DISMINUCIÓN DE CROMO Y COBRE EN AGUAS RESIDUALES UTILIZANDO CÁSCARAS DE NARANJA Y BANANO (CITRUS SINENSIS . MUSA PARADISIACA) COMO BIOADSORBENTE

Debido a la búsqueda de alternativas económicas para la disminución de contaminantes en aguas residuales, se emplea como opción el uso de las cáscaras de naranja y banano como adsorbente para remover metales pesados. Los experimentos se efectuaron utilizando biomasas previamente tratadas para obtener los adsorbentes. Durante los ensayos, se variaron las condiciones de operación: pH, tiempo, cantidad de adsorbente; y como constantes: velocidad de agitación, tamaño de partícula y temperatura. Se determinó la disminución de Cr(VI) mediante colorimetría y Cu(II) por Espectrofotometría UV Visible y la caracterización de los adsorbentes por Espectroscopía Infrarroja por Transformada de Fourier (FTIR). Se aplicaron modelos cinéticos de pseudo primer orden, pseudo segundo orden y Elovich. Los resultados mostraron porcentajes de remoción favorables para el Cr(VI) usando la CN (91,11 %) a pH 4, 3 g/L, 2 h y la CB (92,96 %) a pH 3, 4 g/L, 4 h. Mientras que para el Cu(II) empleando la CN (97,10 %) a pH 5,5, 5 g/L, 30 min y la CB (69,57 %) a pH 5,8, 3 g/L, 30 min, asimismo las concentraciones finales de ambos metales cumplen con la normativa TULSMAN. Se concluye que el uso de ambos bioadsorbentes disminuye metales pesados como el Cr(VI) y Cu(II) en aguas residuales domésticas.

REDUCTION OF CHROME AND COPPER IN WASTEWATER USING PEELS OF ORANGE AND BANANA (CITRUS SINENSIS AND MUSA PARADISIACA) AS BIOADSORBENT

Due to the search for economic alternatives to reduce pollutants in wastewater, the use of orange and banana peels as adsorbents to remove heavy metals is used as an option. The experiments were carried out using previously treated biomass to obtain the adsorbents. During the tests, the operating conditions were varied: pH, time, amount of adsorbent; and as constants: stirring speed, particle size, temperature. The decrease in Cr(VI) was determined by colorimetry and Cu(II) by UV Visible spectrophotometry and the characterization of the adsorbents by Fourier Transform Infrared Spectroscopy (FTIR). Pseudo-first order, pseudo-second order, and Elovich kinetic models were applied. The results showed favorable removal percentages for Cr(VI) using CN (91.11%) at pH 4, 3 g/L, 2 h and CB (92.96%) at pH 3, 4 g/L, 4 h. While for Cu(II) using CN (97.10%) at pH 5.5, 5 g/L, 30 min and CB (69.57%) at pH 5.8, 3 g/L, 30 min, likewise the final concentrations of both metals are TULSMAN compliant. It is concluded that the use of both bioadsorbents reduces heavy metals such as Cr(VI) and Cu(II) in domestic wastewater.

INTRODUCCIÓN

En la actualidad, existe una enorme preocupación debido al aumento de la contaminación de los recursos hídricos ocasionados por la presencia de algunos contaminantes, entre los que se destacan metales pesados como el cromo, plomo, cadmio, cobre, etc. El problema de la contaminación por metales tóxicos surge como resultado de actividades humanas, principalmente de la industria, la agricultura, ganadería (Vera et al., 2016) siendo uno de los más grandes problemas sonados en este siglo. Este tipo de metales permanecen perennemente en el medio ambiente provocando una alteración dañina para todo ser vivo que conviva en dicho ecosistema.

Los iones de metales pesados en las aguas residuales son una fuente importante de contaminación del agua (Pirsalami et al., 2021). Distintos autores han mencionado sobre esta problemática recalcando con hechos según sus estudios científicos, tal es el caso del cromo, siendo un contaminante inorgánico considerablemente tóxico que entra fácilmente al agua y al suelo durante su fabricación industrial (Lv et al., 2021). En el caso del cobre, a niveles mayores de 2,0 mg/L según la OMS, pueden ocurrir efectos tóxicos.

Santander et al., (2021), demuestran que el uso de materias primas biodegradables para el desarrollo de nuevos materiales adsorbentes ha generado una gran atención por ser materiales amigables con el medio ambiente. Existen varias alternativas de tratamiento tradicionales para la retención de metales pesados, entre los que se destacan la bioadsorción. Ésta es catalogada como la acumulación o aumento de la concentración de una sustancia en la frontera o región que separa dos fases comúnmente llamada interfase (Villanueva, 2017). Entre las ventajas que presenta comparadas con otras metodologías para remover metales pesados es que son de bajo costo, tienen alta eficiencia, minimizan productos químicos y lodos biológicos, no se requieren nutrientes adicionales y tienen la posibilidad de recuperar los metales (Tejada et al., 2015).

Varios materiales actúan como adsorbentes muy efectivos para eliminar metales pesados que causan toxicidad a las plantas y a todos los demás organismos vivos (Pavithra, 2021), entre ellos se encuentran la cáscara de naranja, cáscara de banano, cáscara de limón (Kelly, et al., 2012), cáscara de maní (Johnson, et al., 2002), cáscara de tamarindo (Acosta, et al., 2010), cáscara de cacao (Tejada, Villabona & Jiménez, 2017), cáscara de mandarina (Verdugo, 2017).

Los polisacáridos, proteínas y lípidos en las paredes celulares de la cáscara de naranja contienen grupos funcionales como los carboxilos, hidroxilos, amino, sulfhidrilo responsables de enlazar metales pesados en la superficie. De la misma forma, esta cáscara es muy buena fuente de pectina, que al ser tratada químicamente con una solución de CaCl2 ocurre un proceso de intercambio iónico metal / calcio (Muñoz, 2007). La cáscara de plátano posee compuestos fenólicos con concentraciones más altas en comparación con otras frutas. Estos compuestos fenólicos contienen propiedades antioxidantes, antimicrobianas y antibióticas. (Raturi et al., 2021), incluso, cuando se seca y se muele hasta obtener un polvo muy fino, tiene la capacidad de limpiar las aguas contaminadas con metales pesados de una manera eficaz y económica (Castro, 2015).

Con los precedentes ya expuestos se fundamenta la elección de ambas cáscaras como las mejores opciones para los metales cromo y cobre, además de ser frutos característicos de la región litoral y por tal motivo su abundancia en residuos orgánicos. En el presente artículo se plantea como hipótesis el hecho de que tanto la cáscara de naranja como banano son excelentes bioadsorbente de cromo y cobre en aguas residuales.

El objetivo general fue la disminución de Cr(VI) y Cu(II) en aguas residuales utilizando cáscaras de naranja y banano como bioadsorbentes mediante la comparación con las Normas de calidad ambiental y descarga de efluentes del TULSMAN, Libro IV, Anexo 1 (Registro Oficial, 2015)

MATERIALES Y MÉTODOS

Preparación de bioadsorbentes

Se utilizaron 4 kg de cáscaras de naranja (CN) y 2 kg de cáscaras de banano (CB) obtenidas del mercado central de la parroquia Abdón Calderón de la ciudad de Portoviejo. El proceso de preparación de los bioadsorbentes se detalla en la Figura 1.

Cáscara de naranja

Siguiendo el método propuesto por Muñoz (2007), las CN se cortaron manualmente en piezas pequeñas retirando los residuos de frutas presentes en su interior. Luego, se lavaron con agua destilada durante 20 minutos y con etanol al 96 % por otros 30 minutos para eliminar impurezas, posteriormente, se secaron con toallas caseras.

Para realizar la desmetoxilación e inducir al rompimiento intramolecular entre enlaces de hidrógeno de la celulosa generando un hinchamiento del material con la potencial saponificación de los enlaces esteres intramoleculares que ensamblan los xilanos de la hemicelulosa y otros componentes (Arias, 2019) se sumergieron las cáscaras en un vaso de precipitado de 2000 mL con NaOH (Hidróxido de Sodio) 0,1 N en placas calefactoras (Thermo Scientific™) a 75 °C, con agitación manual lenta durante 2 horas.

Terminado este proceso, se filtró y se lavó varias veces con agua destilada para eliminar los excesos de NaOH. Después, se llevó a una estufa con flujo de aire (Thermo Scientific™) a 105 °C durante 20 horas. Pasado el tiempo de secado, se llevó a un molino pulverizador (High - Speed Multi-function Comminutor 1000A), para después efectuar la reticulación de la misma en una solución de CaCl2 (Cloruro de calcio) 0,2 M a pH 5. Mediante el test de jarra (PHIPPS & BIRD™) se mantuvo la mezcla en agitación constante durante 24 horas a 200 rpm. Luego, se filtró y se lavó la mezcla varias veces con agua destilada para retirar el calcio suspendido en el medio acuoso (80,16 %), comprobado por el método de titulación con EDTA (NTE INEN 1107, 2013). Se llevó a la estufa a 105 °C durante 3 horas. Finalmente, se tamizó el material en un tamiz de malla 250 µm (U.S.A STANDARD TESTING SIEVE - A.S.T.M. E - 11 SPECIFICATION) y se almacenó en bolsas herméticas.

Figura 1
Esquema del proceso de preparación de las biomasas para el proceso de bioadsorción

Cáscara de banano

Para esta cáscara, se siguió la metodología propuesta por Arias (2019), donde se sumergieron las cáscaras en una solución de NaClO (Hipoclorito de sodio) al 2 % p/v por 5 minutos para eliminar impurezas que afecten el proceso. Inmediatamente, se secaron y se limpiaron con toallas caseras con el fin de eliminar los restos de frutas, las partes dañadas y los extremos de la misma. Se llevó a la estufa a 105 °C durante 2 horas.

Seguidamente, se la trituró en un molino pulverizador, se pasó a un tamiz de malla 250 µm y se guardó en bolsas herméticas.

Caracterización del bioadsorbente

Se obtuvo el porcentaje de cenizas totales en una mufla (THERMOLYNE - FB1410M-Thermo Scientific™) mediante el método gravimétrico (calcinación) (NMX-F-607-NORMEX, 2011), el porcentaje de humedad en un analizador de humedad (BOECO Germany BMA I50) por el método de secado en Termobalanza (Kirk et al., 1996) y la comprobación de grupos funcionales presentes en la adsorción de los metales pesados mediante espectroscopía infrarroja por transformada de Fourier (FTIR) (Summit FTIR - Thermo Scientific™ Nicolet™).

Caracterización del agua residual

Parámetros físicos

Se determinaron distintos parámetros físicos presentes en el agua residual por diferentes equipos. En un medidor multiparámetro de conductividad (inoLab®Cond 7110) se determinó la salinidad, conductividad, temperatura y sólidos disueltos totales (TDS); en un turbidímetro (2100N TURBIDIMETER

HACH®) la turbiedad; y el pH en un potenciómetro (inoLab®pH 7110) y en un medidor digital (DIGITAR PH METER PEN 0.00-14.00).

Parámetros químicos

En el agua residual también fue posible determinar diferentes parámetros químicos. En un espectrofotómetro UV- Visible (GENESYS 180 UV - Visible Spectrophotometer - Thermo Scientific™), se determinó la cantidad de nitrato (NO2), nitrito (NO3) y carbono orgánico total (C.O.T). Para la curva de calibración de NO2 se empleó una longitud de onda de 543 nm y una absorbancia de 0,011 a 0,228 nm, y para su lectura se tomó 0,5 mL de reactivo color [Sulfanilamida (C6H8N2O2S), etilendiamina (C2H8N2), ácido fosfórico (H3PO4 85 %) y agua (H2O)] en 25 mL de la muestra. La curva de calibración del NO3 se trabajó a una longitud de onda de 220 nm y en intervalos de absorbancias de 0,288 a 1,763 nm, y para la lectura se utilizó 1 mL de ácido clorhídrico 1 N en 25 mL de la muestra. Para el C.O.T, la curva de calibración se empleó a una longitud de onda de 590 nm en intervalos de absorbancia de 0,053 a 0,231 nm, y para su lectura se tomó 1,5 de dicromato de potasio + ácido sulfúrico (K2Cr2O7 + H2SO4) en 1 mL de la muestra. Para la demanda bioquímica de oxígeno de 5 días (DBO5) se utilizó una incubadora (HACH®MODEL 205 BOD INCUBATOR).

Ensayos de bioadsorción

Se hicieron pruebas en tres diferentes lagunas de oxidación pertenecientes a las PTARs de la ciudad de Portoviejo, identificando al afluente de la parroquia San Plácido como la mejor opción debido a que posee la mayor concentración de los metales de interés. Las muestras fueron recogidas en el mes de noviembre 2021 y mayo 2022, siendo almacenadas según las especificaciones establecidas en la norma NTE INEN 2169:2013: Agua. Calidad del agua. Muestreo, manejo y conservación de muestras.

La concentración inicial del Cr(VI) en el agua residual seleccionada se encontró en 0,270 mg/L. En el caso del Cu(II), se halló a una concentración inicial de 0,069 mg/L. Los experimentos de adsorción se realizaron mediante un proceso continuo tipo batch a temperatura ambiente y se optimizó cada parámetro de manera individual. Para facilitar la lectura de los ensayos, se llevaron a una centrifuga (CENTRIFUGE CN-2060) separando la biomasa del agua residual.

Estudio de pH

Se obtuvo el pH óptimo con base en el diagrama de distribución de especies por metal (Rosales, 2014; Isern & Martínez, 2011) (Figura 2) y el punto de carga cero del material adsorbente siguiendo el método powder addition (Cristiano et al., 2011)

Figura 2.
Diagrama de distribución de especies de Cr(VI) (Rosales, 2014) y Cu(II) (Isern & Martínez, 2011)
Estudio de la remoción de Cr (VI) presente en soluciones acuosas empleando un silicato natural y modificado [Tesis de grado]. Universidad Autónoma del Estado de México, México.

Figura 2.
Diagrama de distribución de especies de Cr(VI) (Rosales, 2014) y Cu(II) (Isern & Martínez, 2011)
Estudio de la remoción de Cr (VI) presente en soluciones acuosas empleando un silicato natural y modificado [Tesis de grado]. Universidad Autónoma del Estado de México, México.

Dosis de adsorbente

Los adsorbentes se pesaron en una balanza analítica (aeADAM®) a diferentes rangos de concentraciones, en un 1 L de agua residual. Para el Cr(VI) se trabajó con concentraciones de 1 a 6 g, mientras que el Cu(II) se manejó con concentraciones de 1 a 7 g ambas en intervalos de 1 g, a 120 rpm durante 1 hora, con los potenciales de hidrógeno óptimos en el estudio de pH.

Tiempo de contacto

Las muestras se evaluaron en tiempo real hasta llegar al equilibrio. Se utilizaron concentraciones iniciales de adsorbatos (Cr(VI): 0,270 y Cu(II): 0,069 ppm), mejor pH y dosis de adsorbente en diferentes intervalos de tiempos: para Cr(VI) utilizando CN de 0 a 240 min y para CB de 0 a 360 min; para Cu(II) usando CN de 0 a 295 min y para CB de 0 a 265 min.

Determinación de cromo y cobre

Los análisis de la concentración final de ambos metales se realizaron en diferentes equipos. Para el Cr(VI) se usó un colorímetro (Checker®HC Chromium VI HR-HANNA Instruments). Para el Cu(II) se utilizó una curva de calibración a una longitud de onda de 600 nm, con intervalos de absorbancias de 0,156 a 0,670 nm, colocando 1,25 mL de NH4(OH) 6 N en 25 mL de la muestra para luego ser llevadas al espectrofotómetro UV-Visible.

Estudio de la cinética

Se tomaron en consideración los modelos cinéticos de pseudo primer orden:

[primer orden:]

pseudo segundo orden:

[segundo orden:]

Y Elovich

[Y Elovich]

Donde (mg/g) es la masa del metal adsorbido en el equilibrio y en el tiempo t; (1/min) es la constante de equilibrio de velocidad de reacción de primer orden; (g/mg.min) es la constante de equilibrio de velocidad de reacción de segundo orden; α (mg-1min-1) es la tasa de adsorción inicial y β (g/mg) es la constante de desorción durante cada experimento.

Estos modelos matemáticos se desarrollaron utilizando el software de análisis de datos OriginPro.

RESULTADOS

Caracterización de los bioadsorbentes

En la Tabla 1 se presentan valores favorables en el porcentaje de cenizas y humedad para la CN, pero para la CB existe diferencias en ambos parámetros según otras investigaciones.

Tabla 1
Caracterización de los bioadsorbentes

Por medio de la técnica de espectroscopía infrarroja por transformada de Fourier (FTIR) se identificaron los grupos funcionales superficiales orgánicos de ambos adsorbentes con el fin de conocer cuáles intervienen en la adsorción. En las Figuras 3 y 4 se presentan los espectros de infrarrojo para CN y CB antes y después del proceso de adsorción.

Figura 3
Espectros de infrarrojos para la CN

Figura 4.
Espectros de infrarrojos para la CB

Caracterización del agua residual

Los datos de composición típica del agua residual fueron tomados de Metcalf and Eddy (1991), con la finalidad de identificar las posibles interferencias presentes en la misma que puedan aumentar o disminuir la captación de los iones metálicos (Tabla 2). En la Tabla 3 se logró determinar los parámetros fisicoquímicos del agua residual para ambas biomasas con los mejores resultados de Cr(VI) y Cu(II) después del tratamiento.

Tabla 2
Parámetros fisicoquímicos del agua residual antes del tratamiento

METCALF AND EDDY (1991)*Parámetro adimensional; **Datos de composición típica del A.A.R.R. tomados de METCALF AND EDDY (1991); ---No se encuentra el límite para dicho parámetro en la norma evaluada.

Tabla 3
Parámetros fisicoquímicos después del tratamiento para ambas biomasas

Anexo 1 del libro VI de TULSMAN. Tabla 9 y 12.Parámetro adimensional OFL significa fuera del rango; *Límite de Descarga a un cuerpo de agua dulce

Comportamiento de bioadsorción

Efecto del pH

Se realizó la medida del punto de carga cero para cada bioadsorbente (Figura 5), donde se evidenció que el pHpzc para CN fue de 4,8 y para CB de 5,7 relacionando estos valores con los diagramas de distribución de especies de Cr(VI) y Cu(II) (Figura 2) en disolución acuosa en función del pH, obteniendo así pH ideales para la bioadsorción.

Figura 5
Punto de carga cero de CN y CB

Efecto de dosis de adsorbentes

Se analizó el porcentaje de remoción en función de la dosis del adsorbente durante 1 hora con una velocidad de agitación de 120 rpm, obteniendo resultados favorables para el Cr(VI), (Figura 6a) con CN, pH 4 en 3 g y para CB, pH 3 en 4 g, mientras que, para Cu(II) (Figura 6b), empleando la CN, pH 5,5 en 5 g y CB, pH 5,8 en 3 g.

Efecto del tiempo de contacto

El proceso de adsorción de los metales ocurre en diferentes tiempos. Como se observa en la Figura 6c, para el Cr(VI) usando CN obtuvo un máximo de remoción de 91,11 % en 120 minutos y la CB un 92,96 % en 240 minutos. Para el Cu(II) (Figura 6d), el mejor tiempo de contacto para ambos bioadsorbentes se dio a los 30 minutos, donde la CN obtuvo un 97,10 % de remoción, mientras que, en la CB, alcanzó un 69,57 % de remoción.

Con los resultados mostrados en la Tabla 4 se evidencia buena eficiencia de remoción a excepción del Cu(II) para la CB que posee un porcentaje bajo

Figura 6.
Dosis del adsorbente a) Cr(VI) y b) Cu(II); tiempo de contacto c) Cr(VI) y d) Cu(II)

Tabla 4.
Mejores resultados en remoción de Cr(VI) y Cu(II)

Anexo 1 del libro VI de TULSMAN. Tabla 9 Límite de Descarga a un cuerpo de agua dulce

Estudio de la cinética

Los parámetros y ajustes de los modelos cinéticos utilizados se muestran en la Tabla 5 y Figura 7, donde el modelo cinético de Elovich se ajusta mejor a los datos experimentales de Cr(VI) en ambas cáscaras, mientras que el Cu(II), se interpretó mejor en el modelo cinético pseudo segundo orden linealizado. (Tabla 6).

Tabla 5.
Cinética pseudo primer orden, pseudo segundo orden y Elovich

Tabla 6.
Modelos cinéticos linealizados para Cu(II)

Figura 7
Cinética de pseudo primer orden, pseudo segundo orden y Elovich en la adsorción de metales con CN y CB

DISCUSIÓN

Caracterización de los bioadsorbentes

En la Tabla 1 se observa la caracterización obtenida de ambas cáscaras, donde el porcentaje de cenizas para la CN y CB se asemeja a los estudios de Rincón et al., (2005) y Monsalve, Medina & Ruiz (2006) respectivamente, siendo resultados favorables ya que los porcentajes de cenizas altos no resultan efectivos para la bioadsorción pues la presencia de impurezas interfiere en dicho proceso.

De la misma forma, el porcentaje de humedad de la CN y CB comparadas con otras investigaciones (Martínez et al., 2017; Tómala et al., 2009) se encuentran dentro de los rangos normales. Este parámetro es un factor fundamental ya que al existir un bajo contenido de este se favorecen los procesos de bioadsorción, puesto que se conserva bien el material en el tiempo y se facilita la obtención de partículas más finas y homogéneas. Además, valores altos de humedad pueden presentar crecimiento bacteriano y formación de aglomerados. (Cardona, Cabaña & Zepeda, 2013)

Análisis de infrarrojo

En la Figura 3 correspondiente a la CN se aprecian los espectros infrarrojos antes y después del proceso de adsorción. Antes del tratamiento, los picos comprendidos en torno a 3261,51 cm-1 corresponden a la vibración de estiramiento de los enlaces O-H de alcoholes, fenoles y ácidos carboxílicos presentes en la pectina, celulosa, hemicelulosa y lignina, es por esto que poseen grupos hidroxilo libres en la superficie del adsorbente (Gnanasambandam & Proctor, 2000). En los picos 2980,12 y 2911,50 cm-1 aparecen bandas ligadas al enlace de estiramiento C-H de grupos metilo, metileno y grupos metoxi. Los picos de 1738,51 a 1605,93 cm-1 revelan la presencia de los grupos éster carbonilo C═O presentes en los grupos carboxilo (-COOH, -COOCH3) de la pectina, hemicelulosa y lignina (Romero, 2013) y C═C debido a la presencia de benceno o anillos aromáticos presentes en la lignina (Feng, Guo, & Liang, 2009). Los picos entre 1400 y 1200 cm-1 pueden deberse al estiramiento simétrico de -COO de la pectina. El pico alrededor de 1050,05 cm-1 corresponde a la vibración de estiramiento de enlaces C-OH de alcoholes y ácidos carboxílicos. (Guo et al., 2010)

Al comparar los espectros antes y después del proceso de adsorción, se visualiza que los picos después del tratamiento muestran un aumento en la intensidad de las bandas a excepción del pico comprendido en los enlaces C-H que aparecen entre la región 2850 a 3000 cm-1. Además, existió un cambio en los picos correspondiente a la vibración C═C, lo que indica variación en la energía de unión del grupo funcional y, por ende, se confirma la participación de grupos ácidos carboxílicos en la unión de iones de Cr(VI) y los grupos funcionales hidroxilo y carbonilo en la unión de Cu(II), resultados que se asemejan a la investigación de Tejada et al., (2015) & Tejada et al., (2017).

En el caso de la CB sin tratar mostrada en la Figura 4, el pico ancho dado en 3267,37 cm-1 corresponde a las vibraciones O-H, debido al estiramiento de alcoholes, fenoles y ácidos carboxílicos presentes en la pectina, celulosa y lignina, estableciendo hidroxilos libres (Castro, 2015). El pico que se observa en 1585,68 cm-1 con vibraciones de flexión e intensidad media corresponde a N-H de las aminas primarias. El pico alrededor de 2910,53 cm-1 se les da a las vibraciones C-H de grupos metoxi, mientras que el pico observado en 1729,35 cm-1 pertenece al estiramiento carbonilo C═O que puede ser por las vibraciones de los grupos carboxilos de la pectina y la lignina. Los picos dados entre 1582,30 cm-1 pueden relacionarse con las vibraciones del anillo aromático de la lignina, y los picos entre 1374,99 y 1240,96 cm-1 se atribuyen a la flexión C-H asociados con la celulosa y hemicelulosa. Por último, los picos alrededor de 1027,87 cm-1 pertenecen al estiramiento de enlaces C-O. (Moron, 2018)

Comparando los espectros dados con las mejores adsorciones, donde existe pequeñas desviaciones en las frecuencias de bandas, se puede decir que los picos correspondientes a las vibraciones C═O de los grupos carboxílicos, además de otros grupos funcionales como los hidroxilos y las aminas, se involucran en el mecanismo de unión de los metales Cr(VI) y Cu(II).

Caracterización del agua residual

En la Tabla 2 se visualiza que el pH se encuentra dentro del rango establecido de una composición propia del agua residual, en tanto que los TDS poseen una contaminación de media a fuerte. El DBO5 se ubica en un alto grado de contaminación, sin embargo, en la Tabla 3, después de aplicar los bioadsorbentes, los valores disminuyen debido a que la CN y CB actúan como floculantes orgánicos naturales por su contenido de polisacáridos y derivados de la celulosa según investigaciones de Mendoza & Santana (2021), y en particular, la CN obtuvo valores más bajo debido a que ésta acidifica la mezcla e incrementa la formación de flóculos aglomerados en una fase liviana según el estudio de Campo et al., (2018). Los otros parámetros mostrados en la Tabla 2 no poseen límites según la normativa evaluada, puesto que varían según la ubicación, hora y clima.

Ensayos de bioadsorción

Efecto del pH

El pH es una de las variables más importantes en la adsorción de iones metálicos presentes en solución acuosa, ya que los iones de hidrógeno son grandes competidores de adsorbatos e intervienen en el tipo de variedad iónica de los metales y en la ionización de los grupos funcionales superficiales. Dentro de la investigación, los pH para ambas cáscaras fueron elegidos basándose en el diagrama de distribución de especies (Figura 2) y el punto de carga cero (CN: Pzc: 4,80) y (CB: Pzc 5,5) (Figura 5), lo cual demuestra que, en condiciones de pH de la disolución inferior al punto neutro del material, la superficie del adsorbente será cargada positivamente, facilitando el enlace con aniones, como en el caso del Cr(VI), que se encuentra presente como HCrO4- y Cr2O72-. Por el contrario, si el pH de la disolución es superior al punto neutro del material, la carga superficial del adsorbente es negativa y favorecerá la unión de cationes, como el Cu(II).

Efecto de dosis de adsorbente

La concentración del bioadsorbente influye dentro de la adsorción, ya que, a dosis altas, la eliminación del metal se ve afectada por la agregación parcial entre los sitios de unión activos disponibles (Anwar et al., 2010) siendo reflejado en las Figuras 6a y 6b, donde se observa la máxima remoción para cada metal que luego tiende a bajar o mantenerse constante y esto puede deberse a la poca disponibilidad de sitios activos.

Efecto del tiempo de contacto

La reacción de bioadsorción de metales pesados normalmente se completa en un intervalo de tiempo reducido, alcanzándose el equilibrio en pocas horas (Sanchis, 2010) como fue el caso del Cr(VI), pero el Cu(II) logró un tiempo mucho más corto en la adsorción, debido a que los iones metálicos encuentran los sitios de unión activos vacantes, obteniendo una adsorción rápida; con el paso del tiempo, el sitio de unión se vuelve limitado y los sitios superficiales restantes son difíciles de ser ocupados por iones de cobre debido a la formación de fuerzas repulsivas entre el metal en la superficie sólida y la fase líquida (Srivastava et al., 2006; Achak et al., 2009). Según la investigación se deduce que el pH influyó en disposición de iones Cu 2+ libres que ya no pudieron adherirse en la superficie del material.

Los resultados mostrados en la Tabla 4 evidencian buenos porcentajes de remoción de las dos cáscaras. En el caso del Cr(VI), para la CN obtuvo un porcentaje de remoción de 91,11 %, siendo mejor que los conseguidos en la investigación de Pinzón & Cardona (2010). Para la CB, se logró una remoción del 92,96 %, resultado casi similar a la investigación de Memon et al., (2009 ). Para el Cu(II) se obtuvo un

porcentaje de remoción del 97,10 % empleando la CN, superando el resultado obtenido en el estudio de Afolabi et al., (2021). La CB obtuvo un porcentaje de

remoción de 69,57 %, siendo bajo comparado con los estudios de Hossain et al., (2012), y esto se pudo deber a que no se pudo mantener constante el pH durante el tiempo de adsorción ya que era muy inestable en su medición.

Cinética

Al realizar los ajustes de datos experimentales, se evidencia que para el metal Cr(VI) en ambas cáscaras el modelo de Elovich es el que mejor describe el proceso de adsorción, criterio que coincide con otras investigaciones como la realizada por Tejada et al., (2015). El modelo asume que la tasa de adsorción de soluto disminuye exponencialmente a medida que aumenta la cantidad de soluto adsorbido (Kajjumba, et al., 2018). Mientras que, para la adsorción de Cu(II) se ajusta el modelo de pseudo segundo orden, representación similar al modelo obtenido por Chalco (2018). El modelo PSO asume que la tasa de adsorción de soluto es proporcional a los sitios disponibles en el adsorbente y la velocidad de reacción depende de la cantidad de soluto en la superficie del adsorbente (Kajjumba et al., 2018).

CONCLUSIÓN

Se disminuyó el Cr y Cu en aguas residuales utilizando las cáscaras de naranja y banano como adsorbentes, logrando buenos resultados en cada ensayo de bioadsorción. Se obtuvo un 91,11 % de máxima adsorción para el Cr(VI) utilizando la CN, a pH 4, en un tiempo de 2 horas y una relación de 3 g/L, mientras que, para la CB, se consiguió un máximo porcentaje de remoción del 92,96 % para un pH de 3, tiempo de 4 horas y una relación de 4 g/L. Por el contrario, para la adsorción de Cu(II) empleando la CN, se consiguió obtener un porcentaje máximo de remoción de 97,10 % a un pH de 5,5 en un tiempo de 30 min y con una concentración de 5 g/L, en tanto que, para la CB, a pH 5,8 en un tiempo de 30 min y con una concentración de 3 g/L se consiguió un 69,57 % de remoción; a partir de estos resultados se comprobó que la adsorción de Cr(VI) es mejor para las dos cáscaras. Sin embargo, el Cu(II) tuvo una excelente remoción en la CN, pero en la CB no tanta debido a que fue más difícil mantener el predominio del ion metálico.

El modelo de Elovich se describe mejor para el Cr(VI) en ambas cáscaras, mientras que, para la adsorción de Cu(II) se ajusta el modelo de pseudo segundo orden.

Low cost biosorbent banana peel for the removal of phenolic compounds from olive mill wastewater: Kinetic and equilibrium studies

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Remoción de cromo (VI) en solución acuosa por la biomasa de la cascara de tamarindo. BioTeconologia

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