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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 25 (3) 125-132, 2009
REMOCIÓN DE PLOMO DE SOLUCIONES ACUOSAS POR TITANATO DE
POTASIO DOPADO CON SÍLICE
Miguel A. AGUILAR-GONZÁLEZ
1,2
, Alexander V. GOROKHOVSKY
2
,
Alfredo AGUILAR-ELGUEZABAL
1
y José I. ESCALANTE-GARCÍA
2
1
Centro de Investigación en Materiales Avanzados. Miguel de Cervantes 120, CP 31109 Chihuahua, México
2
Centro de Investigación y de Estudios Avanzados, Unidad Saltillo, Carr. Saltillo-Mty, km 13, AP663, CP
25000, Saltillo, Coahuila, México. E-mail: mgzlz@hotmail.com
(Recibido junio 2008, aceptado enero 2009)
Palabras clave: adsorbente, titanato de potasio, sílice, plomo, remoción
RESUMEN
Este trabajo se refere a la remoción de iones de Pb
2+
de soluciones acuosas mediante
adsorción en tetratitanato de potasio dopado con sílice. El adsorbente se preparó en
forma de gránulos con pastas de polititanato de potasio (45 %), vidrio Pyrex
®
(5 %)
y almidón de papa (50 %), extruídas y tratadas térmicamente a 1100 °C. Las carac-
terísticas estructurales del adsorbente granular, permiten la remoción de plomo de
soluciones acuosas eluídas a través de una columna de adsorción, a niveles inferiores
a los requerimientos de las normas mexicanas. También se estudiaron los efectos del
tiempo de saturación del adsorbente y el valor del pH de solución sobre la efectividad
de remoción del plomo. El mecanismo de remoción de Pb, mediante el uso del ad-
sorbente desarrollado, se considera como una combinación de procesos de adsorción,
intercambio iónico y co-precipitación. También se muestra que el adsorbente saturado
con iones de plomo (Pb
2+
) puede reutilizarse para producir un material cerámico no
peligroso y de alta resistencia mecánica.
Key words:
adsorbent, potassium titanate, silica, lead, remotion
ABSTRACT
This paper is related to elimination of Pb
2+
ions from aqueous solutions by adsorption
in potassium tetratitanate doped with silica. The adsorbent was prepared in the form
of granules with pastes of potassium polytitanate (45 %), powdered Pyrex® glass (5 %)
and potato starch (50 %), which were extruded and thermally treated at 1100
o
C. The
structural characteristic of the granulated adsorbent allows reducing the Pb concen-
tration, from the solutions eluted through an adsorption column, to levels below the
requirement of national standards. The effects of the time of saturation of the adsorbent
and the pH of the solution were also investigated on the effectiveness of the adsorption
of Pb. The mechanism of lead adsorption, by the developed adsorbent, is considered
as a combination of adsorption, ion-exchange and co-precipitation processes. It is also
shown that the lead-saturated adsorbent could be utilized to produce high-strength
non-dangerous ceramic materials.
M.A. Aguilar-González
et al.
126
INTRODUCCIÓN
La remoción de metales pesados de soluciones
acuosas, provenientes de procesos industriales, re-
presenta una materia importante en el campo de la
salud pública y el ambiente. Un ejemplo importante
es el caso del plomo, que daña el sistema nervioso
central del hombre y desbalancea los organismos
jóvenes (Paulino
et al.
2005). El carbón activado es el
material adsorbente que tiene la más alta efectividad
de eliminación de metales pesados de aguas negras;
sin embargo, su aplicación industrial está limitada
por su alto costo (Gupta
et al.
2003). Por tal razón,
en la última década se han desarrollado materiales
adsorbentes alternativos (Villora
et al.
2004, Han
et
al.
2006, Paulino
et al.
2006). Un problema vigente
es la disponibilidad de materiales adsorbentes que
combinen de manera óptima su costo y efectividad,
y que además posean propiedades mecánicas ade-
cuadas que permitan su fácil manipulación en los
sistemas de columnas de adsorción. Los materiales
cerámicos, en este caso, tienen algunas ventajas de-
bido a sus buenas propiedades mecánicas.
Los titanatos de potasio son materiales cerámicos
utilizados como adsorbentes de metales pesados de
aguas contaminadas, así como también de materiales
radiactivos
(Cs
137
, Sr
90
y U
238
) de residuos líquidos
provenientes de plantas de energía nuclear.
A pH 2, el intercambiador iónico basado en
K
2
Ti
4
O
9
muestra una alta adsorción para el ión Sr
2+
y baja para el ión Cs
+
, con coefcientes de distribu
-
ción de 3300 y 200 mL/g, respectivamente (Moon
et al.
2000).
Mishra
et al
. (1993) investigaron sobre la adsor-
ción de los iones Hg
2+
, Ba
2+
y Cd
2+
sobre el K
2
Ti
6
O
13
,
observando que a pH 4.5, la cantidad de Ba adsor-
bido en equilibrio aumentó de 0.896x10
-
8
mol/g a
0.813x10
-
4
mol/g, al aumentar la concentración del
Ba(NO
3
)
2
de 10
-
7
a 10
-
3
mol/dm
3
. La entalpía en el
sistema estudiado se estimó en 11.5 kJ/mol, e indicó
el tipo de adsorción correspondiente a un intercam-
bio iónico.
Al mismo tiempo, la cantidad de Ba
2+
adsorbida en el equilibrio aumentó de 0.825x10
-
6
a
0.911x10
-
6
mol/g, al incrementar el pH de 4.0 a 11.2.
Se reportó que la presencia de los iones de Sr
2+
, Ca
2+
,
K
+
y Cs
+
en la solución acuosa, no afectó la adsorción
de los iones Ba
2+
.
Para soluciones acuosas de HgCl
2
(Mishra
et
al.
1995) no se reportó un efecto apreciable con
respecto al pH. La cantidad de Hg
2+
adsorbida al
equilibrio a pH 6.5, aumentó desde 0.97x10
-
8
hasta
0.958x10
-
3
mol/g al incrementar la concentración
de HgCl
2
de 10
-
7
a 10
-
2
mol/dm
3
. La cantidad de
Hg
2+
adsorbida antes y en equilibrio, no dependió
de la temperatura.
Una investigación sobre la adsorción de Cd
2+
(Mishra
et al.
1998) indicó que un aumento de la
concentración inicial de
Cd(NO
3
)
2
de 10
-
8
a 10
-
2
mol/dm
3
incrementa la cantidad de Cd
2+
adsorbido
al equilibrio de 0.975x10
-
9
a 0.801x10
-
3
mol/g. Se
observó también que al aumentar el pH de 3.1 a
10.2, se incrementa ligeramente la cantidad de Cd
2+
adsorbido al equilibrio; esto se debe a que el Cd
2+
está presente en cualquiera de las dos formas, como
Cd
2+
o como especies de Cd(OH)
+
a valores relati-
vamente bajos de pH.
De acuerdo con los trabajos referidos, para todos
los tipos de iones divalentes, los datos experimen-
tales se ajustaron a la isoterma de adsorción de
Freundlich dentro del intervalo de concentraciones
elegido (10
-
2
-10
-
8
mol/dm
3
), y el proceso de remo-
ción siguió una cinética de primer orden.
En otro trabajo (Magalhaes
et al.
2001) se observó
que la capacidad de intercambio iónico del K
2
Ti
4
O
9
tipo laminar, hacia los cationes de Cu
2+
, fue mayor
en comparación con su forma ácida (H
2
Ti
4
O
9
).
Las fbras cortas (whiskers) de K
2
Ti
4
O
9
también
han sido utilizadas para adsorber Pb
2+
y Cd
2+
de
aguas residuales industriales. Un estudio (Tan
et
al.
2005) mostró que la efciencia de adsorción se
mejora al aumentar el pH y el tiempo de contacto;
sin embargo, la capacidad de adsorción se reduce
al aumentar el contenido del adsorbente. Los pro-
cesos de adsorción se describieron por la ecuación
de Freundlich.
Estudios de adsorción de Cr
4+
, Co
2+
, Ni
2+
y Cu
2+
-
en soluciones acuosas de sus acetatos, por K
2
Ti
4
O
9
laminar en sus formas básica (K
2
Ti
4
O
9
), hidratada
(H
2
KTi
4
O
9
) e intercalada con 1,8-octildiamina
-
in-
dicaron que la matriz del titanato de potasio básico
mostró la adsorción más alta para todos los catio-
nes mencionados (Nunes
et al.
2006, Zheng
et al
.
1998). Las cantidades de Co, Ni y Cu adsorbidos
en el equilibrio con K
2
Ti
4
O
9
fueron 1.51, 0.89 y
1.94 x10
-
3
mol/g, respectivamente. La capacidad de
adsorción de Cr en solución acuosa como Cr
2
O
7
2
-
,
fue de 0.55 mg/g.
Las investigaciones citadas anteriormente realiza-
ron las pruebas de adsorción en K
2
Ti
4
O
9
y K
2
Ti
6
O
13
,
utilizando estos compuestos en polvo. Sin embargo,
las formas granulares son mucho más efectivas, para
los adsorbentes comerciales e intercambiadores
iónicos tradicionalmente aplicados, como medios
de adsorción en columnas (Dean
et al
. 1972).
Aguilar
et al.
(2008) reportaron un método de
fabricación de nuevos tipos de adsorbentes cerámicos
REMOCIÓN DE
Pb
2+
DE SOLUCIONES ACUOSAS POR K
2
Ti
4
O
9
DOPADO CON SiO
2
127
granulares mediante la sinterización de cuerpos en
verde producidos al mezclar tetratitanato de potasio
semicristalino, vidrio molido de sílice-aluminio-
boro y almidón de papa. Este material resultante fue
tetratitanato de potasio (K
2
Ti
4
O
9
) dopado con SiO
2
,
caracterizado por una estructura similar a la del
hexatitanato de potasio (K
2
Ti
6
O
13
). El compuesto
sintetizado mostró altas propiedades mecánicas
(resistencia a la compresión >110 MPa), alta área
específca y una macro y mesoporosidad desarrollada,
así como alta efectividad para remover iones de Pb
2+
.
Tomando en cuenta que dicho material puede ser
promisorio como un adsorbente de grado industrial,
se consideró importante investigar el mecanismo de
su interacción con el plomo contenido en soluciones
acuosas, así como la selección del método para su
posterior utilización.
MATERIALES Y MÉTODOS
Adsorbente
El adsorbente se sintetizó de acuerdo con la
metodología reportada por Aguilar
et al
. (2008)
mediante las siguientes operaciones. Se prepararon
mezclas homogenizadas con 45 % de tetratitanato
de potasio semicristalino, 50 % de almidón de papa
y 5 % de desechos de vidrio Pyrex® (en adelante, la
composición química se asienta en peso expresado
como porcentajes: 73.7 % SiO
2
, 12.2 % B
2
O
3
, 5.3
% Al
2
O
3
, 4.8 % Na
2
O, 3.8 % K
2
O, 0.7 % CaO).
Se agregó 40 % en peso de agua destilada con
respecto al 100 % de los sólidos. Se obtuvieron
probetas cilíndricas por extrusión de 5 mm de
diámetro y 6-9 mm de longitud; éstas se secaron
a 65
o
C durante 1 h (expansión volumétrica
del
almidón) y se trataron térmicamente en un horno
eléctrico a 1100
o
C durante 0.5 h con una velocidad
de calentamiento y enfriamiento de 5
o
C/min. El
tetratitanato de potasio semicristalino se sintetizó
de acuerdo con trabajos previos (Gorokhovsky
et al.
2004) mediante el tratamiento térmico de mezclas de
compuestos, consistiendo de 10 % TiO
2
, 8 % KOH
y 82 % KNO
3
, a 500
o
C durante 1 h. El almidón de
papa de grado comercial se obtuvo de la empresa
Sabritas S.A. de C.V.; los otros compuestos fueron
de grado químico (Aldrich, 99 % de pureza).
La superficie específica del adsorbente se
determinó utilizando el principio de adsorción/
desorción de una monocapa de nitrógeno en la
superfcie del sólido, basándose en el método de
Brunauer-Emmet-Teller (BET, Quantachrome
Autosorb1C, Asic-xtcd6).
Reactivos y soluciones
El nitrato de plomo utilizado en las pruebas
de adsorción (Aldrich, 99 % de pureza) fue una
solución acuosa con una concentración de 155
mg/dm
3
, usando agua destilada y pH
0
5.6.
Esta
solución, No. 1, se usó en pruebas de adsorción
directa. Adicionalmente se preparó una solución 2,
mezclando la 1 con ácido nítrico (1M) para obtener
un pH
0
3.5. Ambas soluciones se utilizaron para
investigar la inFuencia del pH sobre la e±ectividad
y mecanismo de remoción de Pb(II) de soluciones
ácidas, comúnmente producidas como residuos
industriales (Dean
et al.
1972).
Adsorción en columna
Todos los experimentos se desarrollaron a 23±2
o
C.
Se utilizó una columna de vidrio Pyrex® de 25 mm de
diámetro y volumen V
c
=75 cm
3
, la cual se llenó con
165 g de gránulos de adsorbente, ocupando un volumen
de V
o
=70 cm
3
. La solución acuosa correspondiente se
agregó con una bureta al adsorbente, para controlar
la velocidad de suministro. La velocidad inicial de
elución correspondió a un valor de 2V
o
/h (140 cm
3
/h);
esta velocidad se encuentra dentro de los valores
típicos para adsorción en columnas industriales (Klein
1985). Para determinar la velocidad de elución, la
solución que pasó a través de la columna se recolectó
en muestras de 100 cm
3
, a las que se determinó el pH
(potenciómetro Orion 420) así como los contenidos de
K y Pb mediante espectrometría ICP
(Thermoelemental
Thermojarrel Ash, Iris Intrepid II).
Utilización de adsorbentes después de su apli-
cación
El material adsorbente saturado en la columna
(por contacto con la solución acuosa de Pb) se extrajo
y se secó a 95
o
C por 2 h. Posteriormente se caracte-
rizó mediante difracción de Rayos-X (DRX, Philips
X`pert) usando radiación de K
α
(Cu), un monocro-
mador secundario (Filtro de Ni) operado a 40 kV y
30 mA y microscopía electrónica de barrido (MEB,
Philips XL30, ESEM equipado con un espectróme-
tro por dispersión de energía, EDS, marca Pegasus,
operado a 20 kV).
El adsorbente seco se molió hasta pasar a través de
la malla estándar No. 10 (aprox. 2 mm
2
de retícula).
Con las partículas obtenidas se prepararon probetas
en forma de pastillas (1 cm de diámetro y 1.5 cm
de altura), mediante compresión con una carga de
192 MPa. Las pastillas se trataron térmicamente a
1100
o
C durante una hora para sinterizar el material
cerámico. Las pastillas sinterizadas se sometieron a
diversas pruebas de caracterización: la resistencia a
M.A. Aguilar-González
et al.
128
la compresión se midió siguiendo la norma ASTM
C773-88; la resistencia en medios acuosos se realizó
de acuerdo con la norma estándar GOST 1694-84
(10g/100 dm
3
de agua destilada, a 96
o
C por 5 h).
La solución obtenida después de las pruebas de
resistencia química en el agua se analizó por ICP
para determinar el contenido de los iones de Pb
2+
y que el material cerámico cumpliera con la norma
Regulaciones de depósito en la tierra para desechos
programados. Reglamento fnal, 55 FR 22520, EPA,
USA, 1990 .
RESULTADOS
Los datos de análisis por ICP (
Cuadro I
) de-
mostraron que el adsorbente desarrollado tuvo una
alta efectividad de remoción de iones de Pb
2+
de la
solución ligeramente ácida (pH
0
5.6). Después de
pasar la solución 1 a través de la columna de adsor-
ción, la concentración de plomo disminuyó hasta
0.5-0.6 mg/dm
3
, cumpliendo los requerimientos de
la NOM-001-ECOL-1996 (SEMARNAP 1997) para
el agua de ríos (1.0 mg/dm
3
). La mayor efectividad
de remoción de Pb se observó después de tres horas
de contacto, posteriormente el tiempo de saturación
no in±uyó en la e²ectividad de remoción de plomo.
Sin embargo, para la solución 2 (pH
0
3.5), la con-
centración remanente de Pb fue relativamente mayor
aunque disminuyó hasta 14-23 mg/dm
3
.
Por otro lado, durante la remoción de plomo, am-
bas soluciones eluidas (purifcadas) mostraron un alto
contenido de K, cuya concentración cambió durante
el tiempo de saturación
del adsorbente (
Fig. 1
). En las
primeras diez horas, el contenido de K aumentó de
0.07 a 118 mg/dm
3
(solución 1) y 205 mg/dm
3
(solu-
ción 2) y posteriormente disminuyó entre 86 y 93 mg/
dm
3
(pH
0
5.6) y entre 133 y 143 mg/dm
3
(pH
0
3.5).
La concentración de K en la solución eluida es mayor
para la solución 1, relativa a la solución 2, lo que se
explica por la presencia de dos procesos paralelos de
intercambio iónico: (1) Pb
2+
↔2K
+
(PbOH
+
↔K
+
) y
(2) H
+
↔K
+
; al reducirse el pH, la velocidad del se-
gundo proceso aumenta intensamente, predominando
sobre el primero. Con el incremento del contenido
de K se incrementó el pH de la solución eluída hasta
10.6 (solución 1) y hasta 11.3 (solución 2), (
Fig. 2
).
Es importante mencionar que el valor máximo de pH
se observó en las primeras muestras recolectadas y
disminuyó gradualmente (solución 1) o se estabilizó
(solución 2).
La velocidad de elución conservó su valor inicial
durante 15 horas de contacto, en condiciones de
presión hidrostática constante, y después disminuyó
gradualmente de 140 a 100 cm
3
/h (38 horas de con-
tacto,
Fig. 3
).
Los resultados de MEB demostraron que la sa-
turación del adsorbente cambia la morfología de los
cristales de titanato de potasio; su diámetro aumentó
de 0.8-2.0 a 2.0-4.0 μm (
Fig. 4
). En el mismo tiempo
disminuyó el diámetro de los poros de transporte; sin
embargo, el área específca del adsorbente aumentó
de 1.65 m
2
/g a 2.18 m
2
/g. En la estructura del adsor-
CUADRO I
.
COMPOSICIÓN QUÍMICA (EN % EN PESO) DEL ADSORBENTE
Adsorbente
Óxido
SiO
2
K
2
O
TiO
2
PbO
Antes del contacto con la
solución acuosa de Pb
9.8 ± 2.2
15.5 ± 3.2
73.8 ± 1.9
0
Después del contacto con la
solución acuosa de Pb
(pH
0
5.6)
3.8 ± 0.9
13.0 ± 2.2
64.5 ± 7.9
10.8 ± 4.6
Resultados de análisis en ocho áreas diferentes
210
140
Concentración, mg/dm
3
70
0
0
10
K
Tiempo, horas
Pb
pH
o
=3.5
pH
o
=5.6
20
30
40
Fig. 1.
In±uencia del tiempo sobre el contenido de Pb y K en la
solución eluída purifcada
REMOCIÓN DE
Pb
2+
DE SOLUCIONES ACUOSAS POR K
2
Ti
4
O
9
DOPADO CON SiO
2
129
bente también se observaron inclusiones de otra fase
en forma de partículas blancas; el análisis puntual
por EDS presentó la siguiente composición química:
28.1±6.5 % TiO
2
, 14.5±5.1 % K
2
O, 4.5±0.6 % SiO
2
,
47.8±3.1 % PbO. Por otro lado, el análisis de EDS
reveló que los cristales del adsorbente también presen-
taron Pb: 78.1±2.5 % TiO
2
, 17.7±2.1 % K
2
O, 3.5±0.5
% SiO
2
, 1.8±0.3 % PbO. La composición química
general del adsorbente antes y después de fltración
de la solución 1, se presenta en el
cuadro I
.
El adsorbente utilizado por 40 horas y poste-
riormente sinterizado (1100
o
C, 1 h) mostró una
estructura formada por cristales de forma acicular
12
10
8
6
4
2
0
10
20
30
40
pH
Tiempo, horas
pH
o
=3.5
pH
o
=5.6
Fig. 2.
InFuencia del tiempo sobre el valor de pH de la solu
-
ción
160
80
60
20
0
10
20
30
40
Velocidad de elución, cm
3
/h
Tiempo, horas
pH
o
=3.5
pH
o
=5.6
140
120
100
40
0
Fig. 3.
InFuencia del tiempo sobre la velocidad de elución
Laminillas que se
desprenden de la
superÔ¨Ācie
A1
A2
B1
B2
Acc.V
Spot
Magn
20.0 kV
5.0
500x
SE
Det
WD
8.7
Exp
50
μ
m
1
Acc.V
Spot
Magn
30.0 kV
4.3
5000x
GSE
Det
WD
9.6
Exp
5
μ
m
1
1.0 Torr
50% de Almidón
Acc.V
Spot
Magn
30.0 kV
3.5
5000x
SE
Det
WD
9.8
Exp
5
μ
m
1
Acc.V
Spot
Magn
25.0 kV 4.5
500x
BSE
Det
WD
7.5
Exp
50
μ
m
1A
ds up
Fig. 4
. Imágenes MEB del adsorbente antes (A) y después (B) del proceso de adsorción de plomo (tiempo de 100 horas). Magnifcación
500X (1) y 5000X (2)
M.A. Aguilar-González
et al.
130
(agujas), similares a la estructura previa a la sin-
terización (
Figs. 4 y 5
). El patrón DRX (
Fig. 5
)
mostró que la fase cristalina principal observada
antes y después de las pruebas de adsorción fue el
tetratitanato de potasio dopado con SiO
2
(estructura
de hexatitanato de potasio). Sin embargo, la muestra
tratada térmicamente a 1100 ºC mostró refexiones
pequeñas de titanato de plomo.
Es importante notar que los contenidos de PbO en
el adsorbente saturado (10.8±4.6 %) y en el cerámico
sinterizado con el adsorbente saturado (10.9±3.2 %)
son muy similares y la diferencia está dentro del in-
tervalo de error sistemático. Esto conFrma que el PbO
no se volatilizó durante el procesamiento térmico y
por ende no hay riesgos de contaminación ambiental
durante la sinterización del material cerámico.
Las muestras cerámicas obtenidas presentaron alta
resistencia a la compresión de 280±22 MPa. El aná-
lisis de la solución, obtenida después de las pruebas
de resistencia química en medios acuosos (agua a
96
o
C/6 h), mostró contenidos muy bajos de Pb con
concentraciones menores a 0.002 %, indicando que
el material sinterizado no representa riesgo alguno a
la salud humana por efectos de lixiviación.
DISCUSIÓN
Los resultados obtenidos conFrman que el adsor
-
bente basado en tetratitanato de potasio modiFcado
con SiO
2
(con estructura similar al hexatitanato
de potasio) promueve la remoción de los iones de
plomo de soluciones acuosas. La mayor efectividad
de remoción se obtuvo en la solución1, ligeramente
ácida (pH
0
5.6). Para explicar la acción del adsorbente
investigado, se necesita considerar el mecanismo de
interacción entre el titanato de potasio modiFcado y
las soluciones que contienen Pb, con diferente pH.
Es bien sabido que la especiación química de
Pb en soluciones acuosas depende del pH (Dean
et
al.
1972). En soluciones ácidas (pH<5) los iones de
Pb
2+
predominan; para pH de 5 a 6, las soluciones
poseen un alto contenido de iones de PbOH
+
, ade-
más de Pb
2+
. En soluciones con pH>6 se favorece la
precipitación de Pb(OH)
2
.
El adsorbente investigado posee una alta ve-
locidad de hidrólisis y se transforma a su forma
hidratada (Zheng
et al.
1998, Nunes
et al.
2006),
incrementando así el valor del pH y la concentración
de los iones K
+
en la solución acuosa. En la primera
etapa de interacción del adsorbente con la solución
de sales de plomo, pueden apreciarse dos procesos
paralelos: la adsorción de los iones de Pb
2+
y PbOH
+
en la superFcie interna de los cristales de titanato de
potasio así como la hidrólisis del titanato de potasio.
Después de la adsorción de los iones de Pb
2+
, éstos
participan en un proceso de intercambio iónico con
los cationes de K
+
que se encuentran localizados entre
los canales de los cristales del adsorbente (
Fig. 6
).
Por otro lado, el incremento del pH de la solución
acuosa favorece la precipitación de Pb(OH)
2
entre
los poros de transporte del adsorbente.
El contacto del adsorbente con la solución acuosa
de Pb durante el proceso de adsorción, promueve una
degradación superFcial causada por saturación, trans
-
formando la estructura y la morfología de sus cristales.
Para tales fenómenos es posible considerar las siguien-
tes causas. La hidrólisis del titanato de potasio dopado
con SiO
2
es mucho más rápida en comparación con
el hexatitanato de potasio, debido a que los tetraedros
de SiO
2
,
que se localizan en lugar de los octaedros de
TiO
6
(
Fig. 6
), se transforman en silicatos de potasio
solubles en agua. Esto favorece la degradación de la
(A)
(B)
Acc.V
Spot
10
20
30
40
50
Ángulo, ° 2θ
Magn
20.0 kV 4.8
500x
MIX
Det
WD
11.1
Exp
50
μ
m
1
Intensidad, u.a.
2
oo
o
1
Fig. 5.
Imagen MEB del cerámico sinterizado a base del ad-
sorbente saturado durante 38 horas (A) y patrones de
DRX del mismo cerámico (B) antes (1) y después (2)
de su tratamiento térmico a 1100
o
C. Las refexiones
principales son de K
2
Ti
6
O
13
y las de PbTiO
3
marcadas
como (o)
REMOCIÓN DE
Pb
2+
DE SOLUCIONES ACUOSAS POR K
2
Ti
4
O
9
DOPADO CON SiO
2
131
estructura del adsorbente, incrementando el tamaño
de los canales (mesoporos) en los cristales de titanato
de potasio. También se promueve la disminución del
contenido de SiO
2
en la composición de las fbras del
adsorbente (la relación TiO
2
/SiO
2
aumenta de 7.5 a
17) y el incremento en el diámetro de los cristales del
titanato de potasio (
Fig.
4
). La capa superfcial de los
cristales del adsorbente se satura con iones de Pb
2+
,
que gradualmente se degrada, formando laminillas que
se desprenden de la superfcie (
Fig. 4
). Las láminas
desprendidas, junto a las partículas de Pb(OH)
2
y a los
silicatos de potasio disueltos en la solución, forman las
partículas brillantes observadas en los poros de trans-
porte (
Fig. 4
), lo que se confrma con la presencia de
TiO
2
, K
2
O y SiO
2
además de un alto contenido de PbO.
Los procesos mencionados promueven la degradación
del sistema de poros de transporte en la estructura del
adsorbente (
Fig. 4B1
) y, aunque la superfcie específca
del adsorbente aumenta por la apertura de algunos
canales de los cristales, se disminuye la efectividad
de remoción del plomo debido a la disminución de la
velocidad de paso de Fuido a través del adsorbente.
Para soluciones ligeramente ácidas (pH 5-6), el
adsorbente mantiene su efectividad durante un perio-
do mayor a 40 horas; en el caso de soluciones fuer-
temente ácidas (pH 3.6), la velocidad de hidrólisis y
de degradación estructural del adsorbente es mucho
más rápida, lo que reduce la velocidad de fltración
(
Fig. 3)
y
disminuye
la efectividad de la remoción
del Pb a periodos cortos de dos horas (
Fig. 1
).
Es conocido que los adsorbentes tradicionales
pueden reutilizarse después de someterlos a procesos
de regeneración en soluciones ácidas (Dean
et al
.
1972, Villora
et al
. 2004); sin embargo, el confna
-
miento de las descargas de soluciones saturadas de
plomo obtenidas durante la regeneración es un pro-
blema serio. Para el caso del adsorbente investigado,
la degradación estructural que experimenta durante
su saturación no permite su regeneración mediante
tratamientos en soluciones ácidas; sin embargo, este
adsorbente posee algunas ventajas en comparación
con otros. Los resultados indicaron que el adsorbente
saturado puede usarse en la manufactura de mate-
riales cerámicos con altas propiedades mecánicas y
alta resistencia química (baja lixiviación de Pb). Los
cerámicos así producidos no son peligrosos porque
el Pb se integró en su estructura como PbTiO
3
(sus-
tancia de alta resistencia química). Además, este tipo
de materiales puede encontrar un gran número de
aplicaciones prácticas.
CONCLUSIONES
El adsorbente cerámico con base en el titanato
de potasio dopado con sílice, producido en forma
granulada y aplicado en las columnas de adsorción,
promueve la remoción de plomo de las soluciones
ácidas y ligeramente ácidas. El mecanismo de re-
moción de plomo incluye una combinación de los
procesos de adsorción, intercambio iónico y copre-
cipitación de plomo. Durante el tiempo de
contacto
continuo, la estructura de gránulos del adsorbente
se degrada, disminuyendo la velocidad de elución
de solución acuosa; sin embargo, esto no inFuye en
la efectividad de remoción de plomo. Después de su
aplicación, el adsorbente puede ser utilizado en la
fabricación de materiales cerámicos no peligrosos
y de alta resistencia mecánica, los cuales son útiles
para diversas aplicaciones prácticas.
AGRADECIMIENTOS
Se agradece el apoyo fnanciero del Consejo Na
-
cional de Ciencia y Tecnología (CONACyT, Méxi-
co), mediante el proyecto SEP-CONACyT-2006 No.
54883 y la beca otorgada a M.A. Aguilar-González
(becario 201784).
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-B
2
O
3
-R
2
O-Al
2
O
3
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29-34.
Fig. 6.
Modelo estructural de los titanatos que existen o aparecen
en el adsorbente por su aplicación en soluciones de Pb
K
2
Ti
4
O
9
K
2
Ti
6
O
13
K
2
Ti
4
O
9
dopado con SiO
2
(después de aplicación)
K
2
Ti
4
O
9
dopado con SiO
2
(antes de aplicación)
Octaedro de TiO
6
Tetraedro de SiO
4
K
+
Pb
+2
M.A. Aguilar-González
et al.
132
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