucin a concentracin

conocida en contacto durante 7 das. La agitacin se realiz diariamente por periodos de 20

minutos en un agitador Lab Genious a 120 rpm.

Figura 1. Adsorbedor de lote.

2.2 Modificacin de la chabasita.

Para evaluar la capacidad de adsorcin de la chabasita natural, se realiz primero la

modificacin poniendo una muestra conocida de chabasita natural en contacto durante 7 das

con una solucin de concentracin conocida de HDTMA, la cual fue preparada a partir de una

sal de Bromuro de HDTMA. Se construy una isoterma de adsorcin del HDTMA sobre la

chabasita natural. La isoterma const de 10 puntos con concentraciones que iban desde los 5 a

los 70 mmol/L; y se midi la concentracin del HDTMA en solucin antes y despus de haber

estado en contacto con la chabasita.

La concentracin de HDTMA en solucin se midi por el mtodo colorimtrico de extraccin

lquido-lquido basado en la formacin de un complejo colorido entre el HDTMA y el Anaranjado

de Metilo que se extrae de la fase acuosa por medio de un solvente orgnico, en este caso el

cloroformo. La concentracin se midi por absorbancia en un espectrofotmetro UV Visible

Cary 50 Probe Varian a una longitud de onda de 486 nm.

32

2.3 Caracterizacin de propiedades fisicoqumicas

La identificacin de las especies cristalinas presentes en las muestras de mineral zeoltico, se

realiz con un Difractmetro de Rayos X, marca Rigaku, modelo DMAX 2000. Para ste anlisis

se requiere que la muestra de zeolita sea molida a un tamao muy fino.

La superficie de la zeolita se analiz por medio de un microscopio electrnico de barrido.

El rea superficial interna, el dimetro promedio de los poros y el volumen promedio de los

poros se determinaron con un equipo de fisisorcin, marca Micromeritics, modelo ASAP 2010,

que se basa en el mtodo de adsorcin de nitrgeno a bajas temperaturas (Mtodo BET). La

informacin que permite la determinacin de stos parmetros, es la variacin de la cantidad

del adsorbato adsorbido en funcin de la presin relativa.

2.4 Adsorcin de fosfatos sobre chabasita modificada.

Se prepar una solucin patrn de 500 ppm de PO4 a partir de una sal de KH2PO4 con la cual se

prepararon diluciones para tener concentraciones de 5, 10, 20, 30, 40, 60, 80, 120, 150 y 200

ppm de PO43-. Se colocaron 40 ml de cada una de las muestras preparadas en tubos de

polipropileno de 50 ml que contenan una masa conocida de la chabasita modificada. Se dejaron

en contacto por 7 das y se analiz la concentracin al inicio y trmino de la experimentacin. Se

evalu el desempeo de la adsorcin a pH=5, 6 y 9; y a diferentes temperaturas: 13, 25 y 35 C.

La concentracin de fosfatos se llev a cabo por el mtodo establecido en la NMX-029-SCFI-

2000 el cual se basa en la formacin de un complejo colorimtrico conocido como azul del

molibdeno, el cual fue medido en un espectrofotmetro UV- Visible Cary 50 Probe Varian por

absorbancia a una longitud de onda de 690 nm.

2.5 Clculo de masa adsorbida q.

Una vez obtenida la concentracin inicial y final de las soluciones, se llev a cabo un balance de

masa para determinar la cantidad de soluto adsorbido (q) en la chabasita al final del

experimento, con lo cual se obtuvo que:

* = ,-. $/& .(1)1234:*: 63334728623729:32(&;/;)

. = 24698(==&)$ = 2469>8(==&)

, = ,28&4(8)& = &7(;)

33

3. Resultados y discusin.

3.1 Isoterma de adsorcin de HDTMA sobre chabasita.

Para asegurar la formacin de micelas en solucin, se debe sobrepasar la concentracin micelar

crtica, que se determina al subdividir en cuatro regiones la isoterma de adsorcin de HDTMA

sobre chabasita. En la que la regin 4 corresponde a la formacin de una bicapa por

interacciones hidrfobas entre las molculas de HDTMA. Ver Figura 2.

Figura 2. Isoterma de adsorcin de HDTMA sobre chabasita.

3.2 Caracterizacin fisicoqumica de la chabasita natural y modificada.

Se llev a cabo la caracterizacin para determinar cambios en las propiedades fisicoqumicas de

la chabasita tales como rea superficial, dimetro promedio de poro, volumen de poro y

capacidad de intercambio catinico. Ver Tabla 1.

34

Tabla 1. Propiedades fisicoqumicas de la chabasita.

Se observ que el rea superficial de la chabasita natural se redujo con la modificacin con el

surfactante debido a que las molculas de HDTMA cubrieron la chabasita con una capa externa

tapando los canales que se encuentran dentro de la estructura natural de las zeolitas. Razn por

la cual el volumen de poro tambin se ve reducido.

El dimetro promedio de poro incrementa notablemente debido a que en la chabasita

modificada, se miden los poros entre las molculas del HDTMA, no en particular de la chabasita

natural, es por esto que se observa un incremento atribuible a los espacios entre las molculas

de HDTMA sobre la superficie de la chabasita.

La capacidad de intercambio catinico en la chabasita se reduce debido a que los sitios de sta

son ocupados con las molculas del HDTMA. Adems, sin embargo todava presenta capacidad

para remover cationes dado que la CIC tiene un valor de 1.53 (meq Na/g).

3.3 Microscopa Electrnica de Barrido (MEB).

Este anlisis permiti observar un aparente cambio en la morfologa de la chabasita, ya que en

la Figura 3, se observan los cristales caractersticos de la zeolita, aunque se observan tambin la

presencia de grumos atribuibles a la presencia de impurezas como el cuarzo y albita. Estas

impurezas se encuentran en el material debido a que la zeolita utilizada en este estudio

corresponde a una zeolita de un yacimiento natural. En la Figura 4, se observa un cambio en la

morfologa de la chabasita, que se atribuye a la formacin de la capa de HDTMA adsorbida

sobre la superficie.

35

Figura 3. MEB chabasita natural. Figura 4. MEB chabasita modificada

3.4 Difraccin de Rayos X.

En la Figura 5 y 6 es posible observar un comparativo entre el DRX de la chabasita natural y la

chabasita modificada. Debido a la presencia de HDTMA en la superficie de la chabasita, se

origina una disminucin de la intensidad relativa en el DRX de los picos caractersticos de la

chabasita. Esta identificacin se llev a cabo comparando con la base de datos del software del

difractmetro y utilizando el mtodo de Hanawalt (Hanawalt y col., 1938), se identificaron las

especies o fases cristalinas presentes en este mineral.

.

Figura 5. DRX Chabasita natrural.

Figura 6. DRX Chabasita modificada.

36

3.5 Potencial Z.

En la Figura 7 se observa el comportamiento del potencial Z, que para la chabasita natural

corresponde a una carga negativa, comparando con el potencial Z de la chabasita

modificada, sta posee valores positivos en todo el rango de pH. Lo que sugiere la

formacin de la bicapa de surfactante catinico sobre la chabasita, que a su vez le otorga

la capacidad de interaccionar con el anin en solucin que se quiere adsorber.

Figura 7. Potencial Z de chabasita natural y chabasita modificada

3.6 Construccin de isotermas de adsorcin.

Una vez obtenidos los valores de q, se construyeron las isotermas de adsorcin

ajustndose al modelo de la isoterma de Langmuir (Ecuacin 2):

* = *? A B1 + A B Ec.(2)Donde: q = cantidad de masa adsorbida (mg/g); qm= cantidad mxima adsorbida (mg/g);

k= constante de isoterma de Langmuir (L/mg); Ce= concentracin de adsorbato en el

equilibrio (mg/L)

3.6.1 Efecto de pH.

Los experimentos de adsorcin fueron llevados a cabo a diferentes pH de 5, 6 y 9; siendo

el pH 9 el que mayor favorece a la adsorcin de los fosfatos sobre la chabasita modificada.

Este comportamiento se puede explicar debido a que a pH = 9, el in predominante es el

37

HPO42- y a pH de 5 y 6 es H2PO4

-, haciendo una comparacin entre ambas especies el

primero ocupa menor espacio que ste ltimo.

3.6.2 Efecto de Temperatura.

En la figura 9 se muestra el comportamiento de la adsorcin de fosfatos a diferentes

temperaturas (13, 25 y 35 C) siendo sta ltima la temperatura que favorece ms a la

adsorcin. Esto se puede deber a que las molculas de fosfato poseen mayor energa al

incrementar la temperatura y como consecuencia, una mayor cantidad de estos iones se

pueden intercambiar sobre la zeolita ya que tienen la energa suficiente para lograrlo.

Figura 8. Isoterma de adsorcin de fosfatos sobre chabasita modificada a diferentes pH, T= 25C

Figura 9. Adsorcin de fosfatos sobre chabasita modificada a diferentes temperaturas, pH =9.

38

De acuerdo a los resultados obtenidos en el presente trabajo se obtiene una mxima

capacidad de adsorcin de 11.7 mg de fosfato por gramo de chabasita modificada, lo que

coloca a este material en un valor intermedio con respecto a los datos reportados en la

literatura de 4.3 mg de fosfato por gramo de madera de lamo modificada (Eberhardt et al.,

2005); y 17.32 mg de fosfato por gramo de hormign poroso (Oguz et al., 2002).

4. Conclusiones.

Mediante las tcnicas de caracterizacin se confirm la presencia de HDTMA en la

superficie de la chabasita. Adems, el potencial Z indic que la superficie de la chabasita

natural cambi de negativa a positiva al ser modificada.

La chabasita al modificar su superficie con un surfactante (HDTMA) tiene la capacidad de

adsorber iones fosfato en solucin acuosa.

La capacidad de adsorcin de la chabasita modificada, se incrementa notablemente con el

aumento del pH desde 5 a 9. Adems, la temperatura juega un papel importante dado que

al aumentar sta de 13 a 35C, la capacidad de adsorcin tambin aumenta.

5. Agradecimientos

Al Laboratorio de Investigacin de Tratamiento de Aguas Residuales de la Facultad de

Ingeniera de la UASLP, por brindarme el espacio y la oportunidad para la realizacin de

este proyecto, en especial a la M. I. Irene Gallegos Garca y al Dr. Guillermo Andrade

Espinoza por su asesora y orientacin. A todas y cada una de las personas y los

laboratorios donde se realizaron las pruebas de la caracterizacin de las pruebas.

6. Referencias

Delgadillo S., Sun-Kou R., Gutarra A. Empleo de arcillas modificadas para la retencin de surfactantes aninicos. Mosaico Cientfico. ISSN 1817-8391 versin impresa

Eberhardt T., Soo-Hong M., Han S. Phosphate removal by refined aspen wood fiber treated with carboxymethyl cellulose and ferrous chloride. Bioresource Technology 97 (2006) 23712376.

Urano K., Tachikawa, H. Process Development for Removal and Recovery of Phosphorus from Wastewater by a New Adsorbent. 1. Preparation Method and Adsorption Capability of a New Adsorbent. Ind. Eng. Chem. Res. 1991,30, 1893-1896

Ensar Oguz; Ahmet Gurses; Mehmet Yalcin. REMOVAL OF PHOSPHATE FROMWASTEWATERS BY ADSORPTION.

Bosch, Pedro; Schiffler, Isaac. La Zeolita, una piedra que hierve. Mxico 1995. Cuarta reimpresin. ISBN 968-16-2858-6

Metcalf & Eddy; Ingeniera de aguas residuales. Tratamiento, vertido y reutilizacin. Volmen I y II. McGraw-Hill 1996

39

Sntesis de Biodisel mediante catlisis heterognea

Y. J. Mendoza-Chvez, N. A. Medelln-Castillo*, R. Ocampo-Prez**, S. E. Escoto-Chvez*, M. C. Maza-Moheno**, J. Morales-Rueda**, J. F. Toro-Vzquez**.

*Centro de Investigacin y Estudios de Posgrado, Facultad de Ingeniera, Universidad Autnoma de San Luis Potos, Av. Dr. Manuel Nava 8, Edificio P. Zona Universitaria C.P. 78290, San Luis Potos, S.L.P., Mxico, **Laboratorio de Ingeniera Qumica Ambiental, Facultad de Ciencias Qumicas, Universidad Autnoma de San Luis Potos, Av. Dr. Manuel Nava 8, Edificio P. Zona Universitaria C.P. 78290, San Luis Potos, S.L.P., Mxico. (e-mail: nahum.medellin@uaslp.mx)

Resumen. En este trabajo se estudi la sntesis homognea y heterognea de biodiesel basndose en estudios preliminares reportados en bibliografa. En el caso de la sntesis homognea se emple NaOH como catalizador en cantidades de 0.3, 0.6, 0.8 y 1.0 % en peso con respecto a la cantidad de aceite. Los resultados de la sntesis homognea demostraron que se alcanzan conversiones aproximadas al 100 %. Para la sntesis heterognea de biodiesel se emplearon carbones de hueso de ganado porcino sintetizados en este mismo estudio, carbn de hueso de ganado comercial y modificado, bentonita clcica, aserrn natural y modificado, -Al2O3, gel de slice y xido de calcio, los resultados revelaron que bajo las condiciones de operacin empleadas en este estudio no se logra la reaccin de transesterificacin de los triglicridos contenidos en el aceite vegetal comercial excepto cuando se utiliz el xido de calcio ya que se observ que existe una separacin de fases que es similar a las que se presentan en la sntesis homognea. Los resultados de estudio indican que las condiciones de reaccin empleadas en la sntesis heterognea no son las adecuadas pero constituyen la base de futuros estudios para determinar los catalizadores y condiciones ptimas para la produccin de biodiesel.

Palabras clave: aceite, biodisel, catalizador, heterognea.

1. Introduccin

En vista de la elevada demanda energtica de la poblacin mundial, se han desarrollado

diferentes tecnologas para satisfacerla, una de las principales acciones para compensar

dicha demanda es el uso de combustibles fsiles como el petrleo y el carbn. El excesivo

consumo de dichos combustibles es la causa de su creciente escasez lo que conlleva a un

incremento de su costo adems de serios problemas ambientales. Uno de estos

problemas ambientales y que ha llamado la atencin de la comunidad cientfica, es el

problema del cambio climtico, que se define como el incremento de la temperatura

ambiente provocado por la acumulacin de los gases de efecto invernadero (GEI) en la

atmosfera (Martnez-Ruz, 2012).

40

Las fuentes de energa renovable son tambin llamadas fuentes de energa alternativa. Las

tecnologas que se emplean para la produccin de energa renovable se basan en la

conversin de material natural a formas tiles de energa y utilizan como recursos para

producir energa elctrica; la energa del sol y sus efectos directos e indirectos sobre la

Tierra (radiacin solar, viento, saltos de agua y vegetacin), la fuerza gravitacional

(mareas) y el calor del centro de la Tierra (geotrmica).

Actualmente, las fuentes de energa renovable suministran el 14% de la demanda mundial

de energa y son ms abundantes que los recursos fsiles y nucleares (World Energy

Council, 2011).

Debido al incremento en el precio del petrleo y las preocupaciones ambientales acerca

de la contaminacin procedente de los gases de los automviles, se ha probado utilizar

combustibles que reemplacen a los producidos directamente de las fuentes fsiles. El

combustible alternativo en el caso del disel proveniente del petrleo es el biodisel, el

cual se est convirtiendo en un producto de gran inters. Existen diferentes mtodos de

produccin de biodisel, en los cuales se emplean distintas materias primas, tales como,

aceites refinados, crudos o quemados. Para llevar a cabo la reaccin de transesterificacin

se utilizan distintos catalizadores tanto en fase homognea como heterognea, entre los

que se pueden mencionar, hidrxido de sodio o potasio, cido sulfrico, resinas de

intercambio inico, lipasas y fluidos supercrticos. Una de las ventajas de este combustible

es que las materias primas usadas para su produccin son naturales y renovables, tales

como son aceites de origen vegetal o grasas de origen animal, lo que los convierte en

materiales biodegradables y no txicos (Marchetti y cols., 2005).

El biodiesel es un combustible que est formado por steres mono alquilados de cidos

grasos de cadena larga, derivados de materias primas renovables, tales como aceites

vegetales o grasas animales. La reaccin principal para producir este combustible es la

reaccin de transesterificacin, donde los triglicridos interactan con un alcohol para

producir ster y glicerol (Marchetti, 2012).

El mtodo ms frecuente de produccin de biodiesel es la reaccin de transesterificacin

donde los triglicridos presentes en el aceite reaccionan con un mono alcohol en

presencia de un catalizador, tales como hidrxido de sodio, metxido de sodio y potasio e

hidrxido de potasio (Meher y cols., 2006). La sntesis global de biodiesel es normalmente

una secuencia de tres pasos consecutivos, en donde a partir de triglicridos se obtienen

diglicridos y a partir de estos se producen los mono glicridos y finalmente la glicerina

(Dias y cols., 2008).

41

A pesar de que los catalizadores homogneos son los ms empleados a nivel industrial, los

procesos industriales generalmente prefieren los catalizadores heterogneos por su fcil

separacin de la mezcla de reaccin y aunque los catalizadores cidos heterogneos se

han estado aplicando efectivamente en la esterificacin de cidos carboxlicos, el uso de

estos catalizadores para obtener altas conversiones est limitada por el uso de las altas

temperaturas que requiere el proceso, debido a que tienen baja actividad para la

transesterificacin (Lpez y cols., 2008).

Hay muchos parmetros que afectan la reaccin de transesterificacin pero se sabe que

los que ms influyen en la reaccin son la temperatura, relacin metanol/aceite, velocidad

de mezclado, tipo de catalizador y cantidad de catalizador (Dias y cols., 2008; Meher y

cols., 2006; Ma y Hanna, 1999).

Por lo anterior, el objetivo de este trabajo es preparar y evaluar distintos catalizadores

para su posible uso en la sntesis heterognea de biodisel, as como realizar la

caracterizacin del aceite utilizado en este estudio y el biodiesel preparado con los

distintos catalizadores, empleando condiciones de sntesis de biodisel reportadas en

literatura evaluando las condiciones ptimas tanto para la sntesis homognea como la

sntesis heterognea.

2. Materiales y mtodos

2.1 Aceite, sustancias y catalizadores

El aceite vegetal utilizado como reactivo en las sntesis en fase homognea y heterognea

para la obtencin de biodisel es de grado comercial de la marca Cristal. Los reactivos

usados en la sntesis homognea fueron metanol de 99.5% de grado analtico marca

Croma Solv, hidrxido de sodio de grado analtico de la marca Bioxtra como catalizador y

para la etapa de purificacin se utiliz cido clorhdrico concentrado grado analtico y de

marca TraceSELECT as como sulfato de sodio anhidro de grado analtico y marca Reagent

plus.

Adems en la sntesis heterognea se emplearon como catalizadores:

xido de Calcio (CaO) de grado analtico y marca Reagent plus, carbn de hueso natural

obtenido de la empresa APELSA, carbn de hueso modificado con soluciones cidas de la

misma empresa, as como carbn de huesos de ganado porcino, el cual se prepar dentro

del proyecto calcinado a diferentes temperaturas, dichos valores fueron 700C, 800C y

1000C. Otros de los materiales fueron bentonita clcica, gel de Slice, almina activada (-

Al2O3), aserrn natural y modificado con cido ntrico.

42

2.2 Equipo experimental para la produccin de biodisel en fase homognea y

heterognea

Para llevar a cabo la reaccin de transesterificacin se utiliz un bao de acrlico en donde

se coloc agua que por medio de un recirculador se mantena constante a la temperatura

de reaccin (65C). El bao tambin de mantena en agitacin magntica controlada a 300

rpm. Dentro del bao de acrlico se coloca el reactor, el cual consiste en un matraz de

vidrio de 3 bocas, el cual se encuentra equipado con un condensador, un termmetro y un

tapn como se muestra en la Figura 4, ste condensador circula agua durante el proceso

de sntesis para evitar que el metanol se evapore y ocurra la reaccin de

transesterificacin.

Figura 4. Sistema donde se llevan a cabo las reacciones de transesterificacin.

2.3 Sntesis homognea

La produccin de biodisel fue realizada de acuerdo a la Figura 5, donde se presentan las

etapas del proceso de transesterificacin mediante sntesis homognea. En el reactor se

coloca una cantidad de aceite definida por la relacin molar entre ste y el metanol, dicha

relacin molar citada en estudios anteriores es 6:1 (metanol:aceite), adems de agitacin

constante de 300 rpm.

El reactor es puesto a calentamiento hasta llegar a una temperatura situada en un rango

entre 60-65C. A la par la cantidad de metanol fue pre-mezclado con hidrxido de sodio

(NaOH) como catalizador, variando la cantidad de ste entre 0.3 a 1 % en relacin con la

masa de aceite. La mezcla de metanol y catalizador fue aadida al reactor cuando ste

alcanz la temperatura esperada (60-65C). En este punto, comienza la reaccin, la cual

ocurri durante 2 h.

43

Figura 5. Proceso de la sntesis homognea. 1) Separacin de fases. 2) Ajuste de pH. 3) Lavado con sulfato

anhidro.

2.3.1 Sntesis y purificacin

Pasadas las 2 h necesarias para llevar a cabo la reaccin completa, el producto se dej

reposar por 2 horas para asegurar la separacin de las 2 fases: biodisel en la parte

superior y glicerol en la parte inferior, despus stas son separadas por decantacin y el

exceso de metanol es recuperado de cada fase separada, usando un evaporador rotatorio

bajo presin reducida.

El pH de la fase de biodisel es medido y posteriormente se realizan lavados para su

purificacin. El primero se lleva a cabo con 50% volumen de una solucin cida (HCl 0.2 %

en peso) y despus repetidamente con 50% volumen de agua destilada hasta que el pH

del agua de lavado sea igual al del agua destilada.

Para eliminar el agua residual, el biodiesel fue secado sobre sulfato de sodio anhidro (30%

en peso relativo al peso del biodiesel), se puso en reposo durante una noche y finalmente

se filtr a presin reducida para obtener el producto final.

2.4 Sntesis heterognea

La sntesis mediante transesterificacin heterognea se muestra en la Figura 6, son las

mismas condiciones para los diferentes catalizadores probados, dichas condiciones

consisten en colocar en el reactor el metanol con el catalizador a agitacin de 300 rpm y

temperatura de 65C, constantes, al mismo tiempo se pre calienta el aceite y al llegar a la

misma temperatura, se mezclan y comienza la reaccin, dicha reaccin persiste durante 6

h.

44

Figura 6. Proceso de la sntesis heterognea. 1) Separacin del catalizador y el producto. 2) Catalizador

recuperado. 3) Separacin de las fases.

2.4.1 Sntesis y purificacin

Las condiciones de sntesis heterognea en el reactor mostrado en la Figura 4, son las

mismas explicadas anteriormente para la sntesis homognea. Sin embargo la relacin

molar de metanol:aceite cambia a 18:1 y el tiempo de reaccin es de 6 h, dichas

condiciones encontradas en literatura.

Despus de las 6h de reaccin, la mezcla se filtra a vacio para la recuperacin del

catalizador. El producto es puesto a reposo durante una noche, pasado este tiempo se

separan las fases por decantacin.

2.5 Caracterizacin del aceite y biodisel

Se realizaron diferentes anlisis para la caracterizacin del aceite y biodisel, estos fueron:

I. Pruebas de densidad. Ya que la densidad es referida como la cantidad de masa contenida en un volumen referido, se realizaron pruebas sencillas, en las cuales se

tom un volumen conocido de la muestra y se pes, dicha relacin nos muestra la

densidad, que es un dato que podemos comparar con los reportados en la

literatura para la calidad de aceite y biodisel.

II. Espectroscopia por Infrarrojo (IR). Los anlisis se realizaron en el Espectrofotmetro FT-IR Nicolet iS10. La espectroscopia infrarroja (IR) es la rama

de la espectroscopia que trata con la parte infrarroja del espectro

electromagntico. Esta cubre un conjunto de tcnicas, siendo la ms comn una

forma de espectroscopia de absorcin. En este caso fue usada para identificar los

45

grupos funcionales de las muestras y con esta informacin investigar la

composicin de cada una de stas.

III. Cromatografa de gases. El biodisel fue analizado cuantitativamente por este mtodo para determinar el porcentaje de alquisteres formados en la reaccin de

transesterificacin. Los anlisis se realizaron en un cromatgrafo de gases marca

Shimodzy modelo GC-2010, empleando una columna capilar que detecta los

steres y flujo de gas helio como acarreador de la muestra.

IV. Viscosidad. Este parmetro de calidad fue medido con un viscosmetro marca Brookfield, modelo DV-III que mide el esfuerzo y la taza de corte por medio de los

cuales se puede obtener una pendiente y por medio de sta el valor de la

viscosidad.

3. Resultados y discusin

Los datos obtenidos de las distintas pruebas realizadas tanto en sntesis homognea como

heterognea se muestran en la Tabla 1, en la cual observamos las condiciones a las cuales

se llevaron a cabo las sntesis, las medidas de viscosidad, densidad y rendimiento en

volumen del biodisel y la densidad de la glicerina. El mayor rendimiento obtenido para

estas pruebas fue utilizando 0.6% de NaOH, el cual fue de 86.7 %. Cabe mencionar que los

valores de densidad del biodisel obtenidos en la sntesis homognea entran en el rango

de calidad de estndares europeos que indican que el valor de la densidad del biodisel se

localiza entre 860 y 900 kg/m3. Para nuestras muestras de la sntesis homognea las

densidades oscilan entre 866.5 y 890.3 kg/m3. La densidad del aceite comercial usado

como materia primar es de 920 kg/m3, por lo que se observa que en las sntesis

heterogneas las densidades varan entre 890 y 967 kg/m3 lo que indica que estas fases

asemejan ms su valor al aceite. La nica excepcin es la densidad de la prueba que utiliza

como catalizador el xido de calcio (CaO), que tiene un valor de 873 kg/m3 entrando en el

rango de calidad en biodisel.

Tabla 1. Resultados de la caracterizacin de las pruebas de viscosidad, densidad y rendimiento de las sntesis

homognea y heterognea.

Condiciones Experimentales

Viscosidad

Biodisel

Densidad Fase

Superior

Densidad Fase

Inferior

Rendimiento

En volumen

Catalizador/relacin

molar/T/tiempo Pa s

X10

2 kg/m

3 kg/m

3 %

Sntesis Homognea

1 NaOH 3% , 6:1, 60 C, 2 h Formacin de jabn -

2 NaOH 0.3% , 6:1, 60 C, 2 h 2.58 890.3 999.0 82.9

3 NaOH 0.6% , 6:1, 60 C, 2 h 2.58 873.6 1012 86.7

46

4 NaOH 0.8% , 6:1, 60 C, 2 h 2.57 866.5 1264 84.8

5 NaOH 1% , 6:1, 60 C, 2 h 2.58 876.4 966.0 75.9

Sntesis Heterognea

6 Carbn de hueso, 6:1, 60C, 6 h N/D 901.5 801.0 N/D

7 Carbn de hueso, 18:1, 60C, 6 h N/D 924.2 812.0 N/D

8 Gel de slice, 18:1, 60C, 6 h N/D 916.1 832.0 N/D

9 -Al2O3, 18:1, 60C, 6h N/D 924.4 821.0 N/D

10 Bentonita clcica, 18:1, 60C, 6 h N/D 967.8 899.0 N/D

11 Aserrin natural, 18:1, 60C, 6 h N/D 890.0 883.0 N/D

12 Carbn de hueso 700C, 6 h N/D 924.2 810.0 N/D

13 Carbn de hueso 800 C, 6h N/D 915.0 850.0 N/D

14 Carbn de hueso 100C, 6h N/D 922.4 901.0 N/D

15 CaO, 20:1, 60C, 6H - 873.0 827.0 -

Para la identificacin de los grupos funcionales de las muestras, se realizaron anlisis de

espectroscopia por infrarrojo. Como se observa en la Figura 7, la fase inferior del producto

de la sntesis homognea, es glicerina, debido a los grupos funcionales que encontramos

en los espectros de dichas muestras, adems de compararlos con el espectro de la

glicerina comercial pura.

Figura 7. Espectros de la fase inferior de la sntesis homognea.

Para el caso de la fase superior, identificada como biodisel, los espectros (Figura 8)

indican la presencia del enlace C=O, presente en los steres saturados, dicho alargamiento

se encuentra en la regin 1750-1735 cm-1, as como el enlace C-H que indica el grupo

metlico del cual est conformado el biodisel, con una alargamiento entre la regin de

3000-2840 cm-1.

47

Figura 8. Espectros de la fase superior de la sntesis homognea.

En la Tabla 2, se muestran los resultados de los anlisis de cromatografa realizados a la

fase superior de la sntesis homognea o biodisel en cada una de las pruebas. En las

columnas de biodisel, se muestra la cantidad de los steres metlicos relacionados al

cido graso contenido en el aceite original. Dicha relacin nos indica que la conversin de

cidos grasos a steres metlicos es completa, lo que indica que nuestro producto es

biodisel.

Tabla 2. Contenido de cidos grasos transformados a metil steres.

En el caso de la sntesis heterognea los resultados para la fase inferior no se adaptaron a

la afirmacin de que en esa fase existe glicerina, dicha consideracin se comprueba

mediante el anlisis de infrarrojo que muestra en la Figura 9, con ninguno de los

catalizadores heterogneos probados se produjo biodisel.

48

Figura 9. Espectros de la fase inferior de la sntesis heterognea.

Por ltimo en la Figura 10, se muestran los espectros del producto de la fase superior de la

sntesis heterognea, en este caso al no haberse producido la reaccin encontramos que

sta fase corresponde a metanol como lo indican sus espectros.

Figura 10. Espectros de la fase superior de la sntesis heterognea.

4. Conclusiones

En el caso de la sntesis homognea el hidrxido de sodio (NaOH) result ser un material

ptimo para llevar a cabo la reaccin de transesterificacin, lo demostraron los anlisis de

densidad, viscosidad, infrarrojo y cromatografa de forma cualitativa y cuantitativamente,

ya que hubo una conversin casi completa de los cidos grasos contenidos en los

triglicridos del aceite a metil steres.

En la sntesis heterognea, las condiciones no resultaron ser adecuadas para los

catalizadores probados, sin embargo existe la posibilidad de modificarlos y seguir

realizando anlisis que mejoren las condiciones de la reaccin de transesterificacin. Este

estudio es un precedente para prximos proyectos y queda como base en el desarrollo de

la produccin de biodisel.

49

5. Agradecimientos

Laboratorio de Investigacin de Aguas Residuales de la unidad de posgrados de la Facultad de Ingeniera de la UASLP.

Convenio C13-FAI-03-25.25. Convenio C13-PIFI-04-14.14. Dr. Guillermo Andrade Espinoza Ing. Joel A. Beltrn Medina

6. Referencias

Das, J.M., Alvin-Ferraz, M.C.M., Almeida, M.F. 2008. Comparision of the performance of

different homogeneous alkali catalysts during transesterification of waste and

virgin oils and evaluation of biodiesel quality. Fuel. 87, 3572-3578.

Lpez, D. E., Goodwin Jr.J.G., Bruce, D.A., Furuta, S. (2008) Esterification and

Transesterification Using Modified-Zirconia Catalysts. Appl. Catal., A, 339, 76 - 83.

Ma, F., Hanna, M.A. (1999) Biodiesel production: a review. Bioresour. Technol.70, 1-15.

Martnez-Ruiz, E.O. (2012) Uso del anlisis del ciclo de vida y la simulacin en la evaluacin

del impacto ambiental de produccin de Biodiesel en granjas integrales, Tesis de

Maestra, Universidad Autnoma de San Luis Potos, Mxico.

Meher, L.C., Kulkarni, M.G., Dalai, A.K., Naik, S.N. (2006) Transesterification of karanja

(Pongamia pinnata) oil by solid basic catalysts. Eur. J. Lipid Sci. Technol. 108, 389-

397.

Ramos, M.J., Casas, A., Rodriguez, L., Romero, R., Perez, A. (2008) Transesterification of

sunflower oil over zeolites using different metal loading: A case of leaching and

agglomeration studies. Appl. Catal. A. 346, 79-85.

50

Estabilidad De Precipitados De Hierro-Arsnico

M. S. Martnez [1], D. S. Ayala [2], I. Lzaro [1,2]

Universidad Autnoma de San Luis Potos, Facultad de Ingeniera [1] , Dr. Manuel Nava # 8, Zona

Universitaria Poniente, C.P. 78290, Instituto de Metalurgia [2] , Av. Sierra Leona No. 550 , Lomas 2

Seccin, C.P. 78210, San Luis Potos, S.L.P., Mxico, (E-mail: ilazaro@uaslp.mx)

Resumen. La precipitacin de metales, es un tratamiento convencional para efluentes lquidos

industriales que contienen grandes concentraciones de metales pesados, uno de los ms

importantes es el arsnico. Sin embargo en algunos casos no existe informacin sobre la

peligrosidad del residuo obtenido durante el proceso de precipitacin. Este estudio se realiz con la

finalidad de determinar la estabilidad de precipitados de Fe-As, trabajando con una solucin

industrial rica en contenido de arsnico, con la finalidad de determinar si este puede representar

una fuente de desequilibrio ecolgico al medio ambiente en base a los lmites mximos permisibles

y al procedimiento de extraccin del constituyente toxico, establecidos en las Normas Oficiales

Mexicanas NOM-052-SEMARNAT-2005 y NOM-053-SEMARNAT-2003, respectivamente.

Palabras clave: Arsnico, adsorcin, movilidad, precipitacin.

1. Introduccin

La minera es una actividad en donde se puede generar efluentes con contenidos de

elementos que son potencialmente txicos, entre ellos uno muy comn es el arsnico. Por

lo que es necesario contar con tcnicas de tratamiento adecuadas para asegurar que

habr un manejo y disposicin final de los residuos de estos efluentes tal, que cause el

menor impacto posible al medio ambiente. Para contribuir a la solucin de esta

problemtica, se propone la aplicacin de un proceso de remocin de arsnico mediante su

co-precipitacin y/o adsorcin con hierro. Para este proceso es relevante determinar la

estabilidad que presentan los precipitados de Fe-As tomando como