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Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 30 (2) 167-175, 2014
REMOCIÓN DE PLOMO (II) EN VIDRIO VOLCÁNICO Y PROPUESTA DE
ADSORBEDOR POR ETAPAS
Alien BLANCO FLORES
1
*, Luis Ibrain ORTEGA HERNÁNDEZ
2
, Jaime DUEÑAS MORENO,
Rolando BATISTA GONZÁLEZ
3
, Ricardo SERAFÍN PÁEZ
4
y Miguel Armando AUTIÉ PÉREZ
5
1
Departamento de Fundamentos Químicos y Biológicos, Facultad de Ingeniería Química, Instituto Superior
Politécnico José Antonio Echeverría (CUJAE), La Habana, Cuba
2
Departamento de Ingeniería Química, Facultad de Ingeniería Química, Instituto Superior Politécnico José
Antonio Echeverría, La Habana, Cuba
3
Instituto de Geología y Paleontología, La Habana, Cuba
4
Laboratorio Central de Rocas y Minerales de Cuba, La Habana
5
Universidad de La Habana e Instituto Superior Politécnico José Antonio Echeverría, La Habana, Cuba
* Autora responsable; abf81rey@gmail.com
(Recibido octubre 2012, aceptado enero 2013)
Palabras clave: contaminación, metales pesados, adsorción, vidrio volcánico cubano
RESUMEN
Se utilizó vidrio volcánico cubano para estudiar el proceso de adsorción de Pb (II)
desde soluciones acuosas. Para evaluar la efciencia de la remoción del ion metá
-
lico se consideró tanto el tiempo de contacto como las concentraciones iniciales
del adsorbato. La cinética de adsorción se describió con el modelo de pseudo
segundo orden. Este resultado indicó que el mecanismo de adsorción fue a través
de una quimisorción sobre el mineral cubano. Los resultados mostraron que la
remoción de Pb (II) fue mejor descrita con el modelo de Langmuir. La capacidad
de adsorción de Pb (II) fue de 0.67mmol/g, superior a la mostrada por otros mate-
riales pero inferior a la adsorción de Cu (II) por el vidrio volcánico. El diseño de
adsorbedores por contacto mostró que se consume menos cantidad de adsorbente
realizando el experimento a Fujo a contracorriente con respecto al diseño de etapa
simple y Fujo cruzado.
Key words: pollution, heavy metals, adsorption, Cuban volcanic glass
ABSTRACT
Cuban volcanic glass was used to study the process of sorption of Pb (II) from aque-
ous solutions. To evaluate the removal e±fciency o± the metallic ion we considered
the contact time and the initial concentration of adsorbate. The sorption kinetics
was described with the pseudo second-order model. This result indicated that the
mechanism of adsorption was through chemisorption on the Cuban mineral. The
results showed that the removal of Pb (II) was better described with the Langmuir
model. The largest ion adsorption capacity was 0.67 mmol/g, greater than that dem-
onstrated by other materials but below the adsorption of Cu (II) by volcanic glass.
The design of adsorber by contact showed that less quantity of adsorbent is needed
A. Blanco Flores
et al.
168
when conducting the experiment in countercurrent fow with respect to the single
stage design and crossfow.
INTRODUCCIÓN
La contaminación de las aguas hoy en día es
un problema alarmante en todos los países. En el
mundo la población crece y el consumo de agua se
duplica cada veinte años. Así las aguas residuales
que generan las actividades industriales y domés-
ticas también aumentan, de las cuales sólo el 5%
son tratadas para puriFcarlas y reciclarlas. Datos
reportados por las Naciones Unidas muestran que
una de cada cinco personas en el mundo no tiene
acceso al agua potable, mientras que alrededor de
2400 millones carecen de condiciones adecuadas
de salubridad (ONU 2014).
Un grave problema a nivel mundial son las des-
cargas directas a los medios acuáticos de grandes
cantidades de aguas residuales con elevados conteni-
dos de metales pesados como el plomo. Los metales
pesados no son biodegradables, además se acumulan
en la naturaleza y por tanto en el hombre, el cual los
recibe de forma preconcentrada a través de la cadena
alimenticia (Chen
et al
. 2007).
Existen varios métodos para la eliminación de
plomo desde medios líquidos. Estos incluyen: preci-
pitación (involucra el empleo de reactivos químicos),
ósmosis reversa, intercambio iónico, tratamiento
electroquímico, la biorremediación y tecnologías de
membrana, entre otros (Ghassabzadeh
et al
. 2010).
Estos procesos suelen ser costosos e inefectivos,
especialmente cuando se aplican en ambientes con
concentraciones del ion por debajo de 100 mg/L
(Babel y Kurniawan 2003). La selección del método
adecuado se basa en la concentración del metal en el
agua residual y el costo del tratamiento.
La adsorción es uno de los métodos referidos
para la remoción de metales pesados, empleando
materiales adsorbentes como son zeolitas, arcillas,
carbones activados entre otros, siendo estos últimos
los más empleados (Ejikeme
et al.
2011). La adsor-
ción es aplicada en procesos industriales diseñando
unidades de tratamiento con buenos rendimientos de
remoción (Alkan
et al
. 2008).
Con respecto a los materiales adsorbentes em-
pleados en diferentes procesos Günay
et al
. (2007),
estudiaron la remoción de Pb (II) desde solución
acuosa en clinoptilolita, para evaluar el efecto de
los parámetros concentración inicial del metal,
tiempo de contacto y pretratamiento a la zeolita. Los
investigadores obtuvieron la isoterma de adsorción,
la cual fue ajustada al modelo de Temkin, obtenien-
do una capacidad máxima de adsorción de 80 933 y
122 400 mg/g para la clinoptilolita natural y tratada,
respectivamente, para una concentración inicial de
Pb (II) de 400 mg/L.
Hernández-Morales
et al.
(2012) hicieron fun-
cional un material silíceo mesoporoso con un grupo
amino para mejorar la remoción de Pb (II) en un
rango de concentraciones iniciales del ion metálico de
20-200 mg/L. Los autores lograron remover un 93 %
del ion a pH entre 5 y 6 en un intervalo de tiempo
de 60 minutos. Los resultados obtenidos con este
material fueron superiores al logrado con el material
sin funcionalidad.
El uso de los materiales adsorbentes de bajo costo
para hacer más económico el proceso de adsorción se
ha incrementado en la última década. En este sentido,
Mondal (2009) reFere la remoción de Pb (II) utili
-
zando residuos de té generado después del proceso
de fabricación del té, el autor logró para un sistema
de adsorción en columna diferentes cantidades re-
movidas del ion dependiendo de las concentraciones
iniciales. Además, se ha removido este ion utilizando
zeolita, ceniza volante, ceniza de cáscara de arroz y
salvado de trigo entre otros materiales de este tipo
(Pei-Sin
et al.
2013).
Souga
et al
. (2009) reportan la remoción de Cd
2+
,
Zn
2+
y Pb (II)
por adsorción en medio acuoso en ma-
terial adsorbente preparado desde cascos de ovejas
de Argelia. El tamaño de partícula seleccionado fue
menor que 90
μm
y la concentración inicial fue de 100
mg/L para todos los metales. El tiempo de equilibrio
alcanzado fue de 60 minutos para Cd
2+
y 90 minutos
para Zn
2+
y Pb (II), con pH óptimos entre 8.5, 7.0
y 5.6. Los investigadores lograron porcentajes de
remoción de 59, 70 y 65 % respectivamente.
Cuba es un país que presenta diversos yacimien-
tos de recursos minerales. Teniendo en cuenta sus
propiedades geológicas y algunas Fsicoquímicas,
estos presentan potencialidades para emplearlos en
el tratamiento de residuales líquidos contaminados,
como medios Fltrantes o adsorbentes. Sin embargo
la mayoría de estos minerales son poco explotados
para la remoción de contaminantes.
Entre los minerales no metálicos cubanos se
encuentra el vidrio volcánico. El material se ha es-
tudiado muy poco; el mayor volumen se dedica a la
REMOCIÓN DE PLOMO CON VIDRIO VOLCÁNICO CUBANO
169
industria del cemento, otra parte a la cerámica y otra
a la fabricación de elementos prefabricados. Uno de
los grupos de investigación que más ha investigado
las características y aplicaciones del vidrio volcánico
(también conocido como toba o perlita) pertenece a
la Universidad de Balikesir, de Turquía (Doğan
et al
.
2004). Se ha referido al vidrio volcánico turco como
de gran potencial en la disminución de los niveles de
colorantes: azul de metileno (Doğan
et al
. 2004) y
violeta de metilo (Doğan y Alkan 2003) y metales
pesados como el Cu (II) (Doğan y Alkan 2001).
Este mineral natural está compuesto fundamental-
mente por silicio, aluminio, potasio y sodio aunque su
composición varía de acuerdo al yacimiento, pero su
origen es siempre el mismo. Aunque son conocidos
los estudios del mismo para la remoción de compues-
tos orgánicos, recientemente se han comprobado sus
potencialidades en la remoción de metales pesados
tales como Cr
3+
, Cd
2+
y Cu (II) (Mostafa
et al
. 2011),
sin embargo no se han encontrado en la literatura
reportes sobre el uso de este mineral para la descon-
taminación de aguas con presencia de Pb (II).
Cuba, en trabajos previos se realizó la caracteri-
zación del material a través de diferentes técnicas:
difracción de rayos-X, análisis elemental, superFcie
especíFca y porosimetría de mercurio. Los resultados
obtenidos y publicados indicaron la presencia predo-
minante de silicio y aluminio, con un 82 % de vidrio
volcánico y una superFcie especíFca de 32 m
2
/g. Es
un material fundamentalmente meso-macroporoso
constituido por los grupos silanoles y silanodioles
(y lo mismo para el aluminio) superFciales (Blanco
et al
. 2009).
El objetivo del presente trabajo fue evaluar la ca-
pacidad de adsorción del vidrio volcánico cubano para
disminuir las concentraciones de Pb (II) desde solucio-
nes acuosas, a partir del estudio cinético y de equilibrio
del proceso. Se diseñó un sistema de adsorbedor por
contacto para estimar la mejor relación volumen de
residual a tratar/cantidad de material adsorbente a
utilizar para lograr un 90% de remoción del ion.
MATERIALES Y MÉTODOS
Soluciones de Pb (II)
Las soluciones de Pb (II) se prepararon en un
intervalo de concentración de 10
–2
-10
–1
mol/L, em-
pleando la sal Pb(NO
3
)
2
grado analítico de Merck,
a partir de una solución patrón de concentración
10
–1
mol/L.
Las concentraciones de Pb (II) presentes en las so-
luciones se determinaron mediante un espectrómetro
de emisión atómica con plasma inductivamente aco-
plado (ICP-OES), Spectro±ame ²TMO8, Spectro. La
línea de plomo seleccionada fue 220.350 nm, con un
rango de concentración lineal entre 1.4×10
–7
mol/L
y 0.014 mol/L.
Vidrio volcánico
El vidrio volcánico cubano (VVAC) fue obtenido
del yacimiento de Ají de la Caldera, en la provincia
de Guantánamo, en el oriente de Cuba. El material se
molió y tamizó para obtener la fracción de trabajo de
0.25 mm, utilizada para los experimentos de cinética
y los de adsorción de Pb (II) en VVAC
Cinética de adsorción
La cinética de remoción de plomo con el ma-
terial VVAC fue desarrollada mezclando 0.5 g de
adsorbente y 25 mL de una solución de 0.09 mol/L,
la mezcla se agitó manteniendo el sólido en suspen-
sión a temperatura de 25ºC. Cada cierto intervalo
de tiempo (5, 10, 15, 20, 25, 30, 35, 40 y 45 min)
se tomaron muestras hasta 1 h, las que se Fltraron
y se determinó la concentración de plomo como se
describió anteriormente. Todos los experimentos
fueron realizados en lote y por duplicado sin control
del pH de las soluciones. El objetivo fue determinar
el tiempo de equilibrio así como el modelo cinético
que mejor describiera el proceso y la etapa contro-
lante del mismo.
Isotermas de adsorción
Se pusieron en contacto 0.5 g del mineral VVAC
con 25 mL de las soluciones de Pb (II) a diferentes
concentraciones (10
–2
-10
–1
mol/L) durante el tiempo
de equilibrio a 25 ºC y sin ajustar el pH de las solu-
ciones. Las concentraciones de plomo en solución
se determinaron como se describió anteriormente.
La capacidad de adsorción del ion fue calculada
utilizando la ecuación (1):
ads
ads
eq
ini
Q
m
C
m
V
C
C
=
=
)
(
(1)
Donde Q
ads
es la capacidad de adsorción en el
equilibrio, C
ini
y C
eq
son la concentración inicial y
en el equilibrio (mol/L) de Pb (II) en solución res-
pectivamente, V (L) es el volumen y m (g) la masa
de adsorbente.
Diseño de los sistemas de adsorbedores por contacto
Para el de diseño de adsorbedores por contacto se
utilizó una concentración inicial del ion de 0.09 mol/L
y un volumen de solución de 1 L, asumiendo un 90 %
de remoción del ion. Los cálculos de los pesos de
A. Blanco Flores
et al.
170
mineral a utilizar para tratar el volumen fjado se
realizaron a partir de un balance de masas, cono-
ciendo la concentración del ion en solución en el
equilibrio (C
eq
).
También se previó que en el proceso se debía
reducir la concentración del ion de C
ini
a C
eq
y que
la concentración del ion metálico en el adsorbente
debía cambiar desde un valor inicial Q
ini
= 0 hasta
un valor fnal Q
f
= Q
eq
.
Por el balance de masa se igualó la cantidad de ion
removido del eFuente líquido a la cantidad adsorbida
por el mineral para cada caso, o sea:
eq
K
ini
eq
K
eq
ini
L
Q
W
Q
Q
W
C
C
V
=
=
)
(
)
(
(2)
Donde Q
ini
y Q
eq
(mol/g) es la cantidad de plomo
adsorbido al inicio y en el equilibrio por el mineral
VVAC respectivamente y W
K
(g) es la carga o masa
de adsorbente que se introduce en el depósito de tra-
tamiento. La ecuación (2) permitió calcular la carga
de adsorbente para cada diseño, necesario para tratar
un volumen de 1 L de solución de plomo.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Validación de la curva de calibración
La curva de calibración fue obtenida en función
de la emisión contra la concentración de Pb (II) de
las soluciones de trabajo. Del análisis de los valores
de los coefcientes de correlación (r = 0.9998) y de
determinación (r
2
= 0.9997), se pudo inferir la buena
correlación entre las variables grafcadas. Tanto el
valor de r
2
como de r, fueron cercanos a la unidad.
Determinación del tiempo mínimo de adsorción
La
fgura 1
muestra la relación entre el tiempo de
contacto y la adsorción de Pb (II) por el adsorbente
VVAC. De acuerdo con la ±orma de la gráfca, la
mayor cantidad adsorbida de plomo (0.465 mmol/g)
se alcanzó a los 20 minutos, siendo este el tiempo
de equilibrio del proceso para las condiciones ex-
perimentales fjadas. Se puede observar un rápido
incremento de la cantidad adsorbida del ion antes
de los 20 minutos, luego esta se mantuvo constante,
indicando que el equilibrio se había alcanzado.
Por la ±orma de la gráfca el proceso de adsorción
puede ser dividido en dos etapas: una primera donde
la cantidad adsorbida aumenta rápidamente en el
tiempo, debido quizás a la difusión del sorbato desde
el seno de la solución hasta la superfcie del adsorben
-
te. Una segunda etapa donde el proceso se hace muy
lento y cesa, manteniéndose constante la cantidad
removida. Esta etapa puede estar relacionada con la
saturación de los sitios de adsorción del material y
la llegada del sistema al equilibrio.
Los resultados experimentales fueron ajustados
con diferentes modelos cinéticos para obtener los
parámetros que describen el proceso de adsorción,
así como la posible etapa de control del mismo.
El modelo de pseudo primer orden (Lagergren)
(Gutiérrez
et al
. 2012) está representado por la si-
guiente ecuación lineal (3):
t
k
Q
Q
Q
L
eq
t
eq
=
303
,
2
log
)
log(
(3)
Donde
Q
eq
y
Q
t
son las cantidades adsorbidas
(mmol/g) en el equilibrio y en el tiempo (min) res-
pectivamente y
k
L
(min
–1
) es la constante cinética
de Lagergren
Los resultados experimentales fueron ajustados
con la ecuación de Lagergren utilizando el programa
Origin 8.0 y se obtuvieron los parámetros cinéticos
que se muestran en la
cuadro I
. El ajuste con este
modelo fue bueno, este comportamiento indica que
el mecanismo de adsorción de plomo puede estar
descrito por adsorción física. Sin embargo el valor
de la cantidad adsorbida del ion, calculada a través
del modelo (
Q
eq
) fue diferente al valor experimental
de este parámetro (
Q
eq
exp = 0.4635 mmol/g) lo cual
condujo a pensar que no ±ue una fsisorción mayo
-
ritariamente la que permitió la disminución de las
concentraciones de Pb (II) desde el medio acuoso.
El modelo de segundo orden (Elovich) (Herrejón
2009) es representado por la ecuación (4).
)
log(
303
,
2
t
Q
t
+
=
(4)
01
02
03
04
05
0
0.44
0.45
0.46
0.47
Qads(mol/g)
t(min)
Fig. 1.
Cantidad de Pb (II) adsorbido por el mineral VVAC en
el tiempo
REMOCIÓN DE PLOMO CON VIDRIO VOLCÁNICO CUBANO
171
Donde
Q
t
es la cantidad del ion metálico adsorbido
en el tiempo
t
(min),
α
es la velocidad de adsorción
inicial del ion plomo (mmol/g min) y
β
es la cons-
tante de velocidad de adsorción (mmol/g min). Este
modelo ha sido usado en quimisorción de materiales
altamente heterogéneos.
Los parámetros de adsorción según este modelo
fueron bastante diferentes, la velocidad de adsorción
fue casi 50 veces menor que la velocidad de adsorción
inicial del ion. Esto indica que la afnidad del Pb (II)
por los sitios de unión al material fue alta.
El modelo de pseudo segundo orden (Ho) (Chen
2009) es representado por la ecuación (5):
t
Q
Q
k
Q
t
eq
eq
t
+
=
1
1
2
2
(5)
Donde
Q
t
y
Q
eq
son las cantidades adsorbidas
en el tiempo
t
(min) y en el equilibrio (mmol/g)
respectivamente y
k
2
es la constante de velocidad de
pseudo segundo orden para el proceso de adsorción
(g/mmol min).
El buen ajuste de los datos experimentales indica
que el proceso de adsorción fue descrito por el mode-
lo de pseudo segundo orden y que el paso limitante
puede deberse un proceso de quimisorción. El valor
obtenido de
Q
eq
(0.4699 mmol/g,
cuadro I
) por este
modelo y el valor experimental fueron muy similares
(
Q
eq
exp = 0.4635 mmol/g), lo cual reafrma lo antes
planteado. Además, la diferencia en un orden de los
valores de las cantidades adsorbidas del ion por el
modelo de primer orden (0.0498 mmol/g) y de pseudo
segundo orden (0.4699 mmol/g), sugiere el mecanis-
mo de quimisorción sobre la fsisorción. Por tanto,
el proceso de adsorción de Pb (II) en medio acuoso
con VVAC, fue descrito fundamentalmente por una
quimisorción. El valor de la constante de velocidad
del modelo que mejor describe el proceso indica que
la remoción fue un proceso rápido.
En este sentido, Dong
et al
. (2010) removieron
Pb (II) desde solución acuosa con un compuesto de
hidroxiapatita y magnetita. En este caso la cinética
también fue mejor descrita por el modelo de pseudo
segundo orden, siendo desde un inicio un proceso
rápido. En el caso de la remoción del ion metálico
empleando una mezcla de materiales de bajo costo
(zeolita-kaolinita-bentonita) también el proceso
cinético siguió el modelo de pseudo segundo orden,
de acuerdo con lo reportado por Salem
et al.
(2011)
aun para intervalos de concentraciones iniciales di-
ferentes a los seleccionados en este estudio.
Isotermas de adsorción
La dependencia de la cantidad adsorbida con la
concentración en un medio líquido a temperatura
constante se representa a través de las isotermas de
adsorción (Agouborde Manosalva 2008).
La isoterma de adsorción obtenida en el proceso
se representa en la
fgura 2
. La isoterma de adsorción
obtenida se clasifcó como de tipo I, por lo cual se se
hizo lineal utilizando el modelo de Langmuir (Foo
y Hameed 2010). La ecuación matemática lineal de
este modelo es la siguiente (6):
m
eq
m
ads
eq
N
C
N
K
Q
C
+
=
1
(6)
Donde Nm es la capacidad máxima de la mono-
capa (la cantidad de moles necesarios para cubrir
la superfcie con una capa compacta del espesor de
una molécula) y K es la constante de Langmuir que
está relacionada con la energía de las interacciones
adsorbato-adsorbente.
CUADRO I.
MODELOS CINÉTICOS APLICADOS A LA ADSORCIÓN DE Pb (II)
VVAC
Primer orden
Segundo orden
Pseudo segundo orden
Q
eq
(mmol/g)
K
L
(min
-1
)
r
2
α
(
mmol/g∙min)
β
(
mmol/g∙min)
r
2
Q
eq
(mmol/g)
K
2
(g/mmol min)
r
2
0.0498
0.9837
0.9828
0.4337
9.12×10
–3
0.9252
0.4699
7.3025
0.9999
01
02
03
04
05
06
07
08
09
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
Q
eq
(m mol/g)
C
eq
(m mol/L)
Fig. 2.
Isoterma de adsorción de Pb (II) por el mineral VVAC
A. Blanco Flores
et al.
172
Este modelo asume que la adsorción se limita al
llenado de una capa (monocapa) y que no hay inte-
racciones entre las moléculas adsorbidas con sitios
de unión adyacentes (Salim y Munekage 2009).
El
cuadro II
muestra los parámetros obtenidos al
aplicar este modelo. Se determinó que la capacidad
máxima de adsorción (Nm) fue de 0.67 mmol/g. Este
valor se comparó con otros reportados en la literatura
pero utilizando diferentes materiales (
Cuadro III
).
En todos los casos el valor de plomo (II) adsorbido
utilizando el material VVAC fue superior, indicando
la alta afnidad del ion metálico por el material.
Sin embargo, el valor de la Nm (Pb (II)) se
comparó con el obtenido en la remoción de Cu (II)
utilizando este mismo material (Nm = 4.27 mmol/g)
y se observó que la cantidad del ion plomo removida
fue seis veces menor que la de Cu (II). Esta diferencia
fue atribuida al hecho de que ambos iones presentan
diferentes radios iónicos, masa molecular y número
de hidratación, lo que hizo que no fuera posible la ad-
sorción de Pb (II) en todos los sitios superfciales que
presentó el material. Tal planteamiento se reafrmó al
calcular el área superfcial ocupada por ambos iones
en el material VVAC, siendo de 20.41 m
2
/g para el
Pb (II) y de 41.8 m
2
/g para el Cu (II) (Blanco 2011).
En trabajos previos donde se estudió la remoción
de Cu (II) en VVAC (Blanco
et al
. 2009), quedó
demostrado que el mecanismo principal por el cual
transcurre la adsorción del ion metálico en este
mineral se debe fundamentalmente al intercambio
entre los grupos H
+
de los silanoles y silanodioles
y el ion metálico en cuestión a través del siguiente
esquema químico:
SiOH + Cu (II) + H
2
O ↔ SiO-CuOH
0
+ 2H
+
Aunque el Pb (II) no se hubiese unido a todos
los sitios de adsorción en el material, por problemas
geométricos, es lógico pensar que su unión debió
ocurrir a través del mismo mecanismo propuesto
por Blanco y colaboradores (2009) en el proceso de
remoción del ion Cu (II) a la vez que se reafrma el
resultado obtenido del proceso.
El valor de la constante energética de Langmuir
comparada con otros valores es pequeña, lo cual
indica que la interacción adsorbato-adsorbente no es
tan fuerte si se compara con otros materiales adsor-
bentes que se emplean para remover este ion (Sari
et al.
2007, Laus
et al.
2010,).
Propuesta de sistema de adsorbedores por etapas
El efecto del volumen de solución para una
cantidad determinada de adsorbente en el pro-
ceso de adsorción del ion metálico a diferentes
concentraciones iniciales es un factor importante
para realizar el diseño de adsorbedor (Kumar y
Porkodi 2007). En este caso la relación volumen/
cantidad de adsorbente se obtiene usando los da-
tos experimentales de la isoterma de adsorción de
Pb (II). Así, se selecciona el modelo de isoterma
que mejor se ajusta con los datos experimentales
y se utiliza para predecir el diseño de sistemas de
adsorbedores a etapa simple, Fujo cruzado y Fujo
en contracorriente.
Como la adsorción de Pb (II) en el mineral cu-
bano se pudo describir con buena aproximación con
el modelo de Langmuir, fue posible presentar los
siguientes sistemas de adsorbedores por etapas para
la purifcación de las aguas contaminadas con este
metal (
Cuadro IV
).
Los resultados obtenidos para los diseños de ad-
sorbedores mencionados, evidenciaron que el sistema
más efectivo para lograr un 90 % de remoción del
ion plomo fue el sistema de diseño de adsorbedor con
Fujo contracorriente, puesto que para remover una
misma cantidad del contaminante se necesitó menos
cantidad de mineral. Esto representa una posibilidad
de ahorro de materia prima (
Cuadro V
), por lo que
en la literatura se refere que este sistema es el más
económico en cuanto a la cantidad de material a
utilizar (Ortega 2013).
CUADRO II.
PARÁMETROS DE ADSORCIÓN DEL MO-
DELO DE LANGMUIR
VVAC
N
m
(mmol/g)
K(mmol/L)
R
0.67
0.045
0.9975
CUADRO III.
COMPARACIÓN DE LA CANTIDAD AD-
SORBIDA DE Pb (II) POR ALGUNOS MA-
TERIALES ADSORBENTES
Ion metálico
Materiales
Q
ads
(mg/g)
Remoción
de Pb (II)
Zeolita (Pei-Sin
et al.
2013)
70.6
Nanotubos de carbono
(Tofghy
et al.
2011)
117.65
Material de bajo costo
(
Eupatorium
adenophorum
Spreng)
(Guo
et al.
2009)
2.24
VVAC
140
(0.67 mmol/g)
REMOCIÓN DE PLOMO CON VIDRIO VOLCÁNICO CUBANO
173
Con el diseño de adsorbedores por contacto a
fujo contracorriente Fue posible conocer de Forma
rápida la mejor relación volumen a tratar/cantidad
de mineral a remover para un agua contaminada.
Así, es posible estimar los gastos por cantidad de
material a emplear a escalas mayores de acuerdo con
los porcentajes de remoción deseados y a la vez se
puede describir el comportamiento del adsorbedor y
su tamaño a escalas mayores (
Fig. 3
).
En este sentido, la alternativa de tratamiento para
lograr un 40 % de remoción consumió casi la mitad
de mineral utilizado para lograr un 90 % de rendi-
miento. Con respecto a la primera alternativa (40%),
fue posible emplear el resto de la cantidad de material
en otra repetición hasta lograr el porcentaje deseado
de reducción del contaminante (90 %). En la medida
que se requiera tratar un mayor volumen se necesitará
de mayor cantidad de material adsorbente en los tres
sistemas de adsorbedores por contacto planteados. El
sistema de fujo en contracorriente demostró supe
-
rioridad con respecto a los otros dos con respecto a
la cantidad de material a utilizar.
En la medida que se necesite tratar un mayor vo-
lumen, con la propuesta de diseño de adsorbedores
por contacto fue posible conocer de forma rápida
la relación entre sistema de adsorbedor-cantidad de
mineral a utilizar referida a diferentes porcentajes
de remoción (
Fig. 4
). En este caso, al establecer una
comparación entre la mejor y la peor opción (fujo
contracorriente y etapa simple), es evidente que la
diferencia de carga de mineral es tres veces inferior
a la peor opción y que la reducción de costo de mi-
neral, sería también tres veces menor, sin considerar
otros factores.
Además de las evidentes ventajas económicas,
se debe incluir el aumento del valor agregado del
mineral, que se podrá usar en otras aplicaciones de
forma más racional que hasta el momento (uso limi-
tado a la industria de la construcción y a la cerámica)
(Alujas
et al
. 2010).
CUADRO IV.
SISTEMAS DE DISEÑO DE ADSORBEDORES
POR ETAPAS
Sistema propuesto
Diseño
Etapa simple
1
C
ini
Q
ini
C
eq
Q
eq
L
s
Flujo cruzado
1
2
C
ini
Q
ini1
C
eq1
Q
eq1
L
s1
C
eq2
Q
ini2
Q
eq2
L
s2
Flujo contracorriente
1
2
C
ini
C
eq1
Q
eq1
Q
eq2
Q
ini
L
s
C
eq2
CUADRO V.
CANTIDAD DE MINERAL PARA CADA SIS-
TEMA DE DISEÑO DE ADSORBEDOR
Sistema propuesto
Cantidad de mineral a utilizar (g)
Etapa simple (ES)
331
Flujo cruzado (FC)
250
Flujo contracorriente (CC)
97
0
2000
4000
6000
0
10
20
30
40
50
60
90 %
80 %
60 %
40 %
V(L)
W
g
(g)
Fig. 3.
Peso de mineral a utilizar como una función del volu-
men de residual a tratar para determinado porcentaje de
remoción de Pb (II) en el diseño de adsorbedor de fujo
contracorriente
Fig. 4.
Peso de mineral a utilizar como una función del diseño
de adsorbedor a seleccionar
10
01
50
200
25
03
00
350
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
Sistema de adsorbedores
W
K
(g)
SE
FC
CC
A. Blanco Flores
et al.
174
CONCLUSIONES
El mineral VVAC es efectivo para la reducción
de los niveles de Pb (II) en solución acuosa. El me-
canismo de adsorción en este caso es dado por la in-
teracción del ion con los grupos activos superfciales
del mineral, de la misma forma que para el caso de
Cu (II), a través de una quimisorción. El proceso de
adsorción fue descrito con el modelo de Langmuir y
la máxima capacidad de remoción de Pb (II) fue de
0. 67 mmol/g para las condiciones experimentales
fjadas. El diseño de adsorbedores por contacto des
-
taca las ventajas del diseño de Fujo contracorriente
en cuanto a la cantidad de mineral a utilizar para
remover altos porcentajes del contaminante en medio
líquido. Esto avala el uso del mineral para aplicacio-
nes a mayores escalas y hace evidente el ahorro de
material utilizando este diseño.
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