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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 26 (2) 101-108, 2010
BIOADSORCIÓN DE COBRE UTILIZANDO LODO ANAEROBIO ACIDOGÉNICO
María Teresa CERTUCHA-BARRAGÁN
1, 2
, Glenda DUARTE-RODRÍGUEZ
2
,
Evelia ACEDO-FÉLIX
3
, F. Javier ALMENDARIZ-TAPIA
2
, Onofre MONGE-AMAYA
2
,
Jesús L. VALENZUELA-GARCÍA
2
y A.L. LEAL-CRUZ
4
1
Instituto de Ingeniería, Universidad Autónoma de Baja California, Mexicali, Baja California, México
2
Departamento de Ingeniería Química y Metalurgia, Universidad de Sonora, Hermosillo, Sonora, México.
Correo electrónico: mtcertucha@iq.uson.mx
3
Centro de Investigación en Alimentación y Desarrollo, A.C., Hermosillo, Sonora, México
4
CINVESTAV-Saltillo, Saltillo, Coahuila, México
(Recibido diciembre 2008, aceptado diciembre 2009)
Palabras claves: Bioadsorción, cobre, isotermas, lodo-anaerobio-acidogénico, remoción
RESUMEN
En este trabajo se presenta un estudio de la bioadsorción de cobre utilizando lodo anae-
robio acidogénico viable y no viable, con las siguientes características: ST 60.57 g/L,
SSV 30.95, IVL 43 mL
lodo
/gSSV, tamaño de partícula de 0.25 a 0.6 mm, µ
max
de 0.375
gDQO-CH
4
/gSSV
.
d y Ks
acetato
de 27.11 mM. Las pruebas de bioadsorción utilizando
medio acuoso sintético y concentraciones de 50 a 300 mgCu(II)/L, muestran que la
remoción de cobre es más evidente en los primeros 15 minutos. La capacidad de bio-
adsorción de cobre para el lodo viable y no viable presentó comportamientos similares
que se ajustan al modelo de Langmuir, con valores de q
max
de 25.4 y 27.67 mgCu(II)/
gSSV, con un valor de la constante b igual a 0.00739 y 0.00699, respectivamente. El
estudio cinético indica que es factible el uso de lodo acidogénico viable y no viable
para remover cobre empleando reactores anaerobios acidogénicos. Los resultados de la
caracterización de los lodos por MEB, EDS y DRX revelaron la presencia de bacterias,
diatomeas (sílice amorfa) y una matriz de sílice (cristobalita) en los lodos empleados en
esta investigación. El análisis cualitativo y cuantitativo por EDS de los lodos muestra
la presencia de cobre bioacumulado en las diatomeas y adsorbido en la biopelícula.
Key words: Bioadsorption, copper, isotherm, anaerobic-acidogenic-sludge, removal
ABSTRACT
In this paper a study of biosorption of copper was carried out using living and non-
living acidogenic anaerobic sludge. Characterization results of sludge are as follows:
TS 60.57 g/L, VSS 30.95, SVI 43 mL
sludge
/gVSS, particle size from 0.25 to 0.6 mm,
µ
max
of 0.375 gCOD-CH
4
/gVSS
.
d, and Ks
acetate
of 27.11 mM. Bioadsorption trails using
copper concentration from 50 to 300 mgCu(II)/L show that copper removal is more
evidently during the ±rst 15 minutes. Bioadsorption capacity of copper in living and
non-living sludge has the same behavior and there is a well ±tting with Langmuir model
in both systems, where q
max
is 25.4 and 27.67 mgCu(II)/gVSS, and b corresponds to
0.00739 y 0.00699, respectively. In addition, living and non-living sludge can be used
M.T. Certucha-Barragán
et al
.
102
to remove copper using acidogenic anaerobic reactors. SEM, EDS and XRD results
for sludge reveal the presence of bacteria, diatoms (amorphous silica) and silica (cris-
tobalite) matrix. Qualitative and quantitative analysis by EDS showed the presence of
copper bioaccumulated into diatoms and on the bioFlms.
INTRODUCCIÓN
Varios factores son importantes en la retención
de metales pesados usando biomasa anaerobia. Estos
factores incluyen las propiedades químicas de la su-
perFcie celular, el tamaño de partícula, la actividad
metabólica de la biomasa, entre otros. Diversos micro-
organismos, tales como levaduras, hongos y bacterias
han sido reportados para la remoción de metales pe-
sados (Cd, Hg, Cr, Zn, Co, Sn, ±e y Cu) de e²uentes
contaminados (Vieira y Volezky 2000, Wang y Chen
2006). EspecíFcamente para la remoción de cobre
se han empleado algas (
Scenedesmus incrassatulus,
Ecklonia maxima, Lessonia favicans, Durvillea pata-
torum,
alga verde-phaeophyta
,
alga verde-chlorophyta
y alga roja
-
rhodophyta); bacterias (
Bacillus subtilis,
Bacillus
sp
., Escherichia coli, Bacillus cereus, Pseudo-
mona aeruginosa, Pseudomonas
sp
., Micrococus
sp
.,
Pseudomonas ambigua, DesulFovibrio vulgaris, Ente-
robacter cloacae
,
Alcaligenes eutrophus, Dinococcus
radiodurans
) y levaduras (
Sacaromices cerevisiae
)
(Mullen
et al
. 1989, Vieira y Volesky 2000, Wang
2002, Mack
et al
. 2004, Peña-Castro
et al
. 2004). Estos
microorganismos tienen la habilidad de remover cobre
mediante la bioadsorción. El proceso de bioadsorción
puede ser deFnido como la captación de contaminantes
desde una solución acuosa por un material biológico a
través de mecanismos Fsicoquímicos o metabólicos.
Los dos mecanismos diferenciados para la captación
de los metales pesados por parte de la biomasa son
la bioacumulación y la bioadsorción (Volesky 2004,
Reyes
et al
. 2006). El primer mecanismo se basa
en la capacidad de absorción de las especies metá-
licas hacia el interior de las células que componen
la biomasa, mientras que el segundo, se basa en la
adsorción de los iones en la superFcie de la célula,
este fenómeno puede ocurrir por intercambio iónico,
precipitación, complejación o atracción electrostática
(Alexander 1999, Vieira y Volesky 2000, Reyes
et al
.
2006). La remoción de metales pesados como el cobre
mediante bioadsorción ha sido estudiada desde los
años setenta. El cobre es un metal esencial que regula
algunas funciones celulares y está involucrado en la
producción de proteínas. Sin embargo, el cobre en
altas concentraciones puede provocar efectos tóxicos
y cambios Fsiológicos en organismos heterotróFcos y
fototróFcos (Boivin
et al.
2005). Por otra parte, debido
a la diversidad de materiales biológicos que se pueden
emplear para la remoción de éste, existe la necesidad
de estudiar la bioadsorción de cobre utilizando micro-
organismos especíFcos, identiFcar los mecanismos y
entender las interacciones microorganismo-metal. Con
base en lo anterior, se planteó como objetivo evaluar
la cinética de bioadsorción de cobre en lodo anaerobio
acidogénico viable y no viable en reactores por lotes.
MATERIALES Y MÉTODOS
Reactivos
Todos los reactivos empleados en esta investiga-
ción fueron de grado analítico de la marca Sigma-
Aldrich y las soluciones de cobre (Cu (II)) se prepa-
raron a partir de sulfato de cobre (CuSO
4
) disuelto
en agua desionizada.
Lodos anaerobios
a) Obtención y caracterización ±sicoquímica
Los lodos se obtuvieron de una planta de trata-
miento de agua de la industria cervecera y fueron
analizados para determinar sólidos totales (ST),
sólidos suspendidos volátiles (SSV), cenizas, índice
volumétrico de lodo (IVL) (APHA 1995) y distri-
bución de tamaño de partícula (Laguna
et al
. 1999).
Para realizar las pruebas de bioadsorción con lodos
no viables, estos se esterilizaron en una autoclave a 16
psi durante 15 minutos. Mientras que, las pruebas con
lodo viable, se realizaron con los lodos previamente
acondicionados en un medio acidogénico.
b) Activación y acondicionamiento de lodos
Para llevar a cabo esta etapa, se transFrieron 300
mL de lodo a matraces de 1 L y se activaron con
medio mineral (g/L): 1.045 NH
4
Cl, 0.27 KCl, 0.17
KH
2
PO
4
, 0.185 MgSO
4
•7H
2
O, 0.05 CaCl
2
•H
2
O, 0.5
dextrosa, 0.02 extracto de levadura, 0.5 CH
3
COONa,
0.125 NaHCO
3
y 1 mL de solución de elementos
traza (Visser 1995). El período de incubación fue
de 12 a 20 días en una incubadora con agitación
(New Brunswick ScientiFc modelo C76) a una
temperatura de 35 ºC y a 50 rpm. Posteriormente, se
hizo la conversión del lodo metanogénico a acido-
BIOADSORCIÓN DE COBRE
103
génico, sobrealimentando el lodo metanogénico con
5 gDQO
acetato
/L para tener una mayor producción de
ácidos grasos y de esta forma, disminuir la actividad
metanogénica y estabilizar el pH entre 4-4.5.
c) Cinética de actividad metanogénica
Este estudio se llevó a cabo en botellas serológi-
cas de 150 mL con un volumen de operación de 100
mL, las cuales se alimentaron con acetato de sodio a
concentraciones de 0.25, 0.5, 1, 2, 3 y 5 gDQO/L y
se inocularon con 10 mL de lodo en el medio mineral
de Visser (1995). Posteriormente, fueron incubadas
durante 24 h en un cuarto con temperatura controlada
a 35 ºC. Se determinó la demanda química de oxígeno
(DQO), de acuerdo con los métodos estándar(APHA
1995) y el metano por desplazamiento de una so-
lución de hidróxido de sodio (NaOH) al 3 %. Las
muestras para la determinación de DQO y metano
se tomaron cada tres horas.
Bioadsorción
a) Cinética
Las pruebas de bioadsorción se hicieron en ma-
traces de 250 mL, con 200 mL de medio mineral
ajustado a un pH de 4.5 para evitar la precipitación
de iones de cobre. En estas pruebas, se utilizaron las
siguientes concentraciones de cobre en mgCu(II)/L:
50, 100, 150, 200 y 300. A cada una de las soluciones,
se les adicionaron 12 mL de lodo (0.37g SSV) y se
incubaron a 37 ºC durante 75 minutos en una incu-
badora con agitación a 50 rpm. Se tomaron muestras
cada 15 minutos para cuantiFcar el ión metálico en el
sobrenadante con un espectrofotómetro de absorción
atómica (Perkin Elmer 3100).
b) Isotermas de bioacumulación y bioadsorción
La capacidad de retención de cobre (q) de la
biomasa se calculó mediante la siguiente ecuación
(Gutiérrez-Cerón
et al
. 1997, Mesquita
et al.
2007):
q
=
-
C
i
C
f
X
0
(1)
donde q corresponde a la capacidad de biosorción
de cobre (g de cobre/g de bioadsorbente), C
i
es la
concentración inicial de Cu(II) en solución (g/L),
C
f
es la concentración Fnal de Cu(II) en solución
(g/L) y X
0
es la concentración de sólidos volátiles
suspendidos (bioadsorbente) (g/L).
Las isotermas de bioadsorción se obtuvieron
graFcando la capacidad de retención del metal (g de
cobre/ g de biomasa) contra la concentración residual
del metal en solución (g/L). En el presente trabajo,
los datos experimentales se ajustaron al modelo de
adsorción de Langmuir. De acuerdo a este modelo,
las isotermas se pueden deFnir como se muestra en
la siguiente ecuación:
q
=
bC
e
q
máx
1 + bC
e
(2)
donde, q
máx
es la capacidad máxima que presentó el
lodo, para bioadsorber cobre (gCu(II)/gSSV), C
e
es
la concentración de Cu (II) remanente en la solución
bajo condiciones de equilibrio y b es una constante
relacionada con la energía de adsorción. Este modelo
considera que las isotermas de bioadsorción tienen un
comportamiento parabólico y permiten obtener pará-
metros (q
max
y b) útiles descritos anteriormente y que
representan características importantes del sistema.
Caracterización de lodos por MEB, EDS y DRX
Con el propósito de establecer los mecanismos
de bioadsorción de cobre en los lodos anaerobios, se
realizó un estudio sistemático que involucró la obser-
vación de los microorganismos presentes en los lodos,
mediante microscopia electrónica de barrido (MEB)
y microanálisis general y puntual por espectroscopia
por dispersión de energía de rayos X (EDS), sobre la
matriz que componen los lodos y los microorganismos
presentes en este. El microscopio electrónico de barri-
do (MEB, Philips, modelo XL30 ESEM) utilizado en
este estudio está provisto de un dispositivo (EDAX,
modelo ±alcon) para realizar microanálisis mediante
espectroscopia por dispersión de energía de rayos X
(EDS). El análisis por MEB de los lodos se realizó
en condiciones de bajo vacío y ambiental a diferentes
magniFcaciones de 200 a 2000X. Para cada magniF-
cación, se hizo microanálisis puntual sobre los micro-
organismos, así como un análisis general de los lodos
para la determinación de Cu por EDS. Las señales
empleadas fueron electrones secundarios de baja ener-
gía (
SE, secondary electrons
) para la adquisición de
las imágenes y rayos X característicos para el análisis
elemental cualitativo y cuantitativo de Cu. Previo al
análisis, las muestras se prepararon colocándolas sobre
substratos conductores de aluminio y recubiertos con
cinta de graFto. Después, las muestras se recubrieron
con oro para hacer conductora la muestra y obtener
las imágenes. La identiFcación de las fases presentes
en los lodos se llevó a cabo mediante la técnica de
difracción de rayos X. Las muestras fueron preparadas
previamente con el propósito de homogeneizarlas.
Esta preparación consistió en la pulverización de las
muestras hasta obtener un tamaño de partícula me-
nor a 100 mallas. Posteriormente, los polvos fueron
M.T. Certucha-Barragán
et al
.
104
colocados sobre portamuestras para su análisis en un
difractómetro de rayos X (Philips 3040). Las condicio-
nes de análisis fueron las siguientes: radiación K α de
cobre, λ = 1.5418 Å, el ángulo de barrido se varió en
el rango de 10 a 80º y la velocidad de barrido fue de
0.02°/s. El voltaje de excitación del ánodo fue de 30
kV y la corriente aplicada fue 97000 nA (Leal 2007).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Caracterización de lodos
En el
cuadro I
se muestran los resultados de la
caracterización del lodo anaerobio empleado para
la remoción de cobre.
La cuantificación de los SSV es una manera
indirecta para determinar la biomasa y se obtienen
al restar las cenizas (SF) a los ST, de este modo la
biomasa contenida en el lodo fue la mitad del total
de sólidos. El IVL indica que el lodo presentó una
velocidad de sedimentación rápida. Los valores su-
periores a un IVL de 150, se asocian en general con
el crecimiento de bacterias ±lamentosas y una baja
sedimentación (Crites y Tchobanoglous, 2000). Los
resultados del análisis granulométrico (
Fig. 1
) mues-
tra que los sólidos totales y volátiles presentes en los
lodos están constituidos en su mayoría por gránulos
con tamaño de partícula de 0.355 mm.
Determinación de la constante de saturación (Ks)
La
fgura 2
muestra los resultados de la actividad
metanogénica especí±ca (AME µDQO-CH
4
) evalua-
da a diferentes concentraciones de acetato del lodo
anaerobio previamente activado.
Para determinar la constante de saturación (Ks) y
la máxima AME (µ
max
) se empleó una herramienta
de cálculo de Excel denominada Solver. Esta herra-
mienta permite una optimización a partir de datos
experimentales (
Fig. 2
) para la determinación de los
valores Ks y µ
max
, que posteriormente son empleados
para hacer un ajuste al modelo de Monod [µ
DQO-
CH4
(C
acet.
)= µ
max
C
acet.
/ (Ks+C
acet.
)] (Olguin-Lora
et
al
. 2003). De acuerdo con este análisis, los valores
de parámetros Ks
acetato
y µ
max
corresponden a 27.11
mM y 0.375 gDQO-CH
4
/gSSV
.
d, respectivamente.
Cinética de bioadsorción
Los resultados experimentales de la cinética de
bioadsorción de cobre utilizando lodo anaerobio
viable se muestran en la
fgura 3
. De acuerdo con
los resultados, la remoción del cobre es más marca-
da en los primeros 15 minutos y se observó que el
incremento en la capacidad de adsorción de cobre es
directamente proporcional a la concentración de co-
bre presente en las soluciones acuosas y al tiempo de
contacto, lográndose una adsorción máxima de 19.39
mgCu(II)/gSSV. Por otro lado, la remoción de cobre
aumenta al disminuir la concentración de cobre en las
soluciones. La máxima remoción (24 %) se obtuvo
en las pruebas de bioadsorción empleando soluciones
acuosas con 50 mg Cu (II)/L y tiempos de contacto de
75 minutos. Los resultados correspondientes al blanco
sin biomasa y empleado como control, mostraron que
la precipitación del cobre fue menor a 5 %. Con base
CUADRO I
. CARACTERÍSTICAS DEL LODO ANAEROBIO
Parámetro
Cantidad
Sólidos totales (ST)
60.57 g/L
Sólidos suspendidos volátiles (SSV)
30.95 g/L
Sólidos ±jos (SF)
29.6 g/L
Índice volumétrico de lodo (IVL)
43 mL
lodo
/gSSV
Velocidad de sedimentación
12.93 mL
lodo
/s
70
+1.700
+0.850
+0.600
+0.355
+0.250
+0.180
+0.125
-
0.125
60
50
40
30
20
Tamaño de malla (mm)
10
0
% ST
Fig. 1
. Distribución de tamaño de partícula del lodo anaerobio
acidogénico
0.35
0.30
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.00
0
20
40
Acetato (mM)
R
2
= 0.98
60
80
100
(gDQO-CH
4
• gSSV
-
1
• d
-
1
)
μ
DQO-CH
4
Fig. 2
. Grá±ca de AME contra concentración de acetato
BIOADSORCIÓN DE COBRE
105
en lo anterior, se considera que la bioadsorción de
cobre bajo las condiciones experimentales es más
efciente si se trabaja con soluciones acuosas con
baja concentración de cobre.
En la
fgura 4
se presentan las curvas de bioadsor-
ción de cobre, en las cuales se utilizó lodo anaerobio
no viable variando el tiempo y la concentración de
cobre de las soluciones acuosas (50, 100, 150, 200
y 300 mg Cu(II)/L). En esta gráfca se puede obser-
var que a la concentración de 50 mg/L de cobre, la
remoción máxima es del 27.5 % a los 75 minutos y
al aumentar la concentración a 300 mg/L de cobre
se observa una reducción en la remoción hasta el
12 % para el mismo tiempo.
Los resultados de la cinética de bioadsorción de
cobre utilizando lodo viable y no viable revelaron que
existe una mayor remoción de cobre en el lodo no
viable bajo condiciones similares. Dicho comporta-
miento es atribuido a un incremento de la capacidad
de retención de la biomasa durante la esterilización
en autoclave, que se debe a un aumento del área su-
perfcial generado por el rompimiento de las células
y de los gránulos (Haytoglu
et al.
2001).
Isotermas de bioadsorción
En las
fguras 5
y
6
se presentan los resultados
correspondientes a las isotermas de bioadsorción de
cobre utilizando lodo viable y no viable. Después de
hacer el ajuste de los datos experimentales al modelo
de Langmuir mediante la herramienta de cálculo de
Excel Solver, se determinaron los siguientes paráme-
tros: el límite máximo de retención (q
max
) que corres-
ponde a la capacidad del material para retener iones
metálicos en soluciones concentradas y la ordenada
al origen b que es la capacidad del material de retener
metales en soluciones diluidas (Gutiérrez-Cerón
et al.
1997
).
De acuerdo con estos resultados, los valores de
q
max
para los lodos viable y no viable Fueron de 25.4
y 27.67 mgCu(II)/gSSV, respectivamente. Mientras
que, los valores de la constante b Fueron 0.00739
para el lodo viable y 0.00699 para el lodo no viable.
El ajuste de los datos experimentales al modelo
Langmuir indica que existe una interacción soluto-
adsorbente de segundo orden bajo las condiciones
experimentales utilizadas, que toda la superfcie tiene
la misma actividad para la bioadsorción del cobre y
que no existe interacción de las especies adsorbidas.
Por otra parte, se considera que la bioadsorción del
cobre se lleva a cabo mediante el mismo mecanismo
y el grado de bioadsorción es inFerior a una monocapa
molecular completa en la superfcie del lodo acidogé-
nico. Dado que, los resultados anteriores no muestran
diFerencias signifcativas en el comportamiento de la
20
50 mgCu(II) / L
100 mgCu(II) / L
150 mgCu(II) / L
200 mgCu(II) / L
300 mgCu(II) / L
16
12
8
4
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Tiempo (min)
mgCu(II) / gSSV
Fig. 3
. Cinética de bioadsorción de cobre utilizando lodo anae-
robio viable
20
16
12
8
4
0
mgCu(II) / gSSV
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Tiempo (min)
50 mgCu(II) / L
100 mgCu(II) / L
150 mgCu(II) / L
200 mgCu(II) / L
300 mgCu(II) / L
Fig. 4
. Cinética de bioadsorción de cobre utilizando lodo anae-
robio no viable.
50
100
150
Ce (mgCu(II) / L)
200
250
300
18
16
14
R
2
= 0.98
12
10
8
6
q (mgCu(II) / gSSV)
Fig. 5
. Isoterma de bioadsorción de cobre en lodo anaerobio
viable. (
l
) Datos experimentales y (──) ajuste al modelo
de Langmuir
M.T. Certucha-Barragán
et al
.
106
capacidad de bioadsorción de cobre para los dos tipos
de lodo, es posible considerar como una alternativa
el uso de biomasa viable y no viable para remover
cobre utilizando reactores anaerobios.
Caracterización de lodos por DRX, MEB y EDS
Las
fguras 7a
y
b
muestran los resultados de las
características microestructurales de los lodos. Los
resultados de DRX revelaron que los lodos están
constituidos por fases amorfa y cristalina. La
fgura 7a
muestra un difractograma de DRX correspondiente a
los lodos, en el cual se observa un patrón representativo
de materiales amorfos (señal de baja intensidad exten-
dida en una amplia región 2θ: 10-50 grados) que se
atribuyen a la sílice amorfa y algunas reFexiones que
pertenecen a la fase cristobalita de la sílice (JCPDS 77-
1316; 21.990, 36.109, 31.453; tetragonal; a=4.9709Å
y c=6.9278 Å; cristobalita-SiO
2
). La sílice cristalina
está asociada a la matriz que compone los lodos y la
sílice amorfa a las diatomeas que se encuentran em-
bebidas en la matriz de sílice, como se muestra en la
fotomicrografía de MEB (
Fig. 7b
).
En las
fguras
8a
y
8b
se muestra la morfología
típica de los microorganismos observados en los lodos,
así como las formas del material exopolimérico que
compone la biopelícula, que consiste básicamente de
bacterias y sustancias poliméricas extracelulares (EPS
por sus siglas en inglés) (Donlan 2002).
Los resultados de la caracterización por MEB y
EDS revelan que el cobre no se encuentra en la matriz
(cristobalita) que compone a los lodos, sino en las
diatomeas y en la biopelícula en cantidades promedio
de 2.66 % en peso (
Fig. 9
).
Además, considerando que las diatomeas se en-
cuentran recubiertas por una biopelícula, se asume
que el cobre se encuentra bioacumulado en las diato-
meas y adsorbido en la biopelícula, ya que los rayos
X característicos empleados para el análisis por EDS,
son generados cuando el haz de electrones penetra
en la muestra a profundidades de 300-1000 nm (0.3
a 1
m
m) (Pantano y Kelso 1984).
CONCLUSIONES
El uso de biomasa viable y no viable constituye
una alternativa apropiada para remover cobre uti-
lizando reactores anaerobios. La bioadsorción de
cobre utilizando reactores con lodos acidogénicos
anaerobios viable y no viable, presenta una inte-
racción soluto-adsorbente de segundo orden bajo
las condiciones experimentales, ya que se ajusta
al modelo de Langmuir. Este proceso es más e±-
ciente al trabajar con soluciones acuosas con baja
concentración de cobre. Sin embargo, se obtienen
50
100
150
Ce (mgCu(II) / L)
200
250
300
18
16
14
R
2
= 0.97
12
10
8
6
q (mgCu(II) / gSSV)
Fig. 6
. Isoterma de bioadsorción de cobre en lodo anaerobio
no-viable. (
l
) Datos experimentales y (──) ajuste al
modelo de Langmuir
10
a)
b)
Intensidad (Conteos)
150
100
SiO
2
(Cristobalita)
50
0
20
30
2θ (grados)
40
50
60
70
80
Fig. 7
. a) Patrón de DRX y b) Imagen de
MEB correspondientes a los lodos
BIOADSORCIÓN DE COBRE
107
a)
b)
Fig. 8
. Imágenes de MEB correspondiente a los microorganismos presentes en los lodos: a) diatomeas y b) biopelícula (bacterias y
exopolímero)
Fig. 9
. a) Imagen de MEB con sus respectivos espectros representativos de EDS correspondientes al análisis cualitativo puntual sobre
b) la matriz de los lodos y c) las diatomeas. P = promedio de % en peso de cobre.
% Cu
p
: 0.00
a)
b)
c)
40
35
30
25
Intensidad (Conteos)
20
Cu
15
10
5
0
750
800
Energía (eV)
850
% Cu
p
: 2.66
40
35
30
25
Intensidad (Conteos)
20
Cu
15
10
5
0
750
800
Energía (eV)
850
valores de remoción ligeramente superiores cuando
se trabaja con lodo no viable. De acuerdo con los
resultados de la caracterización microestructural,
los lodos empleados en la remoción de cobre están
compuestos por diatomeas (sílice amorfa) y una
matriz de sílice (cristobalita). La formación de la
biopelícula y la presencia de cobre en los lodos
empleados en la bioadsorción, permiten establecer
que el cobre se encuentra bioacumulado en las dia-
tomeas y adsorbido en la biopelícula.
AGRADECIMIENTOS
El presente estudio forma parte del proyecto
de investigación cientíFca básica 2007 No. 82561
Apoyado por CONACyT. Los autores expresan su
agradecimiento al Centro de Investigación y Estudios
Avanzados (CINVESTAV) Unidad Saltillo y a su
auxiliar de investigación ±elipe de Jesús Márquez To-
rres por su apoyo y asesoría en la caracterización por
microscopía electrónica de barrido, espectroscopia de
energía dispersa y difracción de Rayos X, como parte
del convenio de cooperación CINVESTAV Unidad
Saltillo/ Universidad de Sonora 2006. Al Departa-
mento de Ingeniería Química y Metalurgia, en forma
muy especial a la Q.B. María Elena Ochoa, Ángel
Antonio Romero y Jesús Cervantes por su apoyo en
los análisis realizados.
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