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Estudio de la implementación de
nanopartículas para la detección de
arsénico en el agua
Heilym Camila Ramirez Rico
Universidad Distrital Francisco José de Caldas
Facultad De Ingeniería, Proyecto Curricular De Ingeniería Electrónica
Bogotá D.C., Colombia
2016
Estudio de la implementación de
nanopartículas para la detección de
arsénico en el agua
Heilym Camila Ramirez Rico
Trabajo de grado presentado como requisito parcial para optar al título de:
Ingeniera Electrónica
Directora:
MsC, Luz Helena Camargo Casallas
Línea de Investigación:
Nanociencia
Grupo de Investigación:
Ingeniería y Nanotecnología para la Vida (INVID)
Universidad Distrital Francisco José de Caldas
Facultad De Ingeniería, Proyecto Curricular De Ingeniería Electrónica
Bogotá, Colombia
2016
A mis padres Eduan Ramirez Correa, Ana
Delia Rico Cañon y a mi hermana Markyury Tatiana
Ramirez Rico que siempre me han apoyado y me
han impulsado a ser siempre mejor.
A Hector Geovanni Schiller que aun que ya
no se encuentra conmigo fue una pieza muy
importante para culminar mi carrera.
Resumen y Abstract
VII
Resumen
En el presente trabajo se lleva a cabo un estudio sobre la detección de arsénico en el
agua implementando nanopartículas, ya que el uso de partículas en tamaño nanométrico
ha demostrado ser una técnica apta para detectar arsénico en el agua debido a su alta
complejidad de detección. Se elabora el presente estudio con el fin de que este tipo de
técnica sea implementada por todos los países, en especial los países con alto riesgo de
contaminación por arsénico. La información sobre la presencia de arsénico en el agua,
sus consecuencias y métodos de detección se toma de aplicaciones y estudios
realizados en otros países, se identifican los procedimientos requeridos para lograr la
detección de arsénico presente en el agua con nanopartículas y se realiza la simulación
de las nano partículas de arsénico, alúmina activada, nZVI/AC y perlas poliméricas; Con
lo cual se analiza cómo se comportan en el agua, como la afectan y el método más
adecuado.
Palabras clave: Nano partículas, arsénico, alúmina activada, nZVI/AC, perlas
poliméricas.
Abstract
In the present work, a study is carried out on the detection of arsenic in water by applying
nanoparticles, since the use of particles in nanometric size has proved to be a technique
to detect arsenic in water due to high detection complexity. The present study is
elaborated so that this type of technique is implemented by all the countries, especially
the countries with high risk of contamination by arsenic. The information on the presence
of arsenic in water, its consequences and methods of detection are based on applications
and studies conducted in other countries, identify the procedures necessary to achieve
VIII
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico
en el agua
the detection of arsenic present in water with nanoparticles and simulation of
nanoparticles Arsenic, activated alumina, nZVI / AC and polymer beads; This discusses
how they behave in the water, how they affect and the most appropriate method.
Keywords: Nano particles, arsenic, activated alumina, nZVI / AC, polymer beads.
Contenido
IX
Contenido
Contenido .................................................................................................................. Pag.
1.
Arsénico y métodos de detección........................................................................... 5
1.1
Arsénico en el agua............................................................................................ 5
1.1.1 Arsénico permitido ........................................................................................... 6
1.2
Métodos de detección de arsénico en el agua.................................................... 8
1.3
Nanociencia y nanotecnología ......................................................................... 15
1.4
Adsorción ......................................................................................................... 17
2.
Métodos adsorbentes empleados para la detección de arsénico....................... 21
2.1
Estrategias empleadas en el modelado ............................................................ 21
2.1.1 Alúmina activada ........................................................................................... 21
2.1.2 Nanopartículas de hierro cero-Valente (nZVI) ................................................ 24
2.1.3 Perlas poliméricas ......................................................................................... 26
2.1.4 Nanopartículas de hierro/conchas de ostras (NI/OSS) ................................... 30
2.2
Principales hallazgos ........................................................................................ 32
2.2.1 Alúmina activada ........................................................................................... 32
2.2.2 Nanopartículas de hierro cero-Valente (nZVI) ................................................ 53
2.2.3 Perlas poliméricas ......................................................................................... 63
2.2.4 Nanopartículas de hierro/conchas de ostras (NI/OSS) ................................... 76
3.
Simulación y resultados ........................................................................................ 87
3.1
Simulación nanopartícula de arsénico en agua ................................................ 87
3.1.1 Partícula de arsénico en un flujo de agua. ..................................................... 87
3.1.2 Variación de velocidad del flujo de agua. ....................................................... 96
3.2
Partícula de alúmina en un flujo de agua .........................................................111
3.2.1 Alúmina en un tubo de agua ........................................................................ 111
3.2.2 Variación de velocidad del flujo de agua. ..................................................... 117
3.3
Simulación nanopartícula de nZVI/AC .............................................................121
3.3.1 Partícula de nZVI/AC en un flujo de agua .................................................... 121
3.4
Simulación nanopartícula de perlas poliméricas ..............................................127
3.4.1 Partícula de perlas poliméricas en un flujo de agua ..................................... 127
4.
Conclusiones y trabajo futuro ............................................................................. 133
X
4.1
4.2
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico
en el agua
Conclusiones .................................................................................................. 133
Trabajo futuro ................................................................................................. 135
Bibliografía ...................................................................................................................136
Contenido
XI
Lista de figuras
Pág.
Figura 1-1:
Mapa del arsénico en agua (Smedley & Kinniburgh, 2002) ...................... 7
Figura 1-2:
Rango de aplicación del método de membrana (Zhu, Jia,
Wu, & Wang, 2009) ................................. ¡Error! Marcador no definido.0
Figura 2-1:
Diagrama de flujo para la síntesis de partículas adsorbentes
dopadas por (Al y Fe) (V. Kumar, Talreja, & Deva, 2011). ..................... 25
Figura 2-2:
Distribución de tamaño de las nanopartículas PH22_BM_A
(Tamaño medio = -100nm) (V. Kumar et al., 2011). ............................... 26
Figura 2-3:
SEM microimagen de nZVI/AC: (a) 2000 veces; (b) 20000
veces. (Zhu et al., 2009) ........................................................................ 34
Figura 2-4:
Modelado de cinética de adsorción de arsénico por nZVI/AC
con el
modelo Boyd. Condiciones de reacción: 2,0mg/L
As(III)/As(V), 1,0g/L nZVI/AC, pH 6,5 a 25ºC. El recuadro
derecho muestra los datos originales de adsorción As(III)/As(V)
con respecto al tiempo (Zhu et al., 2009). .............................................. 36
Figura 2-5:
Efecto de la dosis del adsorbente en la adsorción de arsénico
con nZVI/AC de solución de As(III) y As(V). Inicial [As]: 2mg/L;
nZVI/AC: 1,0gm/L, 0,5gm/L y 0,1gm/L, pH: 6,5; temperatura:
25ºC y tiempo de equilibrio: 72 horas (Zhu et al., 2009)......................... 36
Figura 2-6:
Sobres de adsorción de As(V) y As(III) por nZVI/AC a una
concentración de arsénico inicial (2mg/L) y la relación de
XII
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico
en el agua
solido/solución de 1gm/L. Tiempo de equilibrio: 72 horas
(Zhu et al., 2009). ................................................................................... 38
Figura 2-7:
Las isotermas de adsorción de As(V) y As(III) por nZVI/AC a
pH 6,5 a 25ºC y tiempo de equilibrio 72 horas (Zhu et al., 2009). ........... 39
Figura 2-8:
Imágenes SEM de las perlas activadas dopadas con Al
(APH_40). (a) Perla esférica (0,8mm), (b) superficie porosa y
espectros EDX, (b') Mapeo EDX: oxígeno (rojo), de aluminio
(verde), carbono (azul), (c) superficie activada después de la
adsorción de arsénico, (c') Mapeo EDX: arsénico (rojo), de aluminio
(verde), carbono (azul). (Zhu et al., 2009). ................ ¡Error! Marcador no
definido.45
Figura 1-1:
Mapa del arsénico en agua (Smedley & Kinniburgh, 2002). ..................... 7
Figura 1-1:
Mapa del arsénico en agua (Smedley & Kinniburgh, 2002). ..................... 7
Lista de tablas
Pág.
Contenido
Tabla 1-1:
XIII
Densidad y solubilidad de las tres formas más comunes de Arsénico
en el agua (Villalobos & Hidalgo, 2011) ...................................................... 5
Tabla 1-2:
Límites permisibles de arsénico en agua potable (Villalobos & Hidalgo,
2011) .......................................................................................................... 7
Tabla 1-3:
Ventajas y desventajas de las tecnologías para detectar Arsénico
(Villalobos & Hidalgo, 2011). ......................... ¡Error! Marcador no definido.
Tabla 2-1:
Parámetros de isotermas de adsorción de Langmuir y Freundlich de
arsenito y arsenato por nZVI/AC (Zhu et al., 2009).................................... 40
Tabla 2-2:
Remoción de arsénico en cada ciclo de adsorción y desorción
repetida (2mg/L As, 1,0g/L nZVI/AC, pH 6,5) (Zhu et al., 2009).. .............. 43
Tabla 2-3:
Caracterización de la superficie de las diferentes relaciones de
metal en las partículas de adsorbentes sintetizados. (Zhu et al., 2009).. ... 51
Tabla 2-4:
EDX análisis del sistema operativo y NI / OSS. (Fan et al., 2015) ............. 57
Tabla 2-5:
Relación entre reductor y detección y eliminación de As(III)
por NI/OSS (condición de preparación: OSS 0,3g; temperatura
15ºC; condiciones de reacción: As(III) concentración inicial
1,8mg/L; tamaño medio de partícula OSS 230µm; pH 6,8;
temperatura de 20ºC; tiempo de agitación 24 h; agitación
200 rpm). (Fan et al., 2015). ...................................................................... 59
Tabla 2-6:
Comparación de las capacidades de carga de nano-alúmina,
CTS-GPA y alúmina cargada CTS-g-PA. (Saha & Sarkar, 2012) .............. 67
Tabla 2-7:
Resumen de los parámetros de las isotermas para el arsénico
en el biosorbente. (Saha & Sarkar, 2012).................................................. 77
Tabla 2-8:
Eficiencia de recuperación de As(V) por diferentes agentes de
desorción. (Saha & Sarkar, 2012). ............................................................ 83
Tabla 2-9:
Comparación de la capacidad de eliminación de arsénico
de varios adsorbentes. (Saha & Sarkar, 2012). ......................................... 84
XIV
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico
en el agua
Tabla 2-10: Estudio de campo de la adsorción de arsénico utilizando el
adsorbente sintetizado. (Saha & Sarkar, 2012) .......................................... 85
Tabla 3-1:
Resumen de datos de entrada A ............................................................. 100
Tabla 3-2:
Resumen de datos de entrada B.............................................................. 109
Tabla 3-3:
Propiedades físicas de la alúmina activada.............................................. 114
Tabla 3-4:
Resumen de datos de entrada CA y CB .................................................. 119
Tabla 3-5:
Resumen de datos de entrada CC y CD .................................................. 124
Contenido
XV
Introducción
El agua es fuente vital de vida para el ser humano, la cual puede provenir de ríos, lagos,
embalses o posos. Estas fuentes de agua suelen estar expuestas a cualquier tipo de
contaminación ya sea contaminantes de origen natural como por emanación de volcanes
o contaminantes de origen artificial producidos por actividad humana.
Uno de los contaminantes encontrados en el agua que más preocupa en algunos países
de todo el mundo es el arsénico, ya que es un contaminante que proviene tanto de origen
natural como artificial, es uno de los contaminantes más difíciles de detectar y la ingesta
de este puede causar graves problemas de salud en el ser humano como problemas
respiratorios, efectos cancerígenos y hasta la muerte.
La presencia de arsénico en el agua es un problema de salud pública ya que, en países
como Argentina, Brasil, Chile, China, India, México, Taiwán, entre otros, se ha
presentado con alta frecuencia y de forma alarmante. En Colombia un estudio realizado
por la universidad nacional indica que hay un alto grado contaminación por arsénico en el
rio Bogotá, lo cual es preocupante ya que el estudio reveló la presencia de este
contaminante en los tejidos de plantas como apio, lechuga, repollo y brócoli, regadas con
el agua del rio Bogotá.
Una de las técnicas más utilizadas para la detección de arsénico son las nanopartículas,
se considera que tienen gran capacidad para absorber arsénico. El uso de partículas en
tamaño nanométrico ha demostrado ser una técnica apta para detectar arsénico en el
agua debido a su alta complejidad de detección.
Por lo anterior, en el presente documento se realiza un estudio sobre la detección de
arsénico en el agua implementando nanopartículas, con el fin de que este tipo se técnica
sea implementada en el futuro por todos los países, en especial los países con alto
riesgo de contaminación por arsénico.
2
Introducción
La importancia de realizar este estudio sobre la detección de arsénico en el agua por
medio de nanopartículas es identificar los métodos o técnicas existentes para dicha
detección y así lograr su confiabilidad en el método de su aplicación, además de servir de
guía esas futuras aplicaciones y de esta forma evitar el riesgo que representa el consumo
de agua potable con arsénico en los seres humanos. Se espera que este estudio sea de
ayuda para que dichas técnicas de detección sean aplicadas no solo en el extranjero sino
también en Colombia.
Se lleva a cabo un estudio detallado de cómo detectar la presencia de arsénico en el
agua implementando nanopartículas, la información se tomará de aplicaciones y estudios
realizados en otras ciudades o países. Se adquiere información sobre la contaminación
de arsénico en la planoteca de la empresa de acueducto y alcantarillado de Bogotá a
partir de las investigaciones realizadas por el PTAR (Planta de tratamiento de aguas
residuales).
Una estrategia que se estima crucial desde el comienzo es la adquisición de información
que indica la contaminación de arsénico en algunos países, en especial en Colombia,
enfocándose en el rio Bogotá.
La compilación de material bibliográfico se obtiene de artículos, publicaciones y tesis con
temas a fines al presente trabajo, adquiridas a través de bibliotecas públicas, bibliotecas
de universidades y bibliotecas mundiales (virtuales).
El estudio de implementación de nano partículas para la detección de arsénico en el
agua se basa en el material bibliográfico obtenido, además de investigaciones realizadas
en otros países que solucionan o intentan solucionar el mismo problema o problemas
similares al del presente trabajo, de donde se pretende obtener métodos de detección
con nano partículas, tipos de nano partículas, reacciones e interacciones químicas entre
nano partículas y el contaminante, resultados, conclusiones, etc.
La simulación de la nanopartícula que detecta arsénico en el agua y dicho contaminante,
se lleva a cabo por medio de una herramienta de programación conocida para el autor y
de fácil adquisición.
Introducción
3
Por medio de dicha simulación se podrá observar y analizar más a fondo el
comportamiento de las partículas estudiadas.
1. Arsénico y métodos de detección
El arsénico, cuyo número atómico es 33, está ubicado en la tabla periódica sobre la línea
de la clasificación general que divide los elementos metales y no metales, pero su
comportamiento físico se asemeja más a los metales.
El arsénico está distribuido por toda la corteza terrestre en estados de oxidación, en la
superficie de rocas como mineral de cobalto combinado con azufre o metales como
Manganeso (Mn), Hierro (Fe), Níquel (Ni), Plata (Ag) o Estaño (Sn) (Villalobos & Hidalgo,
2011). En sedimentos de depósitos aluviales se encuentra como Arsenopirita (FeAsS).
1.1 Arsénico en el agua
En el agua el arsénico está en estado de oxidación y es comúnmente encontrado en las
tres formas de arsénico (¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.).
Tabla 1-1:
Densidad y solubilidad de las tres formas más comunes de Arsénico en el
agua (Villalobos & Hidalgo, 2011).
Compuesto
As
Densidad(g/
)
Solubilidad en agua(g/l)
5,73 (a 14 °C)
Insoluble
3,74
37 a 20°C
4,32
1500 a 16°C
Principalmente el arsénico está presente en las regiones con actividad volcánica, se
presenta de forma natural en ciertos suelos y puede disolverse o entrar en contacto con
el agua que fluye cerca de poblaciones que termina siendo ingerida. El arsénico puede
6
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
encontrarse en aguas superficiales pero la mayor contaminación de arsénico se presenta
en aguas profundas. La contaminación del agua por arsénico puede presentarse también
por contaminación industrial o por el uso de pesticidas en granjas.
El arsénico es uno de los elementos químicos más tóxicos y cancerígenos y es
considerado por la Organización Mundial de la Salud como el primer tema prioritario
entre las sustancias tóxicas (Zhu et al., 2009).
Si el ser humano ingiere agua contaminada de pequeñas cantidades de arsénico puede
causar efectos crónicos en su salud debido a su acumulación en el organismo, como:

Irritación de estómago e intestino.

Disminución de la producción de glóbulos rojos y blanco.

Irritación de los pulmones.

Lesiones en la piel.

Diabetes.

Posibilidades de Cáncer (Piel, Pulmón, Riñones e Hígado).

En exposiciones muy altas:

Infertilidad y Aborto en mujeres

Daño del Cerebro

Problemas Cardiacos
La exposición crónica de arsénico el agua potable contaminada es la principal causa de
envenenamiento, especialmente en los países en desarrollo, por ejemplo, Bangladesh,
Vietnam, China, donde millones de habitantes del pueblo están utilizando aguas
subterráneas con concentración de arsénico muy altas (V. Kumar et al., 2011; Zhu et al.,
2009).
1.1.1 Arsénico permitido
Dado el desconocimiento que existe acerca de los males asociados al consumo de
Arsénico en el agua y a lo prolongado de este consumo para que se manifiesten
síntomas en la población, no existe un consenso global respecto a cuál debe ser el nivel
máximo permitido (Fan, Zhang, & Zhang, 2015). Hay muchos países que establecieron el
Arsénico y métodos de detección
7
límite superior de arsénico en 50 µg/lt, La organización mundial de la salud propone un
límite de 10 µg/lt lo cual se cumple en Estados Unidos y Europa.
Tabla 1-2:
Límites permisibles de arsénico en agua potable (Villalobos & Hidalgo,
2011).
País
Máximo valor permitido (
Estados Unidos(EPA)
10
Comunidad Económica Europea(CEE)
10
Argentina
50
México
50
Taiwán
50
Bangladesh
50
Australia
7
Organización mundial de la Salud(OMS)
10
)
Los niveles altos de arsénico en agua afectan muchas regiones del mundo, como puede
verse en la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia..
Figura 1-1:
Mapa del arsénico en agua (Smedley & Kinniburgh, 2002).
8
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En América Latina, países como Argentina, Chile, El Salvador, Nicaragua, México, Perú y
Bolivia, al menos cuatro millones de personas beben permanentemente agua potable con
niveles de arsénico que ponen en riesgo su salud (Esparza, 2006). Las concentraciones
de arsénico en el agua, sobre todo en el agua subterránea, presentan niveles que llegan
en algunos casos hasta 1 mg/L. En otras regiones del mundo como India, Bangladesh,
China y Taiwán el problema es aún mayor. De acuerdo con la información obtenida, en
India existen alrededor de 6 millones de personas expuestas, de las cuales más de 2
millones son niños. En Estados Unidos más de 350.000 personas beben agua cuyo
contenido es mayor que 0,5 mg/L de arsénico, y más de 2,5 millones de personas están
siendo abastecidas con agua con tenores de arsénico mayores a 0,025 mg/L (Smedley &
Kinniburgh, 2002).
1.2 Métodos de detección de arsénico en el agua
La contaminación de los ecosistemas es un problema de gran importancia que se ve
incrementado por ciertas actividades humanas como la industria o la minería que
provocan la acumulación de metales pesados y de otros contaminantes como el arsénico
en el medioambiente. La contaminación por arsénico ha ido aumentando en todo el
mundo debido a los desastres naturales y el aumento de actividades antropogénicas. La
Arsénico y métodos de detección
9
contaminación del agua potable con arsénico es principalmente debida a aguas
residuales industriales, es decir, los efluentes de las diversas industrias como la industria
metalúrgica, la cristalería y la producción de cerámica, curtiduría, colorantes, pesticidas,
algunas industrias de fabricación de productos químicos orgánicos e inorgánicos, refino
de petróleo y metales de determinadas tierras también contienen altos niveles de
arsénico (Altundogan, Altundogan, Tumen, & Bildik, 2002). En aguas naturales, esto
ocurre principalmente en estados de oxidación trivalente (H3AsO3, H2AsO3-, ¯HAsO32-) y
pentavalente (H3AsO4, HAsO42¯, H2AsO4¯) (Ohki, Nakayachigo, Naka, & Meeda, 1996). El
arsenato (As(V)) predomina en aguas oxigenadas (agua de superficie), mientras que el
arsenito (As(III)) predomina en las aguas anoxicas (aguas subterráneas).
La detección y eliminación de arsénico se ha llevado a cabo tradicionalmente mediante
técnicas como la precipitación, oxidación-reducción, separación sólido-líquido, procesos
de intercambio iónico, etc. Estas tecnologías muestran una gran eficiencia para
concentraciones elevadas de arsénico en los efluentes acuosos (Wase & Forster, 1997).
Sin embargo, estas técnicas no son efectivas para la eliminación de las especies
contaminantes a niveles traza, por ello se han desarrollado métodos de bajo coste para
eliminarlas (Volesky, 1997).
Varias tecnologías están disponibles actualmente para eliminar el arsénico en el agua,
que se pueden separar en métodos comunes utilizados en países desarrollados y en
países en vía de desarrollo. Estos métodos son:

Método de oxidación:
Este método se lleva a cabo atreves de la aireación simple, agentes oxidantes y
radiación. La oxidación convierte el arsenito As(III) en arsenato As(V), debido a que
las tecnologías de detección de arsénico son más eficientes para el arsenato, debido
a que el arsenito no carga por debajo de un pH de 9,2.

Método de precipitación:
Este método se lleva a cabo atreves de la coagulación/floculación, filtración directa,
coagulación asistida con micro filtración, coagulación mejorada, ablandamiento con
cal, ablandamiento con cal mejorado. El proceso en que la adición de productos
químicos (coagulantes) generan que las cargas eléctricas del material disuelto,
10
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
suspendido o en forma coloidal sean neutralizadas, lo que permite la formación de
partículas mayores o aglomerados que pueden ser eliminadas por sedimentación o
filtración (Saha & Sarkar, 2012). La filtración consiste en la separación de partículas
sólidas al atravesar un medio que las retiene. Los medios filtrantes más utilizados
son: Arena antracita granate carbón activado telas filtrantes. La eficiencia depende
de: tipo de medio, tasa de filtración, tiempo de contacto y contra lavado (Zhu et al.,
2009).

Método de adsorción:
Este método se lleva a cabo atreves de la alúmina activa, carbón activado, Fe/Mn. La
absorción es el proceso de transferencia de masa donde una sustancia en su fase
líquida queda atrapada por fuerzas físicas o químicas a la superficie de un sólido.
Cuanto mayor sea la superficie del medio, mayor es la capacidad de acumular
material.

Método de intercambio iónico.
Este método se lleva a cabo atreves del intercambio iónico. Es un proceso físico y
químico, en el cual los iones de una especie dada son desplazados de un material
insoluble de intercambio (resina) por otros iones que se encuentran en solución. Las
resinas de intercambio iónico utilizan una matriz polimérica de enlace cruzado. Las
resinas de sulfato selectivas convencionales son las más utilizadas para remoción de
arsenato (Saha & Sarkar, 2012)

Método de membrana.
Los procesos basados en utilización de membranas permiten el paso de agua y
separan ciertos solutos presentes en ellas. Las membranas se clasifican de acuerdo
a tamaño de elementos a separar: micro filtración, ultrafiltración, nano-filtración,
osmosis inversa, electro diálisis inversa.
Figura 1-2:
Rango de aplicación del método de membrana (Zhu et al., 2009).
Arsénico y métodos de detección
11
Debido a la gran problemática existente en muchos países del mundo por el consumo de
aguas con arsénico y en especial en países los cuales gran parte de la población tiene
bajo poder adquisitivo, se desarrollaron han diseñado tecnologías emergentes de
solución (Villalobos & Hidalgo, 2011). Se presenta una comparación entre las diferentes
tecnologías de detección de arsénico y se observan sus ventajas y desventajas (¡Error!
No se encuentra el origen de la referencia.).
Tabla 1-3:
Ventajas y desventajas de las tecnologías para detectar Arsénico
(Villalobos & Hidalgo, 2011).
Tecnología
Ventajas
Desventajas

Operación
costosa
y
complicada

Coagulación
Filtración

Baja inversión de capital

Hasta 90% de remoción

Requiere
entrenados

Tipo y dosis de productos
de As
químicos
Especial para aguas con
eficiencia
alto contenido de Fe-Mn
operadores

afectan
la
Problemas
en
la
disposición
de
los
efluentes
Ablandamiento con

Alta remoción de Aa con

Remoción limitada de As

Operación
costosa
y
12
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Cal
pH>10.5

Químico
complicada
fácilmente
disponible

Ajuste continuo de pH

Problemas
en
la
disposición
de
los
Problemas
en
la
disposición
de
los
efluentes

Tratamiento Fe-Mn

efluentes por
Remueve también otros
contaminantes
toxicidad
del residuo

Requiere
operadores
entinados
para
evitar
problemas aguas abajo

Competencia
con
sulfatos y cloruros

Alta remoción de As aun

Ajuste de pH

Problemas
regeneración:
con altos TDS.
Alúmina activada

Eficiencia del 95%

Tecnología
de
5-10%
perdida por carrera

Problemas con manejo
de químicos
comercialmente

disponible
Ensuciamiento
con
sólidos suspendidos

Problemas de efluentes
potencialmente
peligrosos

Eficiencia del 95%

Tecnología

solo
apropiada para sistemas
Intercambio iónico


Alto costo de inversión y
operación

Problemas de efluentes
con sulfatos < 25 mg/l y
potencialmente
TDS<500 mg/l
peligrosos
No se quiere ajuste de

Los
PH
selenio,
Bueno para aguas con
nitratos
sulfatos,
fluoruros
TDS,
y
Arsénico y métodos de detección
13
alto As y pH; bajos

Osmosis inversa/
Nano filtración
suspendidos
precipitados
Buena
tapan el medio
remoción
de
de

No remueven As

Mayor
y
hierro
inversión
de
Puede llegar a remoción
capital y cuidado en pre-
>95%
tratamiento


Calidad consistente

Equipamiento compacto
Mayormente no remueve
As

y automatizado

Sólidos
sulfatos y bicarbonatos
nitratos y cromaros


Baja
recuperación
de
Efectivo si se desean
agua lleva a aumentar el
remover
caudal de agua cruda
otros
compuestos y TDS total

Efluente
puede
ser
inversión
de
problema

Mayor
capital y cuidado en preElectrodiálisis
reversible

Puede llegar a remoción
tratamiento

>80%
No competitivo en costo
con osmosis inversa y
nano filtración

Operación con atención
mínima
Medios filtrantes
especiales

Bajo
volumen
de
efluentes

Cambios bruscos en la

Mayores
costos
operativos
calidad de entrada no
afectan rendimiento
Se han realizado diversos estudios que contienen comparaciones las diferentes
tecnologías de tratamiento de agua por arsénico. El uso de nanotecnología para la
detección de arsénico en el agua tiene una eficiencia mayor al 95%, eficiencia mayor a la
de cualquier otra tecnología de detección de arsénico. La aplicación de nanopartículas
14
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
para la eliminación de contaminantes ha surgido como interesante. Las nanopartículas
presentan una buena eficiencia de detección especialmente en la interacción con
especies metálicas (Saha & Sarkar, 2012).
Existen diferentes formas de utilizar la nanotecnología a la hora de detectar arsénico en
el agua, esto varía en la cantidad y tipo de nanoparticulas a utilizar.
Se informó recientemente que las nanoparticulas de hierro cero Valente (nZVI) son un
candidato ideal para la detección de arsénico que contamina las aguas subterráneas
(Kanel, Greneche, & Choi, 2006; Kanel, Manning, Charlet, & Choi, 2005). También puede
ser un material prometedor para remover el arsénico en agua potable debido a su alta
capacidad de adsorción de arsénico. Sin embargo, los óxidos suelen aparecer como
polvos finos, que no se puede aplicar en columnas de lecho fijo, a menos que sean de
forma granular. El Hidróxido férrico puede ser procesado como material granular o
cargado en carbono poroso, arena, etc. (Zhu et al., 2009), para lecho fijo en las
operaciones de tratamiento de agua. La aplicación directa de nZVI en el sistema de
tratamiento de agua puede causar la pérdida rápida de nZVI y la contaminación de hierro
en el agua potable debido a su pequeño tamaño de partícula. Por lo tanto, es necesario
cargar nZVI en materiales de apoyo para el tratamiento agua potable contaminada con
arsénico (Zhu et al., 2009). El Carbón activado por sí solo no es un adsorbente eficiente
para el arsénico pero modificado con hierro ferroso o férrico, puede ser un excelente
adsorbente para la detección de arsénico (Huang & Vane, 1989).
El fosfato es uno de los aniones más comunes en las aguas subterráneas, con
concentraciones que van desde 0 hasta aproximadamente 5 mg/lt, debido al uso de
fertilizantes fosfatados (Dong, Guan, & Lo, 2012). El fosfato y el As(V) tienen
geoquímicas similares, comportamientos y ambos aniones compiten por los sitios de
adsorción en las superficies de adsorbentes. Por Consiguiente, identificar el efecto del
fosfato en As(V) de des absorción As-nZVI es esencial con el fin de evaluar la eficacia
de nZVI en As(V) de retención (Dong et al., 2012).
Partículas de hierro dopadas con nano partículas de carbono se desarrollaron como
adsorbentes eficientes para la detección de arsénico (V. Kumar et al., 2011). La
Arsénico y métodos de detección
15
incorporación de Fe dentro de perlas poliméricas durante una polimerización fue una
novedad. En vista de esto, este nano absorbente es potencialmente una multifuncional y
atractiva plataforma para la remediación del agua. En esto, se explora la posibilidad de
sintetizar partículas de carbón nano activado como adsorbente por incorporando
simultáneo tanto de Al y Fe en las perlas poliméricas y evaluar su rendimiento para la
detección de As(V) en el agua.
La Alúmina activada o convencional a base de aluminio en tamaño micro ha sido
empleado para la detección de arsénico, pero las principales desventajas de estos
materiales son la obstrucción de la cama durante las operaciones de detección y
absorción por su escala hasta y por sólidos suspendidos debido a la formación de
hidróxidos metálicos (Saha & Sarkar, 2012). Recientemente, la aplicación de
nanopartículas para la eliminación de contaminantes se ha convertido en una interesante
área de investigación. Las nanopartículas presentan una buena eficacia de adsorción
especialmente debido a su mayor superficie y mayor activo sitios para la interacción con
especies metálicas (K. Hristovski, Baumgardner, & Westerhof, 2007). Sin embargo, sólo
unos pocos informes están disponibles en la literatura se trata de las aplicaciones de
alúmina en nano-escala para la remoción de arsénico del agua. Las nanoparticulas de
Alúmina (Al2O3) pueden ser sintetizadas por una serie de métodos tales como coprecipitación, sol-gel, y la descomposición térmica (Gleiter, 2000; Lee et al., 2005).
En base a lo anterior se sabe existen varios métodos de detección de arsénico en el
agua por medio de nanopartículas y estos varían dependiendo el tipo de nanopartícula,
su interacción y la superficie del agua en la que se quiera detectar la contaminación por
arsénico.
1.3 Nanociencia y nanotecnología
Como se indicó anteriormente el método más innovador y eficiente en la actualidad para
detectar arsénico en el agua es el método de membrana usando nano partículas, esto se
debe a que las partículas en dimensiones nano, presentan una elevada relación
superficie-volumen, con lo cual se dispone de una gran cantidad de sitios activos para la
adsorción superficial de los contaminantes (Brito, Cuervo, Martinez, & Falco, 2014).
16
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Gracias a las investigaciones del físico Richard Feynman en el año 1959 se inició el
desarrollo de la nanociencia. Desde entonces la ciencia ha estudiado el papel que la
nanotecnología puede jugar en todos los aspectos de la sociedad. Gracias a la
nanociencia existe la probabilidad de poder controlar las propiedades nanométricas y
macroscópicas de un material, además se busca diseñar materiales que soporten
mayores temperaturas, resistan más las flexiones o torsiones y que permitan el
transporte de corriente sin perdidas de energía.
Los nanomateriales son materiales con dimensiones externas o estructuras internas a
escalas que van desde 1 a 100 nanómetros, son materiales que cambian su temperatura
cuando inciden sobre ellos luz de solamente nueve frecuencias diferentes. Estos
nanomateriales pueden ser ensamblados en nanotubos o nanofibras de tal manera que
además de la reducción del tamaño, también se favorece una mayor superficie de
contacto dando lugar a propiedades fisicoquímicas superiores (mecánicas, eléctricas,
magnéticas, ópticas, catalíticas…) y favoreciendo el desarrollo de aplicaciones en
campos tan diversos como la biomedicina, electrónica, informática, etc. (L. Zhang &
Webster, 2009).
Una de las aplicaciones muy importante de la nanociencia se enfoca en el
medioambiente y la preocupación por el impacto ambiental. Se ha buscado implementar
nanotecnología para descontaminar determinados medios ambientales, esto gracias a
que el pequeño tamaño de las nanopartículas hace que puedan ser transportadas
fácilmente por el flujo de aguas subterráneas y además permanezcan en suspensión
largos periodos de tiempo pudiendo llegar a establecer una zona de tratamiento in situ.
Alternativamente, las nanopartículas pueden ser ancladas sobre una matriz sólida tal
como carbón activado o zeolita para el tratamiento mejorado de agua, aguas residuales o
corrientes de procesos gaseosos (W. X. Zhang, 2003).
Las nanopartículas suelen clasificarse en dos grupos:

Orgánicas: como los fullerenos y los nanotubos de carbono.

Inorgánicas: en las que se incluyen óxidos metálicos (óxido de zinc, óxido de
hierro, dióxido de titanio, etc.), metales (oro, plata o hierro) y “quantum dots”
Arsénico y métodos de detección
17
(puntos cuánticos) (sulfuro de cadmio, seleniuro de cadmio,…) (Peralta-Videa et
al., 2011).
No es suficiente con solo utilizar métodos de nano-filtración para detectar arsénico en el
agua, para lograr esto es necesario el uso simultaneo de otros métodos entre los cuales
están principalmente el método de adsorción, ya que la técnica tradicional para detectar y
remover metales del agua es la adsorción (Gelover Santiago, 2007). Además de esto es
importante también identificar las nanopartículas indicadas para llevar a cabo este
proceso.
1.4 Adsorción
Se lleva a cabo atreves de la alúmina activada, carbón activado, Fe/Mn, arcilla caolinita,
oxido férrico hidratado, bauxita activados, oxido de titanio, cerio oxido, oxido de silicio,
entre otros, como adsorbentes. El método de adsorción es el más usado para detectar y
eliminar arsénico en agua potable.
Gracias a la alta afinidad por el As(III) y el As(V), el hierro elemental y el hidróxido de
hierro se aplican como absorbentes para la detección de arsénico (Guo & Chen, 2005).
Se han utilizado polvos de hierro de valencia cero para interceptar arsénico en agua
subterránea contaminada (Bang, Korfiatis, & Meng, 2005), así que el hierro de valencia
cero en nanoescala (Nanoscale zero-valent iron (nZVI)) es un candidato ideal para la
remediación in situ de aguas subterráneas contaminada por arsénico y agua potable
debido a su gran superficie activa y alta capacidad de absorción de arsénico. Ya que el
nZVI y el hidróxido de hierro suelen aparecer como polvo fino, lo cual no se puede aplicar
en columnas de lecho fijo, a menos que sean de forma granular, para este caso, el
hidróxido férrico puede ser procesado como material granular o cargado en carbono
poroso, arena, etc. (Zhu et al., 2009). Es necesario que cargar nZVI en materiales de
apoyo para detectar arsénico en el agua, ya que, debido a su pequeño tamaño de
partícula, la aplicación directa de nZVI en aguas podría causar la perdida rápida de nZVI
y contaminar el agua potable con hierro. El carbón activado por sí solo no es un
absorbente eficiente para la detección de arsénico en el agua, pero al ser modificado con
hierro férrico se convierte en un buen adsorbente apara la detección de arsénico (Huang
& Vane, 1989).
18
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
La adsorción puede ser influenciada por la presencia de iones que compiten en el agua
subterránea. Uno de los aniones más comunes en las aguas subterráneas es el fosfato,
que tiene concentraciones de 0 a 5 mg.L aproximadamente, debido al uso de fertilizantes
de fosfato (Oinam, Ramanathan, Linda, & Singh, 2011). El fosfato y As (V) tienen
comportamientos geoquímicos similares, y ambos aniones compiten por los sitios de
adsorción en las superficies de los adsorbentes (Antelo, Avena, Fiol, Lopez, & Arce,
2005), así que identificar el fosfato como absorbente para detectar As(V) a partir de As(V)
tratado con nZVI (As-nZVI) es esencial para evaluar la eficiencia de nZVI sobre As(V)
como retención.
Recientemente se desarrolló como adsorbente eficiente para detectar arsénico hierro
dopado con nanopartículas de carbón activado, se incorporó hierro dentro de las perlas
poliméricas durante una etapa de polimerización, lo cual logro un alentador rendimiento
para la detección de arsénico. Hay algunos estudios reportados sobre la síntesis de
perlas poliméricas mediante polimerización en suspensión (V. Kumar et al., 2011). Por
ejemplo, en (Maria et al., 2003) han preparado materiales compuestos a base de estireno
/ divinilbenceno que contienen hierro. Los materiales preparados eran resinas de tipo gel
y el tamaño medio de tales materiales fue 150 micrómetros. Además, las partículas de
hierro se aglomeraban sólo en la superficie de las perlas poliméricas. La aplicación de
tales materiales fue en el etiquetado celular o la separación de células a causa de su
comportamiento magnético. Por otro lado (C. Zhang, Li, & Pang, 2001) han utilizado la
polimerización en suspensión magnética para preparar resinas quelantes. Las resinas se
encontraban en la forma de polvo, con el tamaño medio de menos de 45 micrómetros. En
(Rana, White, & Bradley, 1999) también sintetizaron hierro incorporado en perlas
basadas en poli estireno por polimerización en suspensión. Las perlas magnéticas
sintetizadas variaban de tamaño entre 45 - 125 micrómetros, mostraron aplicaciones
potenciales en el área de resinas. En (Ding, Sun, Wan, & Jiang, 1998) sintetizaron las
partículas magnéticas basadas en estireno de tamaño similar a 7 micrómetros por
polimerización en suspensión en bio-aplicaciones tales como la purificación de proteínas
y la recuperación de las enzimas. Se puede evidenciar en los estudios citados
anteriormente que la mayoría de los materiales poliméricos preparados por polimeracón
en suspensión eran de escala micrométrica. Más adelante se citará un estudio en donde
Arsénico y métodos de detección
19
se evidenciará el mismo procedimiento en escala nanométrica, los cambios que este
proceso genera y sus beneficios.
En los últimos años, las partículas de nano-hierro (NI) han presentado un buen
rendimiento en la eliminación de arsénico debido a la alta reactividad y selectividad de
este nanomaterial (Lien & Zhang, 1999), Se ha sintetizado NI he investigado la
eliminación in-situ y ex-situ de arsénico durante tratamiento de aguas subterráneas. Sin
embargo, las preocupaciones sobre estas materias tales como la oxidación, la
agregación y la lixiviación en la fase acuosa limitar las aplicaciones de estos
nanomateriales (Fan et al., 2015). Muchos esfuerzos se han dedicado a mejorar la
oxidación la resistencia y la estabilidad de NI en solución mediante el uso de apoyo
métodos, por ejemplo, en (Li & Zhang, 2006) encontraron que NI apoyado en bentonita
con pilares aumenta la reactividad y la estabilidad para la eliminación de cromo
hexavalente. (Zhu et al., 2009) revelaron que la adsorción de arsenito y arseniato de
carbono por NI / activado fue eficiente en el período inicial de tiempo de 12 h y alcanzado
el equilibrio en 72 horas. Actualmente, las granjas de peces cáscara se enfrentan a un
problema de eliminación de residuos con conchas de ostras (OSS) (Fan et al., 2015). La
eliminación de los sistemas operativos en el tratamiento de aguas residuales ha recibido
más y más atención debido al alto contenido de CaCO3 (hasta aproximadamente 96%),
la porosidad, la no toxicidad y la biodegradabilidad de estos depósitos. En (Luo et al.,
2013) adoptaron el tanque de oxidación biológica de contactos con un relleno activo de
conchas de ostras de residuos para el tratamiento de las aguas residuales. Los
resultados mostraron que la eficiencia promedio de eliminación de demanda química de
oxígeno, demanda bioquímica de oxígeno, amoníaco nitrógeno, fósforo total y sólidos
suspendidos totales en el tanque eran 80,05%, 85,02%, 86,59%, 50,58% y 85,32%,
respectivamente. En (Asaokaa, Yamamotoa, Kondoa, & Hayakawa, 2009) concluyeron
que las conchas de ostras trituradas son una medida eficaz para remediar los sedimentos
enriquecidos orgánicamente en mares costeros eutróficos. En (Fan et al., 2015)
realizaron un estudio donde exploraron un nuevo compuesto de NI/OSS para lograr la
eliminación eficiente de As (III) para el tratamiento de aguas residuales, el cual se citara
más adelante.
También se han llevado a cabo estudios en los que se ha demostrado que la alúmina
activada es el adsorbente más prometedor ya que posee excelentes propiedades físicas
20
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
y texturales en comparación con otros óxidos inorgánicos de transición (Takanashi,
Tanaka, Nakajima, & Ohki, 2004). Se ha usado como absorbente para detectar arsénico
en el agua la alúmina activada en tamaño micrométrico ha presentado problemas de
obstrucción y ensuciamiento debido a los sólidos de suspensión, debido a la formación
de hidróxidos metálicos. A partir de esto se han realizado estudios para la aplicación de
alúmina activada en tamaño nanométrico sabiendo la eficiencia de las nanopartículas
como adsorbentes gracias a su mayor área superficial y mayores sitios activos para la
interacción con metales. La síntesis de las nanopartículas de alúmina (Al2O3) se puede
llevar a cabo a través de métodos como co-precipitación, sol-gel y por descomposición
térmica (Gleiter, 2000). En (Saha & Sarkar, 2012) utilizaron microemulcion inversa para
preparar las nanopartículas de alúmina, Para utilizar nano-absorbentes, es necesario
dispersar el mismo en una matriz porosa desde nanopartículas al desnudo como tal. Los
polímeros (hidrogeles) poseen la capacidad de retener grandes cantidades de agua con
buena fuerza de embalaje, por ello en (Saha & Sarkar, 2012) se eligió el quitosano
(biopolimero) por ser biodegradable, biocompatible, no toxico en la naturaleza y
fácilmente disponible. El quitosano tiene baja porosidad que causa baja capacidad de
absorción, por lo tanto es necesario injertar el quitosano con poliacrilamida, para formar
una matriz quelante altamente porosa (Kawamura, Mitsuhashi, Tanibe, & Yoshida, 1993),
que puede quelar los iones metálicos de manera más eficaz, ya que contiene gran
cantidad de grupo amino (Saha & Sarkar, 2012).
2. Métodos adsorbentes empleados para la
detección de arsénico
2.1 Estrategias empleadas en el modelado
2.1.1 Alúmina activada
2.1.1.1 Sustancias químicas
Para llevar a cabo el método de absorción por alúmina activada se necesita cloruro de
aluminio hexahidratado, amoniaco (28% de solución acuosa), triton X-100, quitosano
ciclohexano (CTS), acrilamida, metileno bis acrilamida (MBA), alginato de sodio. La
solución madre de As(V) preparada a partir de arsénico de sodio, Na2HAsO47H2O.
2.1.1.2 Síntesis de nanopartículas de alúmina
En el procedimiento llevado a cabo en (Saha & Sarkar, 2012) se realiza la síntesis de
nanopartículas de aluminio por la técnica de microemulsión inversa, entonces, la síntesis
de precursores de Al2O3 se realizó utilizando agua en microemulsiones de aceite con
ciclohexano como fase de aceite y agua como fase acuosa (Pang & Bao, 2002)(X. Wang,
Lu, Guo, Wang, & Guo, 2005). Para preparar la microemulsión, ciclohexano, triton X-100
(tensioactivo) y alcohol n-butilico (co- surfactante) se mezclaron primero por agitación
magnética hasta que la mezcla se volvió transparente. La mezcla se separó en dos
partes, a una parte se le agrego solución acuosa de nitrato de aluminio Al(NO 3)3, la
relación molar de tensioactivo (R) se mantuvo a predeterminados valores y la
microemulsión inversa de Al(NO3)3 se preparó posteriormente. En la otra parte se añadió
amoniaco hasta que la mezcla se hizo transparente. Las dos microemulsiones inversas
se mezclaron y se agitaron magnéticamente a temperatura ambiente hasta que el pH se
22
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
redujo a 8, después de interrumpida la agitación se mantuvo la mezcla por 24 horas. El
precipitado se lavó varias veces en etanol usando ultrasonidos, seguido de
centrifugación. El polvo precursor se secó a 80ºC durante 5 horas. Finalmente, el polvo
seco se calcino a 850º C en un horno de mufla durante 3 horas.
2.1.1.3 Inmovilización de alúmina en matriz de polimeros
Se disolvió el quitosano (0,5 g) en 30ml de solución de ácido acético (1%, w/v) en un
matraz de 250 ml de dos bocas. Después de purgar con nitrógeno, se añadió 0,1 gm de
iniciador de amonio por sulfato (APS) en el matraz para iniciar el quitosano para generar
radicales. Una mezcla de 1,50 g de acrilamida y 0,2 g de metileno bis acrilamida (MBA)
se añadieron en el matraz. El un matraz separado se sometió nanopartículas de alúmina
(0,5 g) a ultrasonido en 20 ml de agua de osmosis inversa (RO) durante 30 minutos.
Posteriormente se añadió la mezcla al matraz inicial. La temperatura se mantuvo a 70º C
durante 12 horas para completar la polimeración. El polímero resultante se lavó con agua
RO para eliminar reactivos residuales y homopolímeros. Posteriormente se añadió una
cantidad predeterminada de alginato de sodio y se agito adicionalmente durante 5 horas
para asegurar la homogeneidad. La mezcla homogénea se distribuyó en una solución
saturada suavemente agitada de CaCl2 mediante una bomba peristáltica a una velocidad
constante para formar perlas de hidrogel esféricas uniformes (2,5 nm aprox. De
diámetro). Las perlas se mantuvieron en la solución de CaCl2 durante 1 hora para
permitir la reticulación con Ca2+. Las perlas se enjuagaron con agua RO y se secaron a
temperatura ambiente.
2.1.1.4 Caracterización de nanopartículas de aluminio y matriz de polímeros
El tamaño y morfología de las nanopartículas de alúmina fue estudiada en (Saha &
Sarkar, 2012) por TEM usando el instrumento Technai G2 Spirit Twin (USA). La
morfología superficial de las nanopartículas se estudió mediante AFM (Microscopia de
fuerza atómica) utilizando VEECO multimode nanoscope IIIa (USA). Se realiza en modo
tapping usando puntas de silicona. Los espectros se tomaron contra el aire a 30ºC en
espectrofotómetro UV-VIS (CECIL CE7200, serie 7000, Reino Unido) 200 a 600 nm. Los
experimentos WAXS de las nanopartículas se realizaron con Phillps X’pert difractometro
en modo reflexión (USA). El instrumento se hizo funcionar a una tensión de 45 KV y una
corriente de 40mA. La muestra fue explorada a 2θ = 3-30º en el modo de exploración
Adsorbentes
23
para registrar el patrón de difracción. La morfología de las nanopartículas y la matriz de
polímero se caracterizó por microscopia electrónica de barrido (FEI Company quanta
200) a 20KV y diferente ampliación. Los espectros elementales se obtuvieron utilizando
un analizador de rayos X de energía dispersiva (EDAX) durante la observación SEM. Los
espectros FTIR de las muestras se realizan a partir de una pastilla de KBr de la matriz de
polímero en un instrumento Perkin Elmer FTIR (modelo 782, USA). Los espectros en el
rango de 4000-400 cm-1 se obtuvieron a una resolución de 4cm-1.
2.1.1.5 Determinación de la capacidad de carga del adsorbente
Se realizaron estudios del equilibrio se absorción con solución acuosa de As(V)
preparada por disolución de la cantidad apropiada de arseniato de sodio en agua RO.
Las concentraciones de arsénico se determinaron en varias ocasiones por UV-Vis
espectrofotómetro a 880 nm después de realizar el método de azul de molibdeno
(Lenoble, Deluchat, Serpaud, & Bollinger, 2003). Se realizaron estudios de isotermas de
equilibrio a 30º C con diferentes concentraciones iniciales de arsénico desde 25 hasta 80
mg/L. En cada experimento, se dejó que la solución de arsénico en el matraz hermético
(25 ml) se equilibrara con perlas poliméricas en un agitador orbital a 150 rpm. La cantidad
de arsénico detectado y absorbido (mg) por gramo de perlas de polímero se obtuvo
usando la ecuación:
(1)
Donde Ci y Ce son las concentraciones iniciales y de equilibrio en mg/L, M es la masa
seca de las perlas de polímero adsorbente encapsulado en gramos y V es el volumen de
la solución en litros. El modelado de los daros experimentales de la detección y
eliminación de arsénico se llevó a cabo por Langmuir, Freundlich, Temkin y D-R
isotermas.
2.1.1.6 Efecto de cationes
Debido a que existe arsénico en el agua en forma de anión (H2AsO4-, HAsO42-), La
presencia de iones tales como Cl-, SO42-, S2-, PO43- (agua enriquecida con arsénico) fue
investigado durante la adsorción en (Saha & Sarkar, 2012) por lotes durante 6 horas,
siendo el tiempo de equilibrio para la adsorción del arsénico. Se midieron las
24
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
concentraciones de estos iones después de la adsorción por el analizador de
cromatografía de iones Metrohm 792.
2.1.1.7 Reciclaje del adsorbente
En (Saha & Sarkar, 2012) se estudiaron las perlas adsorbentes para evaluar la
posibilidad de reciclar el adsorbente con ciclos de adsorción y desorción secuencias de
nano alúmina cargada. Se trataron (2,0 g) primero en 50 ppm de arsénico hasta que se
alcanzó el equilibrio de adsorción. Este adsorbente de perlas saturado con arsénico se
secó a temperatura ambiente y después de trato con H2SO4 o NaOH para estudiar los
fenómenos de desorción. La mezcla se agito a 100rpm durante 6 horas aprox. Luego se
filtró. Se analizó la concentración de arsénico en el filtrado. A continuación, las perlas de
polímero se lavaron con agua desionizada y se secaron a 50º C para su reutilización.
2.1.2 Nanopartículas de hierro cero-Valente (nZVI)
2.1.2.1 Síntesis de nZVI/AC
Para realizar la detección de arsénico en agua por medio de nZVI se hace uso de carbón
activado como apoyo de las partículas de NZVI (nZVI/AC). En (Zhu et al., 2009) como
primer paso se llevó a cabo un lavado del carbono por inmersión en 1 M de HNO3 por 24
horas seguidas y después se enjuago con agua destilada. Se equilibró durante 3 horas
un gramo seco procedente del carbono con una solución de sulfato ferroso de 30ml de
1.0 M N2 purgado. Se diluyo el compuesto cinco veces usando una mezcla de etanol y
agua desionizada (v/v 1:1). 100 ml de 0,2 M de NaBH4, se añadió gota a gota (1,0
ml/min) a 25º C en el compuesto con agitación magnética y burbujeo de N2. Se redujo el
ferroso de hierro (Fe2+) de acuerdo con la siguiente reacción (C. B. Wang & Zhang,
1997):
2Fe2+ +BH4− +2H2O = 2Fe0 +BO2− +2H2 +4H+
Después de 30 minutos de agitación, el AC como apoyado de nZVI fue separado de la
mezcla y se lavó tres veces con acetona, se secó al vacio a 60º C y se almaceno en un
desecador de N2 purgado.
Adsorbentes
25
2.1.2.2 Caracterización de nZVI/AC
Por medio de un microscopio de barrido (Hitachi, s23500N, Japón) se obtuvo la
microimagen del sintetizado de nZVI/AC. Se obtuvo el área superficial y el volumen total
de los poros mediante la adsorción de N2 a 77 K en un PMI automatizado BET (Brunauer
Emmett Teller). El contenido de hierro en el sintetizado de nZVI/AC se determinó en (Zhu
et al., 2009) de acuerdo al procedimiento mencionado en (Z. M. Gu, Fang, & Deng,
2005). Se mezcló 0,1 g de adsorbente con 30 ml de 7 M HCl, seguido por 2 horas de
agitación y baño de agua a 90º C durante 20 minutos. El sobrenadante se recogió por
medio de filtración y se analizó en un espectrómetro de adsorción atómica de llama
(Varian AA240). El pH ZPC del sintetizado de nZVI/AC se determinó mediante acidobase, de acuerdo al procedimiento mencionado en (Stumm & Morgan, 1996).
2.1.2.3 Cinética de adsorción
Se añadieron 0,1 g, 0,5 g y 1,0 g de adsorbente nZVI/AC a tres matraces cónicos de
500ml que contienen cada uno 2 mg/L de solución de arsénico, respectivamente. El pH
inicial de la solución se ajustó a 6,5 con 0,1 mol/L de HCl o NaOH. Las mezclas se
agitaron en un baño de aire por 72 horas a 25º C. Para As(III), el matraz conico estaba
cubierto con papel aluminio y se purgo con N2 para evitar la oxidación de As(III). Se
muestreo una alícuota del sobrenadante a intervalos regulares y se filtró a 2 µm de
membrana (Millipore) para el análisis del arsénico acuoso.
2.1.2.4 Isotermas de adsorción
Las isotermas de adsorción se obtuvieron mediante la adición de diversas cantidades de
adsorbente (0,05 g a 0,6 g) a 100 ml de solución de 2 mg/L de arsénico. Se agito durante
72 horas a 25º C y pH 6,5, la solución se filtró a través de 0,2 µm de membrana para el
análisis de arsénico acuoso. Para As(III), las botellas se cubrieron con papel aluminio
para evitar que evita la irradiación de luz y se purgo con N2 durante el ajuste del pH y
antes de taparlo.
2.1.2.5 Sobres de adsorción
Los sobres de adsorción se obtuvieron equilibrando 0,1 g de nZVI/AC con 100 ml de 2
mg/L de solución de arsénico durante 72 horas a 25º C y pH 6,5.
26
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
2.1.2.6 Efecto de iones coexistentes y acido húmico
El efecto de aniones comunes (fosfato, silicato sulfato, carbonato, oxalato), cationes
(ferroso, calcio, magnesio) y húmico acido (HA) en la adsorción de arsénico en el
nZVI/AC fue investigado. La relación molar de los iones añadidos al arsénico era 10:1 y
la concentración de ácido húmico se estableció como 5 mg/L. 100ml de solución de
arsénico de (2 mg/L) con iones coexistentes añadidos se ajusta a 3,5 de pH, 6,5 de pH y
9,5 de pH y se mezcla con 0,1 g de adsorbente sintetizado. Las mezclas se equilibraron a
pH fijo, durante 72 horas a 25º C con leve agitación y se analizó la concentración de
arsénico residual.
2.1.2.7 Desorción de arsénico adsorbido
Después de la reacción de adsorción de 0,1 gm de adsorbente con 100 ml de 2 mg/L de
solución de arsénico durante 72 horas, se separó el arsénico cargado en nZVI/AC y se
lavó con agua destilada para eliminar los residuos de solución de arsénico. El nZVI/AC se
mezcló con 100 ml de 0,1 M NaOH a pH 13 o solución de KH2PO4 a pH 3,5 y 6,5 y se
agito por 12 horas.
2.1.2.8 Análisis de concentración de arsénico
La concentración de arsénico en solución se determinó en un espectrómetro de
fluorescencia atómica (AFS-2202E, Haiguang Corp., Beijing) acoplado con un generador
de hidruro. El límite de detección del instrumento fue de 0,1 µg/L.
2.1.3 Perlas poliméricas
2.1.3.1 Sustancias químicas
Para preparar las perlas poliméricas y llevar a cabo el proceso de absorción es necesario
el uso de reactivos de alta pureza como el fenol, tetraamina de hexametileno (HMTA),
formaldehido, trietilamina (TEA), 95% de polihidrolizada de vinilo_alchol (PVA, avg.
MW=95000), cloruro ferrico, nitrato de aluminio (Al(NO3)3), fluoruro de sodio (NaF) y
hepta arseniato de sodio (Na2HAsO4).
Adsorbentes
27
2.1.3.2 Preparación de perlas poliméricas
En (V. Kumar et al., 2011) las perlas poliméricas dopadas con Fe y Al se prepararon
mediante polimerización en suspensión. Se realizó la reacción de polimerización en un
recipiente de vidrio de 2 litros con tres bocas, se montó sobre una manta de calefacción y
se equipó con un condensador de reflujo de agua, un termómetro y un agitador. La
descripción completa de los equipos usados para la reacción de polimerización se
encuentra en (Mondal, Majumder, & Mohanty, 2008). Se calentó 50 g de fenol a la etapa
de fundido antes de mezclarla con 63 ml de formaldehido y 1,5 ml de TEA (catalizador
básico). La solución se homogenizo en 6-8 horas mientras se agitaba a 370-410 rpm a
temperatura ambiente. Posteriormente se añadió 200 ml de agua destilada. Luego de 30
minutos se añadió 3,5 g de HMTA (agente de reticulación) y se calentó el recipiente 3º
C/minuto hasta los 100º C. Luego de 30 minutos se añadió PVA, nitrato de aluminio y
cloruro férrico simultáneamente a la mezcla de reacción. Las sales metálicas se
añadieron en cinco proporciones diferentes (4:0, 3:1, 2:2, 1:3 y 0:4) a la mezcla de
reacción, manteniendo las cantidades totales de las sales constantes a 4gm. Por lo tanto
en el estudio realizado en (V. Kumar et al., 2011) se prepararon cinco absorbentes
diferentes con diferente Al y Fe. Se filtraron los productos alcanzados para separar los
sólidos del líquido residual. El producto filtrado (perlas esféricas de un tamaño medio de
0,8 mm) se lavó tres veces en agua destilada, y luego por metanol, seguido por acetona.
Por último, se tamizaron las perlas preparadas. Se etiquetaron los diferentes granos
fenolicos como PH_40, PH_31, PH_22, PH_13, PH_04, dependiendo de las cantidades
relativas de Al y Fe añadidas a las mezclas de reacción. Por ejemplo, si las perlas están
dopadas con 4 gm de Al-sales se representa como PH_40, si las perlas están dopadas
con 4 gm de Fe-sales se representa como PH_04 y si están dopadas con 2 gm de Alsales y 2 g de Fe-sales se representa como PH_22.
2.1.3.3 Preparación del micro activado y partículas de tamaño nano
Las perlas se precalientan de temperatura ambiente hasta llegar a temperatura de
carbonización aumentando a 5º C/minuto. Las perlas poliméricas preparadas se
carbonizan con vapor en un horno tubular horizontal sobre un bote de cerámica a 1050º
C durante 1 hora. Después de la carbonización, se realizó la activación durante 1 hora
con vapor de agua a 900º C en el mismo horno tubular. Se etiquetaron las nuevas perlas
como APH_40, APH_31, APH_22, APH_13, APH_04, donde el prefijo A denota le
28
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
activación. Después de la activación y carbonización las perlas presentaron una gran
reducción de tamaño, su tamaño promedio nuevo es de 0,5 mm. Algunas muestras de
las perlas PH_22 fueron aplastadas la bola de molienda y redujeron su tamaño a tamaño
nano (200nm aprox.), a estas partículas se les etiqueto como PH22_BM. En la Figura 2-1
se muestra el diagrama de flujo para la síntesis de adsorbentes de tamaño micro y nano
dopado por la bimetálica (Al y Fe). Como se muestra el método para preparar el micro y
Figura 2-1:
Diagrama de flujo para la síntesis de partículas adsorbentes dopadas por
(Al y Fe) (V. Kumar et al., 2011).
Adsorbentes
Figura 2-2:
29
Distribución de tamaño de las nanopartículas PH22_BM_A (Tamaño medio
= -100nm) (V. Kumar et al., 2011).
nano adsorbentes fue el mismo y consistieron en una carbonización y activación. Los
metales se incorporaron en un paso intermedio. Como medida adicional para los nano
adsorbentes fue la molienda de las perlas poliméricas de tamaño micro, seguidos de
carbonización y activación.
En la Figura 2-2 se describe la distribución de tamaño de las nanopartículas
PH22_BM_A. Las mediciones se llevaron a cabo por el analizador se tamaño de
partículas (modelo: DelsaNano; proveedor: Beckman Coulter, EE.UU.), basado en la
técnica de espectroscopia de correlación de fotones (PCS). Como se muestra en la figura
el tamaño medio de la partícula fue 100 nm aprox. Dichas nanopartículas resultaron ser
el adsorbente más superior en el estudio. El tamaño medio de los tres tipos de partículas
restantes (APH_40, APH_22, APH_04) fue de (0,8 mm Aprox.) después del tamizado.
2.1.3.4 Ensayos de adsorción
La solución de As(V) con un nivel de concentración de 500 ppm, se preparó a partir de
sales de arseniato de hidrogeno disodico (HNa2AsO47H2O), en agua ultra pura. A partir
30
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
de esta solución se prepararon diversas pruebas en matraces cónicos, cada uno
conteniendo 50 cc de solución con concentración de soluto de 1-50 ppm. Una cantidad
definida (0,05 g aprox.) de los adsorbentes preparados se transfirió a matraces cónicos.
Los matraces se mantienen con un agitador mecánico (125 rpm) a 30º C con una
variación de ±1º C. Todas las pruebas se prepararon por triplicado para la
reproducibilidad. Pasadas 6-8 horas se filtraron las soluciones por un papel de filtro
Whatman para separar los líquidos de los adsorbentes, el líquido se centrifugo a una
velocidad de 1000 rpm durante 30 minutos para inducir la precipitación de las partículas
fuera de la solución. Las soluciones centrifugadas se filtraron nuevamente a través de un
filtro de papel de 0,22 µ tamaño. La solución se analizó para las concentraciones de
iones por un ioncromatografo (Metrohm IC 861) equipado con una columna de guarda y
una columna de aniones. El instrumento se calibro con la solución estándar de As(V). El
límite inferior de detección para el instrumento fue de 0,1 mg/L y la variación en el
análisis fue de menos de ±1,0 mg/L. Los tiempos de retención se observaron en 28
minutos aproximadamente después de la inyección de la muestra.
Las cantidades adsorbidas de iones As(V) por los adsorbentes preparados se calcula a
partir de la ecuación de balance de las especies de:
(2)
Donde q es la cantidad (mg/g) de los iones adsorbidos, Ci es la concentración inicial de
iones (mg/L) y Ce es el equilibrio de concentración de iones (mg/L) en la solución, V es el
volumen (L) de la solución y w es el peso (g) del adsorbente.
2.1.4 Nanopartículas de hierro/conchas de ostras (NI/OSS)
2.1.4.1 Sustancias químicas
Es necesario el uso de conchas de ostras (Oyster Shell (OSS)), las cuales después de
adquiridas se deben secar al horno y seguidamente moler y tamizar. Las fracciones con
diferentes tamaños promedio de <75, 150, 230, 425 y 1700 mm se deben recoger y
almacenar en un desecador. La solución madre de As(III) (1000 mg/L) se prepara
disolviendo As2O3 en 0,1 mol/L de solución de hidrato de sodio y luego se ajusta a neutro
Adsorbentes
31
con una solución de 0,1 mol/L de ácido clorhídrico. Una serie de la solución deseada de
As(III) se obtiene mediante la dilución de la solución madre de As(III).
2.1.4.2 Preparación del material compuesto (NI/OSS)
Los materiales compuestos de NI/OSS en (Fan et al., 2015) se prepararon por un método
de síntesis in situ. Se añadieron 0,3 g de OSS con diferentes tamaños de partículas
promedio a 9 ml de 0,45 mol/L de fuente de hierro y se agitaron juntos durante 15
minutos de 15-50º C bajo protección de nitrógeno. Se añadió a la muestra 9 ml de 0,9
mol/L de NaBH4 gota a gota mientras se agitaba por 15 minutos. Después de la reacción
los productos se lavaron con agua ultra pura y etanol. Por último, el compuesto resultante
NI/OSS se obtuvo con un secado al vacio. Las temperaturas de preparación se fijaron en
15, 25, 30, 40 y 50º C. Varias fuentes de hierro se investigaron en el experimento
(FeSO4, FeCl2 y FeCl3).
2.1.4.3 Detección y eliminación de As(III)
La detección y eliminación de As(III) se estudió en un matraz cónico de 250 ml que
contiene 1,5 g/L de NI/OSS en 150 ml de aguas residuales de simulación con una
concentración fija de As(III) (2 mg/L). El pH de la solución se ajustó de acuerdo al
deseado en el inicio del tratamiento usando 1 mol/L de hidróxido de sodio o ácido
clorhídrico. Los experimentos de detección y eliminación de As(III) se llevaron a cabo en
un incubador con agitación (BS-2F adquirido de Fuhua Instrument Co. Ltda. Ciudad
Jintan, Jiangsu, provincia China) durante 24 horas con velocidad de rotación de 200±10
rpm. La temperatura del tratamiento puede programarse (0-50º C) debido a que la
incubadora tiene una función de control de temperatura de enfriamiento y calentamiento.
Después de completada la eliminación de As(III), la solución sobrenadante se filtró
usando un filtro de jeringa desechable equipada con una membrana de acetil celulosa
(un diámetro medio de poro de 0,45 mm). La concentración total de arsénico en el filtrado
se determinó mediante espectrometría de fluorescencia atómica (AFS) de acuerdo con
los métodos para el análisis de estándar higiénico de arsénico ISBN 7-80163-400-4 y SL
327,1-2005. La condición experimental tenía un límite de detección de 3 mg/L. El análisis
se realizó inyectando de forma continua el anódico y catódico/anualito en las cámaras de
ánodo y el cátodo por P1 y P2 a una velocidad de flujo de 5 ml/minuto, y una vez que las
cámaras de ánodo y cátodo se llenaron, la tasa de flujo se redujo a 2 ml/minuto. Al
32
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
mismo tiempo, los productos de reacción en la cámara catódica se entregaron a una
válvula y se mezcló con As y H2. Por último, la cantidad de AsH3 generado se determinó
por AFS. Después de varios experimentos la cámara de ánodo se refresco con agua ultra
pura. La relación de eliminación de arsénico se calculó por medio de la siguiente
ecuación:
(3)
Donde, CAS es la concentración total de arsénico (µg/L), y C es la concentración de la
curva estándar. V es el volumen final y VO es el volumen de la muestra.
2.2 Principales hallazgos
2.2.1 Alúmina activada
2.2.1.1 Caracterización de nanopartículas
El TEM típica y las imágenes de AFM (Figuras 2-21 y 2-22) muestran la morfología y
distribución por tamaño de las partículas de alúmina nano preparados en (Saha & Sarkar,
2012) en el sistema de emulsión micro inversa con diferentes valores de relación de agua
a volumen tensioactivo (R). El tamaño de partícula se hizo más grande con el aumento
en R. Un valor de R=2,5 (Figura 2-21) se obtuvo partículas dispersadas uniformemente.
Las imágenes de AFM (Figura 2-22(a-b)) predicho de la naturaleza esférica de Al2O3
para los valores R de 2,5 y 5. También se observó que el aumento de concentración de
tensioactivo llevó a deformación de forma esférica. Los espectros UV-vis de
nanopartículas de Al2O3 se muestran en la Figura 2-23. Dado que las partículas de Al2O3
semiconductor eran suficientemente pequeñas y los radios de las partículas se acercó a
la de la primera del estado excitado orbital de los electrones de banda de conducción, se
observaron los llamados efectos tamaño cuántico (Weller, Schmidt, & Koch, 1986). Con
la reducción de tamaño de partícula, la banda prohibida del semiconductor se hizo más
grande y hubo un cambio concomitante en azul el espectro de absorción, lo que
implicaba que con el aumento del valor de R el tamaño de partículas se incrementaría.
Los patrones de difracción de rayos X de los precursores de alúmina se muestran en la
Figura 2-24. Es evidente a partir de la figura que ƴ-Al2O3 estaba presente de manera
Adsorbentes
33
significativa a lo largo con restos de α y β alúmina. SEM fotografía de la matriz de
polímero (Figura 2-25), se confirmó que no había separación de fase significativa entre el
quitosano y dos polímeros de poliacrilamida. La espectroscopia de FTIR se realizó para
caracterizar la matriz polimérica CTS-g-PA. En el espectro de FTIR (Figura 2-26), la
banda de absorción a 3351 cm-1 fue debido a NH y OH vibración de estiramiento y los
que están en 1564 cm-1 y 1651 cm-1 correspondieron a amida I y II bandas,
respectivamente, pero el pico ancho en 3436 cm-1 fue debido a la superposición de OH
se extiende en el quitosano y NH estiramiento del grupo amida de acrilamida. Podría ser
interesante observar que los picos de las amidas I y amida II no son claramente visibles
en polímero injertado, mientras que un solo pico a 1660 cm-1 podrían ser debido al grupo
carbonilo de la amida en la cadena injertada. El desplazamiento de la banda de
absorción de carbonilo de quitosano injertado a frecuencias más bajas en comparación
con el monómero de poliacrilamida en el que la banda se encuentra en 1674 cm-1 podría
ser debido a las interacciones inter y/o intramoleculares a través de enlaces de
hidrógeno.
En el FTIR espectro de alúmina encapsulado CTS-g-PA antes de la adsorción de
arsénico (Figura 2-27(a)), los picos de la banda a 3436 cm-1 indica la presencia de OH y
NH vibraciones de estiramiento y 2925 cm-1 corresponde a CH vibración de estiramiento
de CH2. La banda observada entre 670,2 y 599,4 cm-1 podría ser las vibraciones
características de óxido de aluminio. También se puede observar que todos los grupos
funcionales presentes originalmente en el CTS-g-PA se mantuvieron intactos incluso
después de la encapsulación de nanopartículas de alúmina. En el espectro de FTIR de
alúmina encapsulado CTS-g-PA después de la adsorción de arsénico (Figura 2-27(b)), la
banda de absorción a 3001 cm-1 indica la presencia de HAsO42-. Es muy interesante
observar que el pico más significativo en 1660 cm-1 en la matriz de polímero de injerto
desplazado a una frecuencia más baja de 1643 cm-1. Aunque no hubo aumento marcado
de Al2O3 visto, se observó un pico ancho en 658,5 cm-1. Estos cambios pueden ser
debidos a las interacciones electrostáticas algunos de As(V) con ambos grupos amino de
la matriz de polímero y Al2O3. Los resultados anteriores indicaron que el arsénico se
adsorbió por tanto física y por procesos de sorción químicos.
Figura 2-21: Imagen TEM de nanopartículas de alúmina, R-5. (Saha & Sarkar, 2012)
34
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
2.2.1.2 Capacidad de carga del adsorbente
La capacidad de carga de nanopartículas de Al2O3, se estimó que la matriz de polímero
cargado Al2O3 matriz de polímero y nano y los resultados se muestran en la Tabla 4-6. La
capacidad de adsorción de nanopartículas de alúmina se encontró que era 4,23 mg/g.
Sin embargo, alúmina nano cargado CTS-g-PA dio mayor valor de 6,56 mg/g. En el
polímero este último en sí podría adsorber As(V), además de nanopartículas de Al2O3 y
por lo tanto el aumento de la capacidad de adsorción. Hay dos factores que pueden ser
importantes para el aumento del valor de la capacidad de carga: Nanopartículas de
alúmina podrían adsorber el arsénico por la interacción física y la adsorción de arsénico
por la matriz de polímero podría deberse a la interacción química presente entre el grupo
NH2 de polímero de injerto y As(V). Esto también fue confirmado por los datos de FTIR
(Figura 2-27).
Tabla 2-6:
Comparación de las capacidades de carga de nano-alúmina, CTS-GPA y
alúmina cargada CTS-g-PA. (Saha & Sarkar, 2012)
Adsorbent
Loading capacity (mg/g)
Al2O3 nanoparticle
4,23
CTS-g-PA
3,87
Al2O3 encapsulated polymeric
6,56
Adsorbentes
35
bead
Figura 2-22: Imágenes AFM de nanopartículas de alúmina: (a) R-2.5 y (b) R-5. (Saha &
Sarkar, 2012)
36
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-23: Análisis espectrofotométrico de nano-alúmina. (Saha & Sarkar, 2012)
2.2.1.3 Efecto del tiempo de contacto
Dos parámetros a saber, tiempo de contacto y la concentración inicial deben tener
efectos significativos en la eliminación de arsénico del agua potable. La sorción de
arsénico en adsorbente polimérico se estudió en (Saha & Sarkar, 2012) como una
función del tiempo de contacto en tres concentraciones de arsénico iniciales diferentes
(25, 50 y 80 mg/L). La Figura 2-28 muestra que la eliminación aumentó desde 95,2 hasta
99,2% cuando el tiempo de contacto se aumentó desde 60 hasta 360 minutos. Además,
la eliminación fue rápida en las etapas iniciales y disminuyó lentamente con el tiempo y
alcanzó un máximo a 360 minutos. Así, el tiempo de equilibrio podría ser considerado
como 6h para experimentos de adsorción por lotes. También se observó que la captación
inicialmente de arsénico por perlas de polímero cargado de nano alúmina aumentó con el
aumento de la concentración de arsénico inicial 25-80 mg/L (Figura 2-28).
Adsorbentes
37
Figura 2-24: Espectros de difracción de rayos X de las nanopartículas de alúmina.
(Saha & Sarkar, 2012)
Figura 2-25: Imagen SEM de la matriz de polímero CTS-GPA. (Saha & Sarkar, 2012)
38
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-26: Espectros FTIR de matriz polimérica CTS-GPA. (Saha & Sarkar, 2012)
Estos fenómenos se observaron como resultado del aumento de la fuerza de
accionamiento proporcionada por el gradiente de concentración. En contraste, el
porcentaje de eliminación de arsénico mostró una tendencia decreciente cerca del tiempo
de equilibrio. El arsénico interactuaba fácilmente con los sitios de unión a baja
concentración inicial, lo que lleva al alto porcentaje de eliminación, mientras que sólo una
parte de As(V) se combina con los sitios de unión finitos a alta concentración inicial, lo
que resulta en el porcentaje relativamente bajo de detección y eliminación.
2.2.1.4 Efecto del pH
El pH es un parámetro importante que influye en el proceso de sorción en los interfaces
de adsorbentes de agua. Para determinar el pH óptimo para la detección y extracción
máxima de arsénico, la sorción de equilibrio de arsénico se estudió durante un intervalo
de pH de 4-9. Se representa en la Figura 2-29 que la detección y eliminación de arsénico
se incrementó de 45% a 99,5% simplemente por cambiar pH 4,0 a 7,2 y luego disminuyó
con el aumento adicional en el pH. Por lo tanto se encontró la adsorción de arsénico de
ser óptima a un pH de 7,2. Cabe señalar que el valor inferior del intervalo experimental
de pH fue elegido como 4 ya que en pH por debajo de este valor quitosano injertado
Adsorbentes
39
sufriría disolución deformación de la geometría de los granos (C. C. Chen & Chung,
2006). Los resultados podrían explicarse a través de la especiación química de arsénico
en diferentes rangos de pH.
Figura 2-27: Imágenes FTIR del biosorbente (a) antes y (b) después de la adsorción de
As(V). (Saha & Sarkar, 2012)
40
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-28: Efecto del tiempo de contacto en él % de detección y eliminación de
arsénico a 303K. (Saha & Sarkar, 2012)
El arsénico en el agua podría ser como As(III), es decir, H3AsO3, H2AsO3-, HAsO32- y
As(V), tales como H3AsO4, H2ASO4-, HAsO42- en la oxidación de medio ambiente (S. K.
Gupta & Chen, 1978).
El arsénico soluble (AsO43- y ASO33-) en el agua podría ser adsorbido en la superficie de
este biosorbente para ocupar los sitios de la red cristalina octaedro aluminoso. El As(V)
existe generalmente en agua como iones H2AsO4- en el intervalo de pH entre 3 y 6,
mientras que un anión divalente HAsO42- domina a valores de pH más altos (por ejemplo,
entre pH 8 y pH 10,5). En la región intermedia (es decir, en el intervalo de pH entre 6 y
8), ambas especies coexisten (T. F. Lin & Wu, 2001a; Xu, Nakajima, & Ohki, 2002). La
eficiencia de detección y eliminación del arsénico de este adsorbente aumentó
bruscamente de pH 6.8 aprox. debido al hecho de que la superficie de nano-alúmina y el
grupo amino de CTS-g- PA tanto se convirtió cargado positivamente y mostró una mayor
tendencia a atraer aniones de arsenato negativos. La disminución de la eficiencia de
eliminación a pH mayor que 7,2 se puede atribuir a la competencia por los sitios activos
por OH iones y la repulsión electrostática de As(V) aniónico por la superficie de Al2O3
cargado negativamente. La razón detrás del cambio mínimo de eficiencia de eliminación
en pH ácido no se conoce, pero podría ser postulado que en pH ácido matriz polimérica
Adsorbentes
41
inestable era incapaz de unirse el anión arsenato. Por lo tanto, la adsorción se produjo
tanto por fisisorción y quimisorción. Esto también se puso de manifiesto a partir de datos
de FTIR e isoterma.
Figura 2-29: Efecto del pH en él % de detección y eliminación de arsénico en el
biosorbente a 303K. (Saha & Sarkar, 2012)
2.2.1.5 Isotermas de adsorción
Para cuantificar las perlas de polímero la capacidad de adsorción de nano-alúmina
cargados, cuatro isotermas de Freundlich, es decir, Langmuir, D-R y el modelo de
Temkin han sido considerados. Las tramas de las isotermas se utilizaron para evaluar los
parámetros de las isotermas y estas se dan en la Tabla 4-7 para la adsorción de As(V).
El modelo de Langmuir (Bhakat, Gupta, Ayoob, & Kundu, 2006; Langmuir, 1916) es el
modelo más utilizado para la adsorción de un contaminante por adsorbente sólido a partir
de una solución contaminada. Esta isoterma se basa en tres supuestos, a saber, la
adsorción no puede proceder más allá de la cobertura de monocapa, toda la superficie
sitios son equivalentes, la capacidad de una molécula para adsorber en un sitio dado es
independiente de la ocupación de los sitios vecinos. De este modo se alcanza un valor de
saturación y no hay más de adsorción. La Figura 2-30 indica la aplicabilidad de isoterma
de Langmuir. Las constates de Langmuir "Q" y "b" (4,23 y 1,29, respectivamente) y el
cuadrado del coeficiente de regresión (R2=0,756) sugirieron que la adsorción de arsénico
no puede ser modelado perfectamente por la isoterma de Langmuir. Con el fin de
42
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
averiguar la aplicabilidad de la isoterma, las características esenciales de la isoterma de
Langmuir se pueden expresar en términos de un factor adimensional constante la
separación o el parámetro de equilibrio, RL, que predice si un sistema de adsorción es
favorable o desfavorable (Saswati & Ghosh, 2005)
(4)
Donde b es la constante de isoterma de Langmuir y C0 es la concentración inicial de
arsénico (mg/L). El valor de RL de 0,03 indica que la adsorción de arsénico en este
adsorbente era favorable, aunque valor R2 sugiere que podría haber cobertura
monocapa. La isoterma de Freundlich se deriva suponiendo una superficie heterogénea
con una distribución no uniforme de calor de adsorción sobre la superficie. La aplicación
de la ecuación de Freundlich sugiere que la energía de absorción disminuye
exponencialmente en la terminación de los centros de adsorción de un adsorbente
(Freundlich, 1906; Reddad, Gerente, Andres, & Cloirec, 2002). Los valores de K y n se
determinaron como 2,83 y 1,24, respectivamente, a 30º C con R2 de 0,992 a partir de la
Figura 2-31. El valor de n superior a la unidad indica que el arsénico es favorablemente
adsorbido por este biosorbente (Stephen, Gan, Ronan, & Pauline, 2003). La ecuación de
Temkin (Choy & G. McKay, 1999; Temkin & Pyzhev, 1940) sugiere una disminución lineal
de la energía de absorción como el grado de cumplimiento de los centros de adsorción
del adsorbente. A diferencia de la isoterma de Langmuir, la isoterma de Temkin contiene
un factor que tiene en cuenta explícitamente la adsorción de especies interacciones
adsorbato (Hosseini, Mertens, Ghorbani, & Arshadi, 2003). La isoterma de Temkin se ha
aplicado generalmente en la siguiente ecuación:
(5)
Y puede ser linealizado como:
(6)
Donde B=RT/b, b es la constante de Temkin relacionados con el calor de sorción (J/mol),
A la constante de isoterma Temkin (L/g), R la constante de los gases (8,314 J/ (mol K)) y
Adsorbentes
43
T es la temperatura absoluta (K). A partir del diagrama (Figura 2-32) el valor calculado de
A es 4.724 L/G y B es 2.171 J/mol. En la isoterma de Temkin, el calor de sorción de
todas las moléculas en la capa disminuye linealmente con la cobertura debido a las
interacciones adsorbato-adsorbente. Las isotermas de Langmuir y Freundlich no dan
ninguna idea acerca de mecanismo de adsorción. En (Saha & Sarkar, 2012) se utilizó las
isotermas de
Dubinin-Radushkevich (D-R) para determinar el tipo de adsorción de
arsénico de la solución acuosa por adsorción (Karahan, Yurdakoc, Y. Seki, & Yurdakoc,
2006). Una forma lineal de la isoterma Dubinin-Radushkevich es:
(7)
Donde Qm es la capacidad monocapa de Dubinin-Radushkevich (mg/g), k es una
constante relacionada con la energía de adsorción, y ε es el potencial Polanyi que está
relacionada con la concentración de equilibrio de la siguiente forma:
(8)
Donde R es la constante de los gases (8,31J/ (mol K)) y T es la temperatura absoluta, K.
La constante k da la energía libre, E (kJ/mol), de sorción por molécula del sorbato cuando
se transfiere a la superficie del sólido desde el infinito en la solución y puede ser
calculada usando la relación (Choy & G. McKay, 1999; S. H. Lin & Juang, 2002).
(9)
√
Las constantes de Dubinin-Radushkevich se calcularon y se observan en la Tabla 7 y la
teórica isoterma de Dubinin-Radushkevich se muestra en la Figura 2-33. Las constantes
de isotermas D-R k y Qm se calcularon a partir de la pendiente y la intersección de la
trama y se encontró que eran k=0,008 mol2kJ-2 y Qm=13.694 mg/g. La energía libre de
adsorción fue de 8,0 kJ/mol. Se sabe que la magnitud de E da información sobre el tipo
de mecanismo de adsorción. Los valores comprendidos entre 1-8 y 8-16 kJ/mol de E
indican
fisisorción
e
intercambio
iónico,
respectivamente
(Maity,
Chakravarty,
Bhattacharjee, & Roy, 2005; O’Shaughnessy & Vavylonis, 2003). Pero el valor de E
encontrado en (Saha & Sarkar, 2012) fue de 8, que está en la línea fronteriza de
44
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
adsorción tipo fisisorción y de intercambio iónico. La adsorción de As(V) por lo tanto no
era estrictamente fisisorción o el tipo de intercambio iónico más bien podrían ser una
combinación de estos dos.
Tabla 2-7:
Resumen de los parámetros de las isotermas para el arsénico en el
biosorbente. (Saha & Sarkar, 2012)
Isoterma
Value
Parameter
Q0 (mg/g)
4,23
b (L/g)
1,29
R2
0,756
RL
0,03
KF
2,83
n
1,24
R2
0,992
A (L/g)
4,724
B (J/mol)
2,171
R2
0,97
Qm (mmol/g)
13,694
k (mol2/kJ2)
0,008
E (kJ/mol)
7,9
R2
0,984
Langmuir
Freundlich
Temkin
Dubinin-Radushkevich
2.2.1.6 Mecanismo probable de la adsorción de As(V)
Cuando un metal es adsorbido por quitosano o quitosano injertado de biopolímero,
cualquiera de los tres mecanismos principales, por ejemplo, interacciones electrostáticas,
de quelación de metales y la formación de pares de iones pueden ser importantes
(Guibal, 2004). Al mismo tiempo, también pueden ocurrir mecanismos de difusión
Adsorbentes
45
(Varma, Deshpande, & Kennedy, 2004) como consecuencia de intercambio iónico,
puentes de hidrógeno, interacciones hidrófobas y de Van der Waals. Estudios previos
revelaron que las reacciones de desorción entre las superficies de arsénico y minerales
pueden tener el control más importante de la concentración de arsénico disuelto en
entornos de aguas subterráneas (Stollenwerk, 2002).
Figura 2-30: Langmuir: isoterma de adsorción de iones de As(V) en la carga del
adsorbente de nanoalúmina. (Saha & Sarkar, 2012)
Figura 2-31: Freundlich: isoterma de adsorción de As(V) en la carga del adsorbente de
nanoalúmina. (Saha & Sarkar, 2012)
46
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-32: Isoterma de Temkin sobre el adsorbente de alúmina cargada. (Saha &
Sarkar, 2012)
Figura 2-33: Isoterma D-R sobre el adsorbente de alúmina cargada. (Saha & Sarkar,
2012)
El mecanismo de eliminación de arsénico por la alúmina cargada con perla de polímero
se rige por las dos adsorciones electrostáticas y la formación de complejos, el
mecanismo plausible se muestra en la Figura 2-34. La detección y eliminación de As(V)
era óptima a pH 7,2, el grupo amino libre (NH2) en CTS-g-PA puede existir en equilibrio
con el grupo amino protonado en solución acuosa ácida. Por lo tanto, iones de arsenato
Adsorbentes
47
podrían interactuar con el polímero a través de interacciones electrostáticas/formación de
complejos (con grupo amino protonado) y enlaces de hidrógeno (con grupo amino
protonado). La carga positiva Al3+ en la superficie de biosorbente atraería carga negativa
HAsO4-/H2AsO42- por atracción electrostática. Esto fue confirmado por el valor de E de
8kJ/mol de la isoterma de D-R. La presencia del pico de arsénico en los espectros EDAX
de As(V) (Figura 4-35) polímero de injerto adsorbido sugirió que la sorción de arsénico se
llevó a cabo por la matriz de polímero. La mejora en la capacidad de sorción de esta
perla de polímero sobre alúmina nano-partículas desnudas podría ser debido a los
efectos combinados de ambos CTS-g-PA y alúmina.
Figura 2-34: Mecanismo plausible esquemático de la adsorción de arsénico en
adsorbente. (Saha & Sarkar, 2012)
48
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-35: EDAX: espectros de sintetizado CTS-GPA después de absorber el As(V).
(Saha & Sarkar, 2012)
2.2.1.7 Efecto de la presencia de otros iones
La influencia de varios aniones presentes en el agua subterránea, tales como Cl-, SO42-,
NO3- y PO4-3 se observó a 300 ppb de estos iones en el arsénico con púas (300 ppb) de
agua. Se puede mencionar que otros aniones presentes en el agua pueden tener efectos
adversos, mientras que los cationes podrían favorecer la adsorción de arsénico. Los
aniones pueden competir con aniones arseniato de reaccionar con grupos funcionales
catiónicos de polímero. Por otro lado, los cationes pueden fácilmente reaccionar con
As(V) (H2AsO4 o HAsO42-) resultante de la precipitación, lo que puede facilitar la
eliminación de arsénico del agua. Por lo tanto, nos hemos centrado principalmente en el
efecto adverso de aniones en la eliminación de arsénico del agua. De la Figura 2-36 es
evidente que la eficiencia de eliminación de este perlas de polímero se mantuvo casi
igual en presencia de Cl-, NO3- mientras que el mismo había disminuido en presencia de
PO4-3, iones SO4-2 ya que estos aniones esféricos de sorción interior (Goldberg & Sposito,
Adsorbentes
49
1984) podría interferir significativamente la absorción de arsénico debido a la unión
competitiva con los sitios de adsorción en nano-alúmina.
Figura 2-36
Efecto de aniones competitivos en la sorción de As(V) por nanoalúmina
encapsulado en perlas CTS-g-PA (temperatura 25º C, dosis sorbente 0,5 g). (Saha &
Sarkar, 2012)
2.2.1.8 Regeneración de biosorbente
Con el fin de recuperar los metales pesados tóxicos del adsorbente para la eliminación
segura, así como mantener el coste del proceso hacia abajo, la desorción y regeneración
son muy deseables. La regeneración se estudió por evaporación mediante detección y
eliminación del arsénico de las nanopartículas de alúmina utilizados hasta encapsulados
absorbente polimérico, utilizando dos reactivos. Ya se observó (Figura 2-29) que la
adsorción de arsénico era óptima a pH 7,2 aprox. y por lo tanto la desorción de arsénico
de perlas de polímero se podría lograr usando fuertes soluciones ácidas o alcalinas. Por
lo tanto, las pruebas de desorción se llevaron a cabo mediante la variación de las
concentraciones de H2SO4 y NaOH. La eficiencia de regeneración se calcula a partir de
la relación de la cantidad de arsénico recuperado a que previamente adsorbido sobre las
perlas de polímero. La Tabla 4-8 muestra que la eficiencia de regeneración de H2SO4 fue
menor en comparación con NaOH. Se observó que una solución de 0,05 M de NaOH fue
el agente de desorción más adecuado ya que podría recuperar casi 100% de su
50
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
capacidad sin deformar las perlas. Para probar la reutilización del adsorbente
regenerado, el mismo sorbente se sometió a cinco ciclos de adsorción-desorción
secuenciales. Los resultados de estos estudios (Figura 2-37) mostraron que incluso
después del quinta ciclo, la eficiencia de absorción se redujo solamente en
aproximadamente un 6%. La eficiencia de desorción con hidróxido de sodio se puede
explicar por el hecho del pH bajo, los grupos amino del quitosano se asociaron con los
iones de hidrógeno que forman quitosano NH3+, Lo que podría capturar los aniones
arsénico del agua. Pero con el aumento de pH, el número de iones de hidrógeno
disponibles disminuye y por lo tanto no había el quitosano NH3+ que se une al arsénico.
Al ser un biopolímero quitosano puede degradarse bastante facilidad en ácidos fuertes y
las soluciones alcalinas, lo que podría ser un paso limitante para la aplicabilidad del
proceso. Puesto que la regeneración del adsorbente se llevó a cabo utilizando NaOH, el
cuidado debe ser tomado para eliminar por completo NaOH; de lo contrario afectaría el
pH del proceso de adsorción. Además, si el adsorbido se trata con una solución
fuertemente alcalina durante un largo período de tiempo, la estructura de poros del
adsorbente se degradará debido a la disolución de aluminio.
Tabla 2-8:
Eficiencia de recuperación de As(V) por diferentes agentes de desorción.
(Saha & Sarkar, 2012)
Regenerating
agent
% Recovery
Strength
0,02M
0,05M 0,08M
0,1M
H2SO4
20
36
Bead distorted
Bead distorted
NaOH
56
99
95
Bead distorted
2.2.1.9 Comparación con otros adsorbentes
La capacidad de adsorción se comparó con otros adsorbentes a partir de la literatura
publicada y la comparación se presenta en la Tabla 4-9. Se ve que la mayor parte de los
adsorbentes tienen una baja capacidad de adsorción y el pH de operación efectiva es
ácido o básico. También se puede notar que la capacidad de nano-alúmina cargada
CTS-g-PA adsorbente es menor que la de alúmina activada. Sin embargo, teniendo en
Adsorbentes
51
cuenta las actividades de reciclado, la capacidad neta de adsorción sería más que la
alúmina activada.
Figura 2-37: Eficiencia de remoción de As(V) utilizando biosorbentes a los 5 ciclos
consecutivos. (Saha & Sarkar, 2012)
Tabla 2-9:
Comparación de la capacidad de eliminación de arsénico de varios
adsorbentes. (Saha & Sarkar, 2012)
Adsorbents
Alumina loaded coral lime
stones
MnO2
Red mud
Al2O3/Fe(OH)3
Capacity
Operating
(mg/g)
pH
References
0,15
2-11
(Ohki et al., 1996)
0,172
7,9
(Ouvrard, Simonnot, &
Sardin, 2002)
0,514
3,5
(Altundogan et al., 2002)
0,09
8,2-8,9
(Hodi, Polyak, & Hlavay,
1995)
52
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
0,004
7
(Badruzzaman,
Westerhoff, & Knappe,
2004)
0,20
4,2
(D. B. Singh & G. Prasad,
1996)
Activated alumina
9,2
7
(Takanashi et al., 2004)
Alginate bead (doped and
coated with iron)
0,014
7
(Zouboulis & Katsoyiannis,
2002)
Activated alumina grains
15,9
5,2
(T. F. Lin & Wu, 2001b)
Modified calcined bauxite
1,57
7
(Bhakat et al., 2006)
3,75
6,5
(Seki, Suzuki, &
Maruyama, 2005)
TiO2 loaded amberlite resin
4,72
1-5
(Tatineni & Hideyuki, 2002)
Nano alumina loaded
Chitosan-graft-polyacrylamide
6,56
7,2
(Saha & Sarkar, 2012)
Granular ferric hydroxide
Hematite
Methylated biomass
2.2.1.10
Estudio del campo
El biosorbente sintetizado utilizado en (Saha & Sarkar, 2012) también se puso a prueba
con la muestra de campo tomada de la zona afectada por el arsénico en las
inmediaciones, Baruipur (latitud y longitud 22,3497 88,4392). Se añadió un gramo de
adsorbente a 25 ml de arsénico contaminado la muestra y el contenido se agitó
suavemente en un agitador orbital a temperatura ambiente y se midió la concentración de
arsénico después de 6 h. Estos resultados se presentan en la Tabla 4-10. No hubo una
reducción significativa en la concentración de otros parámetros de calidad del agua,
además de arseniato. Por lo tanto, es evidente por el resultado de que este biosorbente
podría emplearse para la eliminación de arsénico del agua. El coste material de la
producción de este adsorbente en laboratorio también era muy bajo y se estima que 20
dólares por kg. El costo de operación dependerá de la capacidad de la planta. Sin
embargo, teniendo en cuenta un proceso por lotes y cinco reciclajes, sería
aproximadamente de 50 dólares para la detección y eliminación de arsénico total de
2.500 litros de agua con 300 ppb de arsénico.
Adsorbentes
Tabla 2-10:
53
Estudio de campo de la adsorción de arsénico utilizando el adsorbente
sintetizado. (Saha & Sarkar, 2012)
Water quality
parameters
Concentration (µg/L)
Before
After
adsorption
adsorption
As(V)
500
Not traceable
Cl-
300
268
SO42-
100
78
pH
7,9
7,9
2.2.2 Nanopartículas de hierro cero-Valente (nZVI)
2.2.2.1 Caracterización
La microimagen obtenida del sintetizado de nZVI/AC en (Zhu et al., 2009) se muestra en
la Figura 2-3. Se observa que las partículas de nZVI compatibles con los poros de AC
son en forma de aguja y el diámetro de partícula es de 30-500 nm aprox. En
comparación, el hierro cero-Valente
de tamaño nanométrico sintetizado en solución
consistía en grupos de agregados de partículas de forma redonda con un diámetro <100
nm (Kanel et al., 2006, 2005). Se puede observar que la mayoría de las partículas de
hierro cero-Valente se cargaron en los poros y grietas en lugar de cargarse sobre las
superficies exteriores. Esto es muy importante para el uso repetido en instalaciones de
tratamientos de agua.
La estructura porosa del carbón activado se modificó significativamente después de la
carga nanohierro cero-Valente (8,2%). El área de superficie BET se redujo de 821,7 a
69,4 m2/gm (90% aprox.) y el volumen total de poros se redujo de 0,45 a 0,078 cm3/g
(80% aprox.). Esto indica que la mayoría de los poros fueron bloqueados por las
partículas de hierro cero-Valente.
54
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-3:
SEM microimagen de nZVI/AC: (a) 2000 veces; (b) 20000 veces. (Zhu et
al., 2009)
2.2.2.2 Cinética de adsorción
En la Figura 2-3 se puede observar que la cinética de adsorción de arsénico por nZVI/AC
incluyo dos etapas: sorción inicia rápida seguida de un proceso de sorción mucho más
lenta. A pH 6,5 se detectó y elimino el 94,3% y el 65,3% aprox. de arsénico As(III) y
As(V) respectivamente, en las primeras 12 horas. El equilibrio de adsorción se alcanzó
en 72 horas. Así que se aplicó las 72 horas de equilibrio en la determinación de
isotermas de adsorción.
Para describir la adsorción de iones metálicos y colorantes sobre materiales porosos se
debe hacer uso del modelo Boyd (Juang, Tseng, Wu, & Lee, 1997), es decir, por el
trazado de la fracción de la adsorción Yt en contra de la función de normalización de
tiempo t0,5, donde:
(10)
Donde C0 es la concentración inicial, Ct es la concentración en el tiempo y Ce es la
concentración de equilibrio. El modelo Boyd de adsorción de arsénico en nZVI/AC
también muestra dos etapas lineales distintas (Figura 2-3). La primera porción recta se
atribuye a la adsorción sobre la nZVI en macroporos, mientras que la segunda porción
lineal es debido a la difusión en microporos. La adsorción de arsénico con partículas de
Adsorbentes
55
nZVI cargadas en macroporos de carbono puede ser rápida, mientras que la difusión en
microporos pude ser muy lenta ya que los macroporos son en gran parte bloqueados por
las partículas de hierro. Cuando el hierro cero-Valente se pone en contacto con agua, se
forma oxido verde como se indica en el análisis SEM/EDX en (Komnitsas, Bartzas, Fytas,
& Paspaliaris, 2007). Por lo tanto, además de los poros del proceso de difusión, la
adsorción de arsénico por NZVI/AC también participan en la difusión las capas de
corrosión (Melitas, Wang, Conklin, O’Day, & Farrell, 2002).
2.2.2.3 Efecto de la dosis del adsorbente
La dosificación del adsorbente es un parámetro importante en la detección de arsénico
por adsorción. Los estudios realizados en (Zhu et al., 2009) mostraron que la detección
del arsenito y arsenato aumento de 68% y 57% aprox. a 100% aprox. cuando la dosis de
nZVI/AC aplicado aumento de 0,1 a 3,0 g/L, lo cual se observa en la Figura 2-4. La dosis
de nZVI/AC de 0,1 g/L se utilizó en todos los experimentos posteriores. En la Figura 2-4
también se puede observar que la concentración de arsénico como una función del
tiempo durante la adsorción a partir de soluciones de arsenito y arsenato en dosis
diferentes de adsorbente. El equilibrio se alcanzó en 72 horas para todos los sistemas de
adsorción, por lo tanto, se aplicó un tiempo de equilibrio de 72 horas en todos los
ensayos de adsorción siguientes.
2.2.2.4 Sobres de adsorción
Los sobres de adsorción de arsénico de soluciones de As(III) y As (V) con nZVI/AC a pH
3-12 como se ilustra en la Figura 2-5. Para la adsorción de la solución de As(V), la
detección de arsénico por nZVI/AC descendió hasta el final de pH 3 a pH 12, mientras
que la detección de arsénico de solución de As(III) aumento de pH 3 a pH 6,5 y se redujo
drásticamente después de pH 9. Las dos líneas se cruzan en pH 4,5 aprox. por encima
del cual la eficiencia de eliminación de arsénico fue mucho mayor para As(III). Esto indica
que el adsorbente nZVI/AC sintetizada es superior para la detección y eliminación de
arsénico trivalente en el pH de la mayoría de aguas subterráneas. También se informó en
(Kanel et al., 2006, 2005) que la adsorción de As(V) en hierro cero-Valente nanométrico
fue disminuido de medios neutros a alcalinos, mientras que la adsorción de As(III)
aumento en solución acida. Pero disminuyo en solución alcalina. Los perfiles de
56
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
adsorción de arsenito y arsenato en grano de celulosa se observó oxihidroxido de hierro
apoyado a pH 5 aprox. (Guo & Chen, 2005).
Figura 2-4:
Modelado de cinética de adsorción de arsénico por nZVI/AC con el modelo
Boyd. Condiciones de reacción: 2,0 mg/L As(III)/As(V), 1,0 g/L nZVI/AC, pH 6,5 a 25º C.
El recuadro derecho muestra los datos originales de adsorción As(III)/As(V) con respecto
al tiempo (Zhu et al., 2009).
Figura 2-5:
Efecto de la dosis del adsorbente en la adsorción de arsénico con nZVI/AC
de solución de As(III) y As(V). Inicial [As]: 2 mg/L; nZVI/AC: 1,0 gm/L, 0,5 gm/L y 0,1
gm/L, pH: 6,5; temperatura: 25º C y tiempo de equilibrio: 72 horas (Zhu et al., 2009).
Adsorbentes
57
El comportamiento dependiente de pH de la adsorción de arsénico por nZVI/AC es el
efecto de varios factores opuestos que controlan la reacción de adsorción. Se propone
que la adsorción de arsenito y arsenato sobre la superficie de nZVI procede en tres
etapas: La migración a la superficie, la disociación acuosa acomplejado de arsenato o
arsenito y la formación de complejos de superficie (Y. F. Jia, Xu, Z. Fang, & Demopoulos,
2006; Myneni, Traina, Waychunas, & Logan, 1998).
El paso 1 es el requisito previo de la reacción de adsorción y en gran parte controlada por
atracción electrostática o la repulsión de las especies acuosas arsenato o arsenito con la
superficie del adsorbente (Jain, Raven, & Loeppert, 1999; Wilkie & Hering, 1996). Por lo
tanto, el pH de punto de carga cero (pHZPC) del adsorbente y la especiación de arsenato
acuoso y arsenito están gobernando factores. El grado de protonación de aniones de
arsenato y arsenito en solución acuosa es función del pH. Las constantes de disociación
del arsenato acuoso son pKa1=2,3, pKa2=6,8 y pKa3=11,6 (Goldberg & Johnston, 2001), lo
que resulta en arseniato especies que varían de H2AsO4-, HAsO42- a AsO43- cuando
aumenta el pH de la región de región acida a alcalina (en (Zhu et al., 2009) pH 3 a 12).
Es bien conocido que la superficie solida está cargada positivamente a pH por debajo de
pHZPC y cargado negativamente a pH por encima de pHZPC, resultando en una mayor
atracción electrostática o repulsión con especies de arsénico aniónicos, por lo tanto,
conduce fácilmente a más o menos adsorción. El pHZPC del sintetizado nZVI/AC se
determinó que era pH 7,4 por debajo del cual la superficie está cargada positivamente y
favorable para la adsorción de especies aniónicas. Las superficie del adsorbente se
carga menos positiva cuando el pH aumenta por lo tanto la adsorción de arsenato
disminuyo significativamente hasta el final con el aumento de pH y esto ha sido bien
documentado en trabajos anteriores de adsorción de arsenato en ferrihidrita y nano hierro
cero-Valente (Guo & Chen, 2005; Y. Jia & Demopoulos, 2005; Kanel et al., 2006; Raven,
Jain, & Loeppert, 1998). Las especies dominantes son arsenato acuoso H3AsO3 a pH < 9
y H2AsO3- a pH 9-12 (Guo & Chen, 2005). Sin embargo, las especies acuosas arsenato y
arsenito no tienen relación directa con la especie de arsenato o arsenito superficiales
adsorbidos sobre superficies minerales (Y. F. Jia, Xu, Wang, & Demopoulos, 2007;
Myneni et al., 1998). Por ejemplo, en medios de neutros a alcalinos (pH 7, 8), las
especies de arsenato de superficie en ferrihidrita incluyen tanto HAsO42- y AsO43- aunque
las especies de arsenato acuoso está dominado por H2AsO4- a ese pH (Jain et al., 1999;
Y. F. Jia et al., 2007; Raven et al., 1998). Esto sugiere que las especies de arsenato
58
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
acuoso se desprotonan antes de la formación de complejos de superficie. Del mismo
modo, las superficies de arsenito acuoso también deben someterse a un proceso de
disociación antes de la complejación con la superficie. A pH < 9, la molécula neutral
H3AsO3 es la especie arsenito dominante. Su adsorción en hidróxido de hierro puede
representarse esquemáticamente a continuación (≡Fe representa la superficie):
H3AsO3 + ≡ Fe ⇔ 2H+ + ≡ FeO2As (OH)H3AsO3 + ≡ Fe ⇔ 3H+ + ≡ FeO2AsO2A pH < 9 la adsorción de arsenito es en gran parte controlada por desprotonación de
H3AsO3, mientras que la atracción de electrostática o repulsión no juega papel
importante, ya que el arsenito está presente predominantemente como molécula neutra.
Cuando aumenta el pH de 3 a 9, el proceso de desprotonación de moléculas neutras se
promueve la adsorción de arsenito y como resultado se ha mejorado. A pH > 9, la
superficie cargada negativamente muestra repulsión electrostática contra especies de
arsenito aniónico, lo que conduce a que la adsorción disminuya con el aumento de pH.
Figura 2-6:
Sobres de adsorción de As(V) y As(III) por nZVI/AC a una concentración
de arsénico inicial (2 mg/L) y la relación de solido/solución de 1 g/L. Tiempo de equilibrio:
72 horas (Zhu et al., 2009).
Adsorbentes
Figura 2-7:
59
Las isotermas de adsorción de As(V) y As(III) por nZVI/AC a pH 6,5 a 25º
C y tiempo de equilibrio 72 horas (Zhu et al., 2009).
2.2.2.5 Isotermas de adsorción
En la Figura 2-7 muestra se muestran las isotermas de adsorción del As(III) y As(V) por
nZVI/AC a un pH de 6,5. Por nZVI/AC sintetizado más arsénico fue absorbido de las
soluciones de As(III). La capacidad de adsorción de arsénico para el As(III) fue 15 mg/g
aprox. para el As(V) 11 mg/g en concentración de equilibrio de 0,2 mg/L. Para describir
las isotermas de adsorción de compuestos de líquido en solido generalmente se usan los
modelos de Langmuir y Freundlich. El modelo de Langmuir asume adsorción monocapa
en la superficie homogénea con un número finito de sitios idénticos, mientras que el
modelo Freundlich es empírico en la naturaleza.
Modelo Langmuir:
(11)
Modelo Freundlich:
(12)
Donde qeq es la fracción de cobertura de la superficie, Ceq es la concentración de
equilibrio del adsórbato en discusión y b la constante de adsorción de Langmuir.
60
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En (Zhu et al., 2009) se encontró que los resultados de la adsorción de arsénico para
encajar bien con ambos modelos de isotermas de Langmuir y Freundlich (R2 > 0,92) y las
constantes de adsorción evaluados a partir de las isotermas se muestran en la Tabla 4-1.
La capacidad de adsorción de nZVI/AC para As(III) y As(V) calculada a partir de la Figura
2-7 fue 18,2 y 12,0 mg/g, respectivamente, equivalente a 221,9 y 146,3 mg de arsénico
por gramo de hierro, respectivamente. Esto es mucho más alta que a capacidad de
adsorción de la mayoría de adsorbentes informados: nZVI (arsenito: 3,5 mg/g) (Kanel et
al., 2005), óxido de hierro cubierto de arena (arsenito: 0,043 mg/g) (Thirunavukkarasu,
Viraraghavan, & Subramanian, 2003), nano hierro hidróxido impregnados de carbón
activado granulado (arsenato: 0,263 mg/g) (K. D. Hristovski, Westerhoff, Möller, &
Sylvester, 2009), alúmina activada (arsenito: 3,5 mg/g, arsenato: 15,9 mg/g) (T. F. Lin &
Wu, 2001b), hierro que contiene carbono mesoporoso ordenado (arsenito: 9,3 mg/g,
arsenato: 7,0 mg/g) (Z. Gu, Deng, & Yang, 2007).
Tabla 2-1:
Parámetros de isotermas de adsorción de Langmuir y Freundlich de
arsenito y arsenato por nZVI/AC (Zhu et al., 2009).
Arsenic
Langmuir:
Freundlich:
species
b
Qmax (mg/g)
r2
K
N
r2
As(III)
8,952
18,19
0,98
14,86
2,6469
0,92
As(V)
71,35
12,02
0,97
9,82
1,5368
0,96
2.2.2.6 Efecto de iones coexistentes
Por lo general el agua potable contiene diversos aniones y cationes que pueden influir
positivamente o negativamente la adsorción de arsénico. Los efectos de algunos aniones
comunes (PO43-, SiO44-, SO42-, CO32-, C2O42-), cationes (Fe2+, Ca2+, Mg2+) y ácidos
húmicos en la adsorción de arsénico por nZVI/AC fueron investigados en el trabajo
realizado por (Zhu et al., 2009) y se muestran en la Figura 2-7. La eliminación de As(III) y
As(V) se vio afectada negativamente por la presencia de aniones y ácidos húmicos. Entre
Adsorbentes
61
los oxianiones considerados en el trabajo de (Zhu et al., 2009), silicato y fosfato
mostraron un mayor efecto adverso sobre la eliminación de arsénico. El efecto de
supresión de estos aniones sobre la eliminación de arsénico fue más significativo en el
pH más alto, especialmente para el arsenato. Arsenato, fosfato, silicato pueden formar
complejos de esfera interior con las superficies de óxidos de hierro. Ellos compiten por
los sitios de unión similares, por tanto, una disminución de la adsorción de arsénico. Los
iones de sulfato pueden ser adsorbidos tanto específicamente y de forma no especifica.
Su fuerza de unión con hidróxido de hierro es mucho más débil que la del arsenato (Y.
Jia & Demopoulos, 2005). Aunque el sulfato mejora la adsorción de arsénico por nZVI (H.
Sun et al., 2006), la presencia de sulfato en el medio ambiente mostro efectos negativos.
HA (acido) mostro un pequeño efecto perjudicial sobre la detección y eliminación de
arsénico tanto para As(III) como para As(V). Se encontró que nZVI se pasivó
notablemente para el tratamiento de agua que contiene arsénico en presencia de 20mM
de HA (Giasuddin, Kanel, & Choi, 2007). Entonces nZVI/AC puede mostrar el efecto antifouling en contra de ácidos húmicos en agua en comparación con nZVI solo. El ácido
húmico tiene tanto partes hidrófobas y grupos funcionales hidrófilos, por lo tanto, pueden
ser adsorbidos por el carbón activado de manera efectiva que muestra una fuerte
afinidad por compuestos orgánicos. El nZVI cargado en el carbono, por lo tanto, puede
ser protegido de la contaminación por el ácido húmico. Se encontraron cationes
metálicos
divalentes
comunes
tales
como
Mg2+,
Ca2+
y
Fe2+
para
mejorar
significativamente la adsorción de arsenato en el adsorbente sintetizado. El efecto
positivo aumento drásticamente con el aumento de pH, especialmente para el hierro
ferroso Fe2+. Esto es beneficioso para el tratamiento de agua subterránea contaminada
con el arsénico que por lo general contiene gran cantidad de hierro ferroso disuelto. La
presencia de cationes metálicos en la solución cambio de la superficie del adsorbente a
la naturaleza más cargado positivamente, que a su vez activa el adsorbente para mostrar
una mayor afinidad por los aniones de arsenato. El efecto del hierro ferroso en la
detección y eliminación de As(III) por nZVI/AC es interesante. Se encontró Fe2+ para
suprimir la adsorción de arsenito a pH 3,5 y 6,5. La eliminación de arsenito se redujo en
un 4,1% y 22% respectivamente, en presencia de Fe2+. El efecto perjudicial del hierro
ferroso en la eliminación de arsenito puede reducir la eficiencia de la adsorción por
nZVI/AC en aguas subterráneas contaminadas por arsénico, ya que las aguas
subterráneas más afectadas contienen gran fracción de arsenito y abundante hierro
ferroso Fe2+. Hay poco informe sobre el estudio del efecto del Fe2+ en la eliminación de
62
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
arsenito, así que si la adsorción de arsénico con otros adsorbentes puede ser suprimida
es desconocido. El Fe2+ en el agua puede ser la causa de la eficiencia de adsorción
inferior para arsenito. Como se mencionó anteriormente la eliminación de arsenito está
controlada en gran parte por la despotronación de H3AsO3 a pH < 9, mientras que la
carga de la superficie no es un factor importante. Iones de Fe2+ forman complejos con
arsenito en solución acuosa, como resultado, el grado de despotronación / disociación se
suprime y la adsorción se reduce.
2.2.2.7 Regeneración de nZVI/AC
El nZVI/AC se regenero agitando el arsénico adsorbido cargado en 0,1 M de NaOH a
temperatura ambiente. Aproximadamente 100% del arsénico adsorbido se desorbe por la
solución alcalina en 12 horas. Con la desorción utilizando fosfato a pH 3,5 y 6,5 solo se
consigue extracción eficiente de 36% y 46%, respectivamente. Del mismo modo el 90%
de arsénico cargado en grano celulosa apoyado en oxihidroxido de hierro se desorbe con
soluciones alcalinas fuertes (Guo & Chen, 2005). Se evaluó el deterioro sometido a la
adsorción y desorción repetida en la sintetización de nZVI/AC con 0,1 M de NaOH. La
eficiencia de la eliminación de arsénico de las soluciones de arsenito y arsenato en cada
ciclo realizado en (Zhu et al., 2009) se muestra en la Tabla 4-2. El rendimiento de
adsorbente no se deterioró apreciablemente después de un uso repetido a la
regeneración de ocho ciclos que indica que la nZVI con el apoyo del sintetizado era
mecánicamente y químicamente robusta para el tratamiento de arsénico que contiene
agua potable. No hubo una reducción aparente de la eficiencia de la eliminación de
arsénico después de los ocho ciclos de adsorción y desorción. En comparación, el
rendimiento del adsorbente a base de alúmina se redujo en un 25% después de la
regeneración debido a la disolución parcial del adsorbente (T. S. Singh & Pant, 2004).
Recubierto de hierro de arena también pierden 13 a 20% de la capacidad de adsorción
para arsénico después de que el adsorbente se eluyo en las operaciones de lavado a
contracorriente que causaron el desprendimiento de la plancha revestida de oxihidróxido
(Benjamin, Sletten, Bailey, & Bennet, 1996).
Adsorbentes
Tabla 2-2:
63
Remoción de arsénico en cada ciclo de adsorción y desorción repetida (2
mg/L As, 1,0 g/L nZVI/AC, pH 6,5) (Zhu et al., 2009).
Arsenic
Cycle
removal
(%)
1
2
3
4
5
6
7
8
As(III)
94,4
99,5
97,8
94,0
99,4
96,3
96,1
95,5
As(V)
75,6
82,3
81,8
73,9
79,2
81,4
75,1
72,7
2.2.3 Perlas poliméricas
2.2.3.1 Superficie, volumen de poros y distribución de tamaño de poro
(PSD)
Las características superficiales tales como el área de superficie específica, volumen de
poros y PSD de los diferentes adsorbentes preparados en (V. Kumar et al., 2011) se
determinaron mediante un instrumento Autosorb 1C (Quantachrome, EE.UU.). El
multipunto BET, el área superficial se midió usando la isoterma de adsorción / desorción
de nitrógeno. Los datos de isotermas fueron obtenidos experimentalmente usando N2
como una molécula gaseosa adsorbente a 77 K. Antes de las mediciones, las muestras
se desgasificaron a 200° C durante 8 h para eliminar el agua adsorbida o gases
atrapados en las muestras. El volumen total de poros se midió a partir de la cantidad de
N2 adsorbido a la presión relativa próxima a la unidad (0,9994). El PSD se calcula a partir
de las isotermas de desorción por el método de Barrett, Joyner y Halenda (BJH) para
mesoporos (2 a 40 nm) y la teoría funcional de la densidad (DFT) para microporos (<2
nm). En la Figura 2-12 se muestra las isotermas de adsorción de los diferentes
adsorbentes preparados en este estudio. Para todas las muestras, el volumen de gas
adsorbido (N2) aumentó abruptamente por debajo de P/Po=0,05 aprox. antes de
estabilizarse gradualmente. El equilibrio de adsorción se estableció a una presión
relativamente baja (<0,4). Las muestras exhibieron la isoterma de adsorción de tipo I, que
es una característica de los materiales que tienen predominantemente microporos. Para
nanopartículas PH_22_BM_A, se observó un fuerte aumento en el volumen adsorbido
más allá de P/Po=0,9 aprox. Esta es una característica común de las isotermas de
64
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
adsorción de N2 y se observa en la mayoría de los materiales nanoestructurados (Danna
et al., 2003; Lopez, Martınez-Alonso, & Tascon, 2000). En la Tabla 4-3 se observan los
datos para el área BET, el volumen total de poros y volúmenes de micro y mesoporos
calculado según las normas de la IUPAC de las isotermas. Molienda seguida de
carbonización y activación aumentó significativamente el área BET de los materiales
preparados. El área BET (750 m2/g aprox.) de las nanopartículas PH22_BM_A era perlas
de casi el doble de la de los metales activados dopados. Todos los adsorbentes eran en
su mayoría microporosos que tiene volúmenes de microporos de 60 a 80% del volumen
total de poros. La variación máxima en la zona BET de las perlas preparadas (APH_40,
APH_31, APH_22, APH_13 y APH_04) fue pequeño (80 m2/g aprox.) en comparación
con su zona media BET (330 m2/g aprox.), que sugiere que las perlas dopadas bimetálicas (Al/Fe) preparado en (V. Kumar et al., 2011) se puede considerar que poseen
aproximadamente la misma área específica. Las perlas dopadas Fe tenían un área BET
mayor que las perlas dopadas Al.
2.2.3.2 Microscopia electrónica de barrido (SEM) y el análisis de electrones
dispersivo de rayos X (EDX)
El análisis SEM y EDX realizado en (V. Kumar et al., 2011) se llevaron a cabo en varias
muestras de los adsorbentes preparados por un instrumento de campo de emisión SEM
(Supra VP40, Zeiss). Las morfologías de superficie y la distribución elemental de
especímenes pre y post adsorbidos fueron investigados por formación de imágenes SEM
y EDX. Las Figuras 2-8, 2-9 y 2-10 contienen las imágenes SEM de la APH_40, APH_22,
y las muestras APH_04, antes y después de la adsorción. Cada figura contiene una
imagen de la perla preparada en 150x magnificación, seguido de imágenes de la
superficie a 100 KX, antes y después de la adsorción de arsénico. La Figura 2-11
contiene las imágenes SEM de las nanopartículas PH22_BM_A, antes y después de la
adsorción. Los mapas elementales EDX correspondientes se muestran en la parte
derecha de las figuras. Al hacer el análisis comparativo de las imágenes (Figuras 2-8(a),
2-9(a) y 2-10(a)) de los adsorbentes, APH_40, APH_22, y APH_04, pueden observarse
claras diferencias entre la morfología de sus superficies externas. La superficie de las
perlas dopadas con A la era más suave que las perlas dopadas con Fe. Los últimos
adsorbentes fueron relativamente más porosos. La superficie de las perlas dopadas con
Al/Fe era también porosa, aunque en un grado relativamente menor. Las imágenes
Adsorbentes
65
(Figuras 2-8(b), 2-9(b) y 2-10(b)) tomadas en la magnificación más grande (100 KX)
confirman el incremento de la porosidad en la superficie externa de las perlas con el
creciente contenido de Fe. Como se observa en las Figuras 2-8(c-d), 2-9(c-d) y 2-10(c-d),
la morfología de la superficie de las perlas preparadas también cambió después de la
adsorción de arsénico. Como se muestra en la Figura 4-9(a), la morfología de la
superficie de las nanopartículas PH22_BM_A era distintivamente diferente de las perlas
de tamaño milimétrico. El fresado provocó la rotura de los granos, originalmente
dimensionada en 0,8 mm aprox. a las nanopartículas del tamaño medio de 200 nm aprox.
La mayor parte de la rotura o ruptura ocurrió en los macro-poros de las perlas, lo que
resulta en la creación de nanopartículas no porosas. Similar a los cambios en la
superficie de las perlas después de la adsorción, la superficie de las nanopartículas
también cambió después de la adsorción de arsénico, como se observa a partir de las
imágenes de SEM presentados en las Figuras 2-11(b) y 2-11(c). Además, se observó
aglomeración de las partículas en la superficie de los adsorbentes tratados con arsénico
(Figura 2-11(c)). Los mapas EDX correspondientes para tres adsorbentes, APH_40,
APH_22, y APH_04, discutidas anteriormente se muestran en las Figuras 2-8(b'-d'), 29(b'-d') y 2-10(b'-d'). Los mapas para PH22_BM_A (nanopartículas) se encuentran en la
Figuras 2-8(a'-c'), 2-9(a'-c') y 2-10(a'-c').
El mapeo confirmó la presencia de Al (que se muestra en los puntos verdes) en APH_40,
APH_22, y PH22_BM_A, y Fe (mostrado en puntos rojos) en APH_04, APH_22, y
PH22_BM_A. El mapeo elemental también confirmó la presencia de arsénico (que se
muestra en diferentes puntos de color definidas en el pie de figura) en los cuatro
adsorbentes, lo que sugiere que el arsénico puede ser adsorbido por las perlas dopadas
con Al o Fe solo, aunque a diferentes extensiones. Si el número de densidad de los
diferentes elementos que se muestran en los mapas se utiliza como indicador cualitativo
de su extensión incorporación en las perlas. La cantidad de arsénico adsorbido por los
diferentes adsorbentes puede ser considerada en el siguiente orden: PH22_BM_A >
APH_04 > APH_22 > APH_40. El carbono elemental y oxígeno también se detectaron
mediante el análisis EDX. No se detectaron otras impurezas.
66
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-8:
Imágenes SEM de las perlas activadas dopadas con Al (APH_40). (a)
Perla esférica (0,8 mm), (b) superficie porosa y espectros EDX, (b') Mapeo EDX: oxígeno
(rojo), de aluminio (verde), carbono (azul), (c) superficie activada después de la adsorción
de arsénico, (c') Mapeo EDX: arsénico (rojo), de aluminio (verde), carbono (azul). (Zhu et
al., 2009).
Adsorbentes
Figura 2-9:
67
Imágenes SEM de las perlas activadas dopadas con Fe (APH_04). (a)
Perla esférica (0,8 mm), (b) superficie porosa y espectros EDX, (b') Mapeo EDX: hierro
(rojo), oxigeno (verde), carbono (azul), (c) superficie activada después de la adsorción de
arsénico, (c') Cartografía EDX: hierro (rojo), arsénico (verde), carbono (azul). (Zhu et al.,
2009).
68
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-10: Imágenes SEM de las perlas activadas dopadas con Al/Fe (APH_22). (a)
Perla esférica (0,8 mm), (b) superficie porosa y espectros EDX, (b') Mapeo EDX: hierro
(rojo), de aluminio (verde), carbono (azul), (c) superficie activada después de la adsorción
de arsénico, (c') Mapeo EDX: hierro (rojo), aluminio (verde), arsénico (azul). (Zhu et al.,
2009).
Adsorbentes
69
Figura 2-11: Imágenes SEM de las perlas no activadas dopadas con Al/Fe, seguida de
molida y después de activación (PH22_BM_A). (a) superficie porosa, (a') Mapeo EDX:
hierro (rojo), aluminio (verde), carbono (azul), (b) superficie activada después de la
adsorción de arsénico, (b') Mapeo EDX: hierro (rojo), de aluminio (verde), carbono (azul),
(c) Después de la adsorción de arsénico, (c') Mapeo EDX: hierro (rojo), aluminio (verde),
arsénico (azul). (Zhu et al., 2009).
2.2.3.3 Análisis de adsorción atómica (AAS)
El contenido de hierro y aluminio de las diversas muestras de adsorbentes preparados en
(V. Kumar et al., 2011) se determinaron mediante AAS. Las muestras se añadieron
primero en una solución de agua en un vaso de precipitados. Los vasos de precipitados
se colocaron a continuación en un agitador. El metal-lixiviación se realizó durante 6 h.
70
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Después de la lixiviación, los contenidos de metales de las soluciones tratadas se
midieron usando un Varian (modelo: Realizar 100) AAS. En la Tabla 4-3 se presentan los
datos obtenidos a partir del análisis AAS. Como se muestra, el contenido de hierro en
APH_04 fue de 35 mg/g aprox. que aumentó de manera significativa a 103 mg/g en las
nanopartículas PH22_BM_A. Por otro lado, el contenido de aluminio en APH_40 era
8,4mg/g aprox. que también aumentó a 18 mg/g en las nanopartículas. Como también se
observa en la Tabla 4-3, la relación de masa de Al y Fe es de 1: 4,1 aprox. en APH_22 y
1: 5,6 en los nano adsorbentes (PH22_BM_A). Estos datos pueden ser comparados a 1:
4,7 como la relación de estequiometria de Al y Fe utilizado en la mezcla de reacción. La
diferencia entre las relaciones elementales para APH_22 y PH22_BM_A se atribuye al
diferente grado de lixiviación de Al y Fe. Basándose en los datos de AAS, la extensión de
lixiviación de Fe puede ser considerado para ser más grande que la de Al de las
nanopartículas.
2.2.3.4 Datos de adsorción
En la Figura 2-13 presenta los iones de As(V), en la fase sólida como una función de las
concentraciones de la fase acuosa, para muestras APH_40, APH_22, APH_04, y
PH22_BM_A. Cada parcela representa esencialmente la isoterma de equilibrio de los
solutos para los diferentes adsorbentes a 30º C en el rango de concentración de la fase
acuosa de 0,1 aprox. a 85 mg/L o ppm. Como se muestra, las concentraciones en fase
sólida monotónicamente aumentaron con la concentración de arsénico (V). El valor
máximo corresponde a la capacidad de saturación del adsorbente. En general, se
observó que las perlas de tamaño micro dopados de Fe para tener una capacidad de
adsorción de arsénico más grande que las perlas dopadas de Al.
El resultado más interesante es la gran eficacia de adsorción observada para el Al
combinado y adsorbentes dopados con Fe, principalmente APH_22 que fue probado para
la remediación de agua cargada con cualquier arsénico. Las capacidades de adsorción
APH_22 para el As(V) fue 20 mg/g aprox. correspondientes a la concentración de la fase
acuosa de 60ppm para los iones respectivos. El equilibrio de iones de cargas eran mucho
más altos que los valores de la literatura reportadas en la mayoría de los casos y
comparable en algunos casos, para el arsénico (A. K. Gupta, Deva, Sharma, & Verma,
2009; Mukherjee et al., 2006).
Adsorbentes
71
Figura 2-12: Las isotermas de adsorción de los diferentes adsorbentes sintetizados.
(Zhu et al., 2009).
Tabla 2-3:
Caracterización de la superficie de las diferentes relaciones de metal en
las partículas de adsorbentes sintetizados. (Zhu et al., 2009).
Adsorbent
Average
Surface
size
area
(mm)
2
(m /g)
Total,
pore
volumen
(cc/g)
AAS analysis
Mesopore
Micropore
volumen
volumen
Al
Fe
(cc/g)
(cc/g)
(mg/g)
(mg/g)
APH_04
0,8
378
0,247
0,079
0,158
00,00
34,70
APH_22
0,8
292
0,187
0,038
0,143
02,90
11,89
APH_40
0,8
340
0,204
0,034
0,159
08,50
00,00
PH22BM_A
100nm
764
0,517
0,138
0,352
18,40
103,00
Por lo tanto, no es sorprendente que las nanopartículas PH22_BM-A, que fueron
sintetizados por la molienda de sus padres perlas de tamaño micro seguido de la
activación, tienen un área mucho más grande específica (750 m2/g aprox.) y por lo tanto,
tener una adsorción aún mayor de la capacidad de los adsorbentes de tamaño micro
preparados en (V. Kumar et al., 2011), para los iones de As(V). Como se ha indicado
anteriormente, los diferentes adsorbentes tenían casi las mismas áreas específicas (330
m2/g con variación de ±50 m2/g). Por lo tanto, los grados variables de equilibrio de carga
72
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
de As(V) iones en los adsorbentes micro tamaño (bolas) se puede atribuir a las diferentes
cantidades de metales (Al y Fe) incorporados en las perlas. Sin embargo, el rendimiento
superior del adsorbente a base de nanopartículas (PH22_BM-A) se atribuye
principalmente al relativamente mayor número de orzuelos activos disponible para la
adsorción, tal como se refleja por su significativamente grande de área BET (750m2/g
aprox.). Sin embargo, es importante señalar que las partículas adsorbentes de tamaño
nano de PH22_BM-A, cuando se utiliza en un adsorbedor de lecho comercial lleno,
requerirían una fase aglutinante adecuado para evitar el arrastre de las nanopartículas en
el flujo del agua a tratar. También es importante mencionar que las directrices de la OMS
se prescriben para el total de arsénico, As(III) y As(V), en agua potable. En ese contexto,
la remoción de As(V) es relativamente fácil. Como también se muestra en la Figura 2-13,
la ecuación de isoterma de:
Modelo Freundlich:
(13)
Donde C (mg/L) y q (mg/g) son la concentración en la solución y la cantidad de soluto
adsorbida en el equilibrio, se utilizó para ajustar el equilibrio de iones de As(V) en el
agua. En general, la isoterma de Freundlich describe la adsorción de múltiples capas con
las energías de superficie heterogéneos. Los datos de adsorción de equilibrio también se
ajustaron mediante la isoterma de:
Modelo Langmuir:
(14)
Donde Q (mg/g) es la carga máxima de soluto (mg/g) y b (L/mg) es el coeficiente de
Langmuir. Sin embargo, la ecuación de isoterma de Langmuir no podía explicar los datos,
lo que sugiere que la cobertura de la superficie con el soluto (As(V) iones) superó una
monocapa. Con este fin, los valores para las constantes de Freundlich, K y el poder de la
isoterma de n, la medición de la capacidad de adsorción y la intensidad de adsorción,
respectivamente, se indican en la Figura 2-13.
Adsorbentes
73
Figura 2-13: Valores para las constantes de Freundlich, K y el poder de la isoterma de
n, la medición de la capacidad de adsorción y la intensidad de adsorción. (Zhu et al.,
2009).
2.2.3.5 Variación de pH durante la adsorción y mecanismo de adsorción
propuesto
En la Figura 2-14 se describe una estructura molecular tentativa de aluminio y
adsorbentes poliméricos sintetizados de hierro dopado en (V. Kumar et al., 2011). Una
polimerización por crecimiento en etapas se produce entre el fenol y formaldehído.
Inicialmente fenol reacciona con el formaldehído para formar hidroximetil fenol. El grupo
hidroximetilo entonces reacciona con orto libre de la cruz y el sitio para del fenol u otro
grupo hidroximetilo. Esto es seguido por la incorporación de Fe/Al cómo se muestra en la
Figura 2-14. Con respecto a As(V), existen las especies en varias formas aniónicas
(H2AsO4-, HAsO42-, y AsO43-) en agua con pH 3,0 (Katsoyiannis & Zouboulis, 2002). Por lo
tanto, puede ser eliminado por el catiónico Fe/Al OH2+ mediante la siguiente reacción:
Fe / Al (OH)2+ + As(V) ↔ Fe / AlHAsO4-
74
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Es importante mencionar que la variación del pH también se determinó a priori para las
diversas muestras de agua pura que contienen diferentes adsorbentes, sin embargo, sin
que contiene solutos (arsénico). En la Figura 2-15 se describe los datos para esas
condiciones. Como se observa, prácticamente no hay variación en el pH. Se observó que
la variación máxima (0,7 aprox.) en el caso de PH22_BM_A. Para corroborar aún más la
propuesta de mecanismo de intercambio de iones entre las partículas de Fe o Al y la
molécula de adsorbato (As IOM), se tomaron espectros FT-IR para los diversos
adsorbentes antes y después de la adsorción. La Figura 2-16 es el espectro
representativo de los nano adsorbentes (PH22_BM_A). Es evidente a partir del espectro
de que hay un cambio en la vibración de tensión del grupo fenólico O-H antes y después
de la adsorción de los iones de As (V) en 3700 cm-1, lo que confirma aún más el
mecanismo de intercambio iónico.
Figura 2-14: Esquema de reacción para la formación de las perlas fenólicos dopadas
con Fe y Al. (Zhu et al., 2009).
Adsorbentes
75
Figura 2-15: Variación del pH en agua pura (sin As) con diferentes adsorbentes. (Zhu et
al., 2009)
Figura 2-16: Los espectros FT-IR de PH_22_BM_A antes y después de la adsorción de
arsénico (Zhu et al., 2009).
76
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
2.2.4 Nanopartículas de hierro/conchas de ostras (NI/OSS)
2.2.4.1 Caracterización
Las microtopografías de las muestras en (Fan et al., 2015) fueron observadas por
MEBEC (Quanta 200 FEG, FEI Company, Estados Unidos), utilizando una técnica de
detección de la hélice equipado con energía dispersiva de rayos X (EDX). Los espectros
FTIR de las muestras se recogieron y se registraron usando un espectrómetro FTIR
Nicolet 380 (Thermo Electron Corporation, Estados Unidos). Las muestras se prepararon
para el análisis de FTIR con el método de prensado con pastilla de KBr con una relación
de masa de la muestra / KBr 1:150. El área superficial específica de las muestras se
midió por el método Brunauere Emmette Teller (BET) en una superficie y un analizador
de porosidad (ASAP 2020 HD88, Micromeritics Co., EE.UU.), utilizando sorción de N2 a
77 K. El punto de carga cero de la muestra de NI/OSS se determinó de acuerdo con el
método de lotes de equilibrio descrito en la literatura (Lazarevic et al., 2007). Cada
experimento en (Fan et al., 2015) se realizó en 50 ml de (0,1 mol/L) de solución de KNO3
por 24h en agitación a temperatura ambiente. Los valores iniciales de pH en primer lugar,
se ajustaron a la gama de 3,5 a 10 por 0,1mol/L de HCl o KOH. Después, se añadieron
0,1 g de la NI/OSS en la solución de KNO3. El valor de pH final de la dispersión se midió
con el fin de determinar el pH PZC.
2.2.4.2 Fotomicrografías de las muestras
Las imágenes FESEM y EDX se utilizaron para analizar la morfología y constitución
elemental de las muestras de NI y NI/OSS, y estos resultados se muestran en la Figura
2-17 y en la Tabla 4-4. En la Figura 4-17(a) se observa grandes flóculos dendríticas de NI
y el tamaño medio de partícula fue de aproximadamente 100nm. Esta aglomeración
puede ser causada por la tensión superficial y el magnetismo de las partículas de NI, que
también se había observado en trabajos anteriores (H. Chen et al., 2011; Li & Zhang,
2006; Y. P. Sun, Li, Cao, Zhang, & Wang, 2006). Como se muestra en la Figura 4-17(b),
las partículas de NI fueron apoyados con éxito en sistemas operativos. Además, la
mayoría de las partículas se dispersan bien y dentro de los poros o cerca de las
aberturas de los poros de los sistemas operativos, lo que indica una buena adherencia
entre las partículas de NI y la superficie OSS. Estas partículas esféricas uniformes tenían
un diámetro medio de aproximadamente 60nm. En comparación con las partículas de NI
Adsorbentes
77
que se muestran en la Figura 2-17(a), la buena uniformidad y la dispersión de las
partículas de NI soportados que podrían ser deducidas como resultado del efecto
sinérgico entre la adición del seguidor de OSS poroso e in situ del método de reducción.
Estas características de NI apoyado estaban estrechamente relacionados con la buena
eliminación de As(III) y el nivel del material compuesto NI/OSS. La composición química
del sistema operativo de NI/OSS determinado por el análisis EDX se presenta en la Tabla
4-4. El componente principal de la SG mostró algunas diferencias con respecto a un
informe anterior (Y. X. Liu, Yang, Yuan, & Wu, 2010), que lo que demuestra CaCO3 era el
componente principal del sistema operativo. En (Fan et al., 2015), la relación molar de
Ca/C/O no era 1:1:3 porque el mecanismo de EDX sólo muestras una zona de micro de
la superficie OSS. Después de apoyar NI en OSS, la presencia de hierro en un
porcentaje tan alto (50,23% en peso) también indicó que los sistemas operativos son un
apoyo efectivo, conforme a la explicación anterior de la adhesión entre las partículas de
NI y la superficie OSS.
Figura 2-17: Micrografías SEM de (a) NI y (b) NI/OS (condición de preparación: OSS,
0,3 g; temperatura 15º C; reductores KBH4; fuente de hierro FeSO4; OSS tamaño de
partícula promedio 230 µm). (Fan et al., 2015)
Tabla 2-4:
EDX análisis del sistema operativo y NI/OSS. (Fan et al., 2015)
Element (wt%)
Sample
OSS
C
O
Na
Ca
S
K
1,5
21,04
1,56
75,9
NI2
NI2
Fe
NI2
Total
100
78
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
NI/OSS
0,5
8,8
0,7
14,56
7,56
17,56 50,23
100
2.2.4.3 Análisis FTIR de las muestras
Los espectros FTIR del compuesto NI/OSS, las muestras NI y OSS se muestra en la
Figura 2-18. Los picos a 712 cm-1, 878 cm-1 y 1420 cm-1 en el espectro FTIR de OSS se
atribuyeron a la vibración de CaCO3. En comparación a OSS, los picos característicos de
NI/OS se debilitaron, lo que posiblemente se debió a las partículas de NI apoyados en
OSS. El pico característico de la Fe-O vibración de estiramiento (M., Music, &
Meossbauerr, 2007) se observó a 616cm-1 en el espectro FTIR de NI. Sin embargo, el
pico se debilitó en el espectro de NI/OSS, dando a entender que el contenido Fe-O
disminuye y la resistencia a la oxidación de las partículas NI en el material compuesto de
NI/OS aumentó. Se detectó la banda ancha en 3383 cm-1 asignados a los grupos
hidroxilo en todos los espectros FTIR, lo que sugiere un componente acuoso que estaba
presente en las tres muestras (X. Q. Liu, Ma, & Xing, 2004).
Figura 2-18: Espectros FTIR de NI, OSS y NI/OS (condición de preparación: OSS 0,3 g;
temperatura de 15º C; fuente de hierro FeSO4; reductor KBH4; OSS tamaño de partícula
promedio 230 µm). (Fan et al., 2015)
Adsorbentes
79
2.2.4.4 Área de superficie específica y análisis de pH PZC de las muestras
El área superficial específica de OSS, muestras compuestas NI y NI/OSS calculados por
el método BET era 3,5 m2/g, 3,8 m2/g y 4,4 m2/g, respectivamente. En primer lugar, esto
indica que OSS puede proporcionar suficiente área superficial para la carga y la
dispersión de partículas de NI. Además, el NI preparado en (Fan et al., 2015) tiene un
área superficial alta con respecto al suministro de sitios activos para la adsorción de
As(III). Por último, la superficie específica más alta de NI/OSS entre las muestras
implicaba la carga efectiva de NI en el seguidor de OSS. Además, el pH ZPC del material
compuesto NI/OSS era 9,35 de acuerdo con los datos de los experimentos por lotes. Se
dio a entender que una solución alcalina podría ser favorable para la adsorción de iones
de metales pesados mediante el uso de la NI/OSS como adsorbente debido a su
superficie cargada negativamente.
2.2.4.5 Efecto de las condiciones de preparación
El efecto de las fuentes individuales de hierro (FeSO4, FeCl2, FeCl3) en la remoción del
As(III) por NI/OSS se estudió en (Fan et al., 2015) y se muestra en la Figura 2-19(a). La
relación entre las capacidades de detección y eliminación de As(III) utilizando diferentes
fuentes de hierro fue el siguiente: FeSO4 > FeCl2 > FeCl3. La detección y eliminación
As(III) utilizando FeSO4 como la fuente de hierro fue mayor que el uso de FeCl2 como la
fuente de hierro. Este resultado puede haber ocurrido debido a la competencia por los
sitios de unión entre As(III) y el ión de cloruro residual cuando se utiliza FeCl2 como la
fuente de hierro. El As(III) una capacidad de eliminación de la muestra NI/OSS usando
FeCl3 como la fuente de hierro fue el más bajo, lo que dio como resultado del aumento de
la valencia del hierro y la cantidad de ion cloruro.
La relación entre los diferentes reductores y la detección y eliminación de As(III) por
NI/OSS se muestra en la Tabla 4-5. El material compuesto retira 99,80% del arsénico
cuando se utiliza el reductor KBH4, un porcentaje más alto que se obtuvo usando NaBH4.
Menos As(III) puede haber sido eliminado usando NaBH4 como reductor porque el estado
NI aglomerado se mejoró en presencia de Na+, disminuyendo el número de sitios de
adsorción, que se ha informado en algunos estudios (D. R. Kumar, Manoj, & Jayadevan,
2014).
80
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Tabla 2-5:
Relación entre reductor y detección y eliminación de As(III) por NI/OSS
(condición de preparación: OSS 0,3 g; temperatura 15º C; condiciones de reacción:
As(III) concentración inicial 1,8 mg/L; tamaño medio de partícula OSS 230 µm; pH 6,8;
temperatura de 20º C; tiempo de agitación 24 h; agitación 200 rpm). (Fan et al., 2015)
Reductant
Arsenic removal (%)
NaBH4
96,50
KBH4
99,80
Se estudió el efecto del tamaño de partícula medio OSS (Fan et al., 2015) en la detección
y eliminación de As(III), y se muestra en la Figura 2-19(b). Aunque As(III) se elimina de
manera eficiente para toda la gama de tamaños de partícula medios investigados, los
valores de detección y eliminación de As(III) fueron relativamente altos cuando el tamaño
medio de las partículas de OSS fue de <425 µm. Este resultado puede deberse a que la
superficie específica aumentó a medida que el tamaño medio de las partículas
disminuye, y la capacidad adsorbente del NI/OSS adicional fue suficiente para el total de
detección y eliminación de As(III) de las aguas residuales de simulación. Además, los
tamaños de partícula más pequeños requieren un mayor costo de molienda. Teniendo en
cuenta tanto la eficiencia de detección y eliminación de As(III) y el coste de preparación,
el tamaño de partícula promedio óptimo de OSS fue de 230 µm.
El efecto de la temperatura (15-50º C) en la remoción del As(III) por NI/OSS y NI. Como
se muestra en la Figura 2-19(c), la detección y eliminación de As(III) por NI/OSS se
redujo de aproximadamente el 100% a los 15º C (temperatura de la habitación) de 99,4%
a 30º C, y sólo se redujo un 0,1% más a los 50º C. Sin embargo, NI mostró una
proporción de detección y eliminación relativamente estable a temperatura baja (15-30º
C), seguido por una disminución más grande a 98,3% a 50º C. Obviamente, la NI/OSS
presenta un mejor rendimiento de la retirada global, así como la detección y eliminación
de As(III) a mayor temperatura que la de NI. En el proceso de preparación de NI, la
formación de NI se aceleró dramáticamente mediante el aumento de la temperatura, que
puede haber conducido a la coagulación más grave. Sin embargo, la coagulación de las
partículas de NI en NI/OSS está limitado por el seguidor de OSS, específicamente
Adsorbentes
81
cuando se formaron en el poro interior del OSS durante la reacción de reducción in situ.
Por lo tanto, la temperatura ambiente es la elección óptima para la preparación NI/OSS.
2.2.4.6 Efectos de las condiciones de reacción del tratamiento
El efecto de la concentración inicial en la detección y eliminación de As(III) de este
contaminante por NI/OSS se investigó en un valor pH de 6,8 y se muestra en la Figura 418. Como se muestra en la Figura 2-18(a), los procesos de tratamiento alcanzan la
máxima detección y eliminación en tiempos de 50, 70 y 90 min para concentraciones
iniciales de As(III) de 1,2, 1,8, y 3,0 mg/L, respectivamente. Una concentración inicial
más baja de As(III) requiere menos tiempo de adsorción de equilibrio, que estaba de
acuerdo con el informe en otro estudio (Mondal et al., 2008). As(III) en las aguas
residuales de simulación se detectó y eliminó casi por completo a medida inicial. Sin
embargo, para la concentración inicial de As(III) de 3,0 mg/L, la máxima eliminación sólo
alcanzó 70%. Las insuficiencias de los sitios de adsorción vacantes eran válidas en la
superficie adsorbente en este momento porque la superficie NI/OSS está cerca de un
estado saturado. Por lo tanto, la baja eliminación en esta concentración debe ser
determinada por la capacidad máxima de tratamiento adsorbente.
La detección y eliminación de As(III) a diversos valores de pH se estudió en (Fan et al.,
2015) y se muestra en la Figura 2-18(b). Obviamente, la detección y eliminación de
As(III) casi alcanzado el 100%, y disminuyó ligeramente cuando el valor de pH se
incrementó de 2 a 11. Este resultado indica que la variación del valor de pH no tuvo un
impacto importante en la capacidad de eliminación del material compuesto por NI/OSS.
Sin embargo, algunos estudios han informado de que la capacidad de detección y
eliminación de As(III) por NI disminuyó significativamente a pH> 9 (Kanel et al., 2005).
Una tendencia similar dependiente del pH también se ha observado en la detección y
eliminación de As(III) por óxido de hierro amorfo, goethita sintética, y magnetita (Dixit &
Hering, 2003; Manning, Fendorf, & Goldberg, 1998). Por lo tanto, NI/OSS tenía buena
resistencia a los álcalis para la detección y eliminación de As(III) de las aguas residuales
de simulación.
82
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-19: Efectos de las condiciones de preparación de (a) fuentes de hierro
utilizando OSS con tamaño de partícula promedio de 230 µm como seguidor a 15º C, (b)
tamaño de partícula promedio de OSS mediante FeSO4 como fuente de hierro a los 15º
C y (c) la temperatura de preparación usando OSS con tamaño medio de partícula de
230 µm como seguidor y FeSO4 como fuente de hierro en la absorción de As(III) (otras
condiciones de preparación: OSS de 0,3 g y reductor de KBH4; condiciones de reacción:
As(III) concentración inicial de 1,8 mg/L, valor de pH de 6,8, temperatura de reacción de
20º C; tiempo de agitación de 24 h, velocidad de agitación de 200 rpm). (Fan et al., 2015)
Adsorbentes
83
La detección y eliminación de As(III) por NI/OSS se estudió a diferentes temperaturas de
tratamiento y se muestra en la Figura 2-20(C). Casi todo el As(III) en el agua residual de
simulación fue detectado y eliminado en el intervalo de temperatura de 0-50º C, lo que
indica la excelente resistencia térmica de NI/OSS. Cuando la temperatura se incrementó
de 0-20º C, la detección y eliminación de As(III) aumentó ligeramente, lo que indica que
el aumento de la temperatura era favorable al tratamiento. La temperatura de tratamiento
óptima se encuentra a aproximadamente en 20-40º C debido a la más alta de detección y
eliminación de As(III). Teniendo en cuenta la mejora de la eliminación al aumentar la
temperatura, se podría deducir que el proceso de eliminación de As(III) como se
determina principalmente por la adsorción química de As(III) sobre la superficie de
partículas NI soportado en OSS. Y, algunas interacciones químicas entre NI y OSS,
confirmado por el análisis FTIR de las muestras (Figura 2-18), pueden darle a NI una
excelente capacidad de adsorción bajo ciertas condiciones de tratamiento duras como en
solución acuosa con pH bajo/alto (Figura 2-20(b)) o a baja temperatura (Figura 2-20(c)).
Sin embargo, el mecanismo de adsorción real es muy complicado. Por ejemplo, además
de la adsorción química de NI, la formación de hidróxido de arsénico (precipitación)
también posiblemente contribuyó a la buena detección y eliminación de As(III) a valores
altos de pH (Figura 2-20(b)).
84
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Figura 2-20: Efectos de las condiciones de reacción del tratamiento de (a) As(III)
concentración inicial al valor pH de 6,8 y temperatura de reacción de 20º C, (b) valor de
pH en As(III) concentración inicial de 1,8 mg/L y la temperatura de reacción de 20º C y (c)
la temperatura de reacción a As(III) concentración inicial de 1,8 mg/L y el valor de pH de
6,8 en la detección y eliminación de As(III) (condiciones de preparación de NI/OSS;
fuente de hierro FeSO4, OSS 0,3g, OSS tamaño de partícula promedio de 230 µm, la
temperatura de 15º C, reductor KBH4; otras condiciones de tratamiento: tiempo de 24 h, y
la velocidad de agitación de 200 rpm). (Fan et al., 2015)
Adsorbentes
85
3. Simulación y resultados
3.1 Simulación nanopartícula de arsénico en agua
3.1.1 Partícula de arsénico en un flujo de agua.
En este caso para la simulación de la nanopartícula de arsénico se diseñó
una columna llena de partículas. Estas partículas pueden estar contenidas dentro de una
estructura de soporte, como tubos o canales.
El transporte y la reacción de las especies se producen en dimensiones de diferentes
órdenes de magnitud:
A macroescala en la concentración en la partícula.
A microescala en la concentración del fluido que pasa a través de la estructura.
Figura 3-1:
Macroescala (volumen del tubo) y microescala (partícula).
88
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Como tal, el problema puede considerarse un problema de escala múltiple. La
característica de COMSOL Reactive Pellet Bed dentro de la interfaz de transporte de
especies diluidas está dedicada a tales problemas de múltiples escalas. La estructura
entre partículas en el lecho se describe como un material macroporoso de dimensiones
de micrómetros. Los radios de partícula son a menudo del orden de 1 nm. Hay dos
porosidades que son importantes: la porosidad de la cama (macroescala) y la porosidad
de la partícula (microescala). A veces estos modelos se llaman modelos de doble
porosidad. Cuando se aplica una caída de presión a través del tubo, se inicia flujo y
convección del fluido en el tubo. El transporte de productos químicos dentro de los
gránulos está dominado por la difusión. Este modelo de ejemplo es una extensión del
modelo de Reactor de Rejilla Empacada de simplificación 1D, este último que contiene
reacciones más complejas, pero sólo en 1D.
3.1.1.1 Definición del modelo
En este caso la reacción en la partícula es solo la especie A que será el elemento
arsénico.
Simulación y resultados
La
reacción
es
89
irreversible
y
las
velocidades
de
reacción
se
determinan
3
experimentalmente como mol/ (m . s):
(15)
Donde k es el factor de velocidad (s-1) y ci es la concentración (mol/ (m3. s)) de las
respectivas especies i.
La caída de presión en el reactor se rige por la ley de Darcy.
El transporte masivo de las especies reactivas en la estructura viene dado por la
ecuación de convección y difusión:
(16)
En el interior de la partícula se utiliza una ecuación simétrica 1D, que puede derivarse de
un equilibrio de la cáscara a través de una cáscara esférica:
(17)
Aquí, r es una coordenada radial adimensional que va de 0 (centro) a 1 (superficie de
partícula). Rpe es el radio de partícula y N el número de partículas por unidad de volumen
del tubo. La ventaja de formular esta ecuación en una geometría 1D adimensional es que
el radio de la partícula se puede cambiar sin cambiar los límites de la geometría. D es un
coeficiente de difusión efectivo (m2/s) y R es un término fuente (mol/ (m3. s)). Debe
tenerse en cuenta que el término de reacción Rpe, i en la ecuación se toma por unidad de
volumen de material de la partícula.
Una restricción se aplica a r = 1 para la partícula, que acopla la concentración
macroscópica y la concentración de microescala:
(18)
Mediante la formulación de las ecuaciones, esta restricción también asegurará que el
flujo de especies de partículas contribuirá como fuente en el balance de masas a macro
escala.
90
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
La Tabla 3-1 muestra los parámetros establecidos para llevar a cabo la simulación de las
nanopartículas de arsénico en un flujo de agua a través de una estructura tubular.
Los parámetros rho_b, rho_pe, r_pe y los coeficientes de difusión se sacaron del estudio
realizado en el Capítulo 2.
La altura Hr y el radio Rr del tubo se seleccionaron en un tamaño en la escala de los
micrómetros para poder obtener una visualización más cercana de las partículas, ya que
están son del tamaño de los nanómetros.
El valor de épsilon_b se obtiene de la siguiente ecuación:
(19)
El valor de kappa se obtiene de la siguiente ecuación:
(20)
Donde k” es la constante de Kozeny, que, para partículas de forma esférica, que es este
caso, es 4,8 ± 0,3.
El valor de p_Darcy se calculó con la siguiente ecuación:
(21)
Donde v es la velocidad del flujo, que como se dijo anteriormente se seleccionó la
velocidad del rio Tunjuelito: v = 0,641 m/s.
Donde g es la aceleración de la gravedad (9,8 m/s2 aprox.).
Donde f es el flujo en transición que se relación con el número de Reynolds (Re):
Simulación y resultados
91
(22)
Re varía entre 2300 y 4000, así que se seleccionó Re= 3200.
El valor de épsilon_pe se obtuvo de la siguiente ecuación:
(23)
Por ultimo CA_in o concentración de entrada se calcula como:
(24)
Donde X es la cantidad de la especie agregada en gramos.
Donde V es el volumen de especie agregada en litros.
Donde m es la masa molar de especie.
Tabla 3-1:
Resumen de datos de entrada A.
Nombre
Expresión
Descripción
Hr
1.5e-6[m]
Altura del reactor de lecho compacto
Rr
0.3e-6[m]
Radio del reactor de lecho relleno
rho_b
1000[kg/m^3]
Densidad del lecho
epsilon_b
1- rho_b/rho_pe [1]
Porosidad de la cama (Macroescala)
kappa
4.267e-15[m^2]
Permeabilidad de la cama
p_Darcy
0.002096[atm]
Presión de entrada compensada
rho_pe
5727[kg/m^3]
Densidad individual de la partícula
epsilon_pe
999.969e-3[1]
Porosidad de la Partícula (Microescala)
92
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
r_pe
100e-9[m]
Radio de la partícula (Esférica)
DAp
1e-9[m^2/s]
Coeficiente de difusión de A en la
partícula
CA_in
26.7e-6[mol/m^3]
Concentración de entrada de A
DA
1e-7[m^2/s]
Coeficiente de difusión de A en la cama
3.1.1.2 Resultados
La Ilustración 3-1 muestra la distribución de presión en el fluido entre las partículas.
Entrando por la parte inferior y saliendo por la parte superior.
Ilustración 3-1:
Distribución de presión en la estructura.
La Ilustración 3-2 muestra la concentración macroscópica del reactivo A (arsénico) en el
fluido. La especie se consume debido a la reacción química catalítica. Un diagrama lineal
de la concentración en un gránulo en una cierta posición en el lecho es interesante para
Simulación y resultados
93
comprender la reacción local. La Ilustración 3-24 muestra la posición en la que se
muestrea el gráfico de la línea de partículas: (x = 0, z = 0, y = 1).
Ilustración 3-2:
Concentración del reactivo A en la estructura.
Ilustración 3-3:
Coordenada en la que se muestrea la parcela de nanopartículas de
arsénico: Línea central de la estructura y a 1 um altura.
94
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En la Ilustración 3-4 se muestra un gráfico de concentración en 3D del producto A
(arsénico) en la misma coordenada. Se puede observar que la concentración es más alta
más cerca del centro de la partícula, donde el producto se acumula. La concentración en
la superficie del gránulo es la misma que en el vacío del tubo.
Ilustración 3-4:
tubo.
Concentración de A en la partícula a 1um de altura de la base del
Simulación y resultados
95
Por medio de los resultados se puede ver que la presión en el fluido es mayor en la base
del tubo y a medida que va saliendo el fluido la presión disminuye. La presión ejercida va
de 212.37720000000013 Pa a -8.760761952923386E-15 Pa.
También se puede observar que la concentración partículas de arsénico en el flujo de
agua es mayor a la salida del tubo y es menor en la entrada de este. La concentración en
este caso va de 2.67E-5 mol/m3 a 2.6700000261445998E-5 mol/m3.
Por último, se puede observar que en la nanopartícula tiene concentración de arsénico
uniforme. La concentración es de 2.6700000230017406E-5 mol/m3.
96
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
3.1.2 Variación de velocidad del flujo de agua.
3.1.2.1 Definición del modelo
A continuación, se llevará a cabo la simulación de la nanopartícula de arsénico. Se
pretende obtener como resultado la visualización de la partícula en 3D con sus
respectivos parámetros.
El medio por el que se transporta la partícula de arsénico es el agua, así que de igual
manera se simulara este medio.
El programa que se usara para llevar a cabo la simulación es el software COMSOL
Multiphysics (versión 5.0).
La partícula en estudio esta echa de arsénico cuyo comportamiento físico se asemeja
más a los metales y su estado ordinario es sólido, tiene una densidad de 5727 kg/m3, una
conductividad térmica de 50 W/ (K.m) y una conductividad eléctrica de 3,45x106 S/m.
3.1.2.2 Pre-proceso de simulación
Lo primero que se selecciona es la dimensión de espacio.
Ya que se quiere simular la partícula de arsénico, para tener una mejor visualización de
esta se debe simular en 3D.
En la primera sub sección se selecciona el espacio en 3D:
Ilustración 3-5:
Sub sección para seleccionar la dimensión del espacio del modelo.
Simulación y resultados
97
En la segunda sub sección se selecciona la física del modelo a simular. Ya que se quiere
simular la partícula de arsénico en agua, la física que se selecciono es química y flujo
laminar, ya que se quiere simular un elemento químico (arsénico) y un fluido (agua).
Ilustración 3-6:
Lista de físicas para llevar a cabo el análisis.
98
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En la tercera y última sub sección se selecciona el estudio del modelo. El programa da a
escoger determinados estudios dependiendo de la física o físicas escogidas.
En este caso ya que las físicas escogidas fueron química y flujo laminar, los estudios a
escoger son: Estacionario o temporal.
El estudio seccionado para simular la partícula de arsénico en agua es estacionario ya
que no se presentan cambio de propiedades en el tiempo ni espacio.
Ilustración 3-7:
Sub sección para seleccionar el tipo de estudio.
3.1.2.3 Descripción del modelo
Primero que todo se debe seleccionar las unidades geométricas del modelo. Se debe
ajustar la unidad de longitud a nm (nanos metros) ya que el modelo a simular es de una
partícula de arsénico en tamaño nanométrico.
Simulación y resultados
Ilustración 3-8:
99
Ajuste de unidades geométricas.
A continuación, se selecciona la geometría del modelo. Se seleccionó la geometría
esférica de tipo sólido, radio 1x10-9 (nanopartícula), y posición (x=0, y=0, z=0).
A continuación, se puede visualizar dicha esfera en 3D en el plano cartesiano:
Ilustración 3-9:
Geometría esférica para la nanopartícula de arsénico.
100
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ya que la partícula de arsénico a simular se encuentra en agua, se simula el medio o
fluido (agua).
De la misma manera se crea una geometría, pero en este caso en geometría de bloque,
de tipo sólido y tamaño: ancho 3x10-9, profundidad 12x10-9 y altura 5x10-9.
La posición en este caso se debe seleccionar como central para asegurar que rodee por
completo la esfera anteriormente simulada.
A continuación, se puede visualizar el medio simulado, además se puede observar como
cubre por completo la esfera simulada, logrando el objetivo deseado:
Ilustración 3-10:
Geometría de bloque para el fluido (agua) en el que se encuentra la
partícula de arsénico.
Simulación y resultados
101
3.1.2.4 Proceso de simulación
Primero que todo se selecciona el material de las geometrías simuladas.
Ya que se quiere simular agua como fluido, se selecciona en la lista de materiales agua
con sus respectivas propiedades las cuales ya están incluidas en el software.
Una vez seleccionado el agua como material se le asigna la geometría de bloque.
Para la geometría de esfera se realiza el mismo procedimiento, pero en este caso el
material seleccionado en la lista de materiales es el arsénico.
Una vez seleccionado el arsénico con sus respectivas propiedades, se le asigna la
geometría esférica.
De esta manera se cómo se puede observar a continuación, la geometría de bloque ya
queda configurada como bloque de agua y la geometría de esfera queda configurada
como esfera de arsénico.
102
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ilustración 3-11:
Asignación del material (agua) a la geometría de bloque.
Después de asignar los materiales se lleva a cabo la asignación del proceso del flujo de
agua (flujo laminar) en el que se encuentra la nanopartícula de arsénico.
Ya que en este caso el flujo se presenta en el agua, el flujo laminar se asigna únicamente
para el dominio del agua:
Ilustración 3-12:
Asignación del material (arsénico) a la geometría de esfera.
Simulación y resultados
Ilustración 3-13:
Asignación del flujo laminar.
103
104
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
A continuación, es necesario seleccionar la entrada, salida y simetría del flujo de agua, lo
que implica asignar dichos parámetros a los contornos del bloque de agua.
Teniendo en cuenta lo anterior, se seleccionó como entrada del flujo laminar el contorno
lateral izquierdo del bloque de agua (la pared sombreada en verde), con una velocidad
de 0,641 m/s. Esta velocidad del flujo de agua se seleccionó de la velocidad de del rio
Tunjuelito con caudal bajo (Torres et al., 2006) en el tramo del puente de bosa, la isla.
De igual manera se seleccionó como salida del flujo el contorno lateral derecho del
bloque de agua (la pared sombreada en azul) y se le asigno presión igual a cero.
Y por último se seleccionó como simetría del flujo las los contornos superior, inferior,
frontal y posterior del bloque de agua (las paredes sombreadas en azul) y se le asigno
presión igual a cero.
Ilustración 3-14:
Asignación de la entrada del flujo laminar.
Simulación y resultados
Ilustración 3-15:
Asignación de la salida del flujo laminar.
Ilustración 3-16:
Asignación de la simetría del flujo laminar.
105
106
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
A continuación, se debe llevar a cabo el mallado. Aquí se define el tipo de malla
necesario para realizar el análisis por elemento finito.
Para este modelo el software da la opción de malla tipo tetraédrica libre, así que se
selecciona dicha malla y se selecciona para el bloque de agua, ya el agua es un fluido en
el modelo, se configura la malla para dinámica de fluidos y se predefine como gruesa.
Para la nanopartícula de arsénico también es necesario seleccionar y asignarle una
malla, la cual se selecciona de igualmente de tipo tetraédrica libre.
En este caso la malla se calibra para física general ya que la nanopartícula de arsénico
no se toma como fluido y se predefine como fina.
A continuación, se visualiza la simulación del mallado tanto en el bloque de agua como
en la nanopartícula de arsénico.
Ilustración 3-17:
Mallado del bloque de agua.
Simulación y resultados
Ilustración 3-18:
107
Mallado de la nanopartícula de arsénico.
3.1.2.5 Visualización de los resultados
Se logra observar la nanopartícula de arsénico en medio de agua, de esta manera se
comporta la nanopartícula de arsénico en un flujo de agua a velocidad 1 m/s.
Como se observa en la ilustración 3-19 y 3-20, la velocidad del agua lejos de la
nanopartícula es constante en 1 m/s. Cuando el agua rodea la nanopartícula disminuye
su velocidad de 1 a 0 m/s. Y el agua que pasa por encima y debajo de la nanopartícula a
una distancia considerable (1,5 nm aprox.) aumenta su velocidad de 1 a 1,8 m/s. Esto
para una nanopartícula de arsénico de tamaño 1 nm.
También se puede observar en la ilustración 3-21 y 3-22 la presión que ejerce el flujo de
agua sobre la nanopartícula de arsénico la cual baria con respecto a la dirección del flujo.
Se visualiza que el contorno de la nanopartícula que recibe la entrada de flujo de agua
108
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
recibe la mayor presión (de hasta 6,11x106 P.a.) mientras que el otro lado de la
nanopartícula recibe una presión de cero a negativa.
Ilustración 3-19:
Resultados de la simulación.
Con los resultados se puede observar que si es posible simular las nano partículas de
arsénico y su comportamiento en el agua. El cual depende de la velocidad del flujo de
agua y el tamaño de la partícula.
Ilustración 3-19:
Resultados de la simulación de velocidad a un solo plano.
Simulación y resultados
Ilustración 3-20:
Resultados de la simulación de velocidad a un solo plano y en vista y,
z.
Ilustración 3-21:
109
Resultados de la simulación de presión.
110
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ilustración 3-22:
Resultados de la simulación a un solo plano y en vista (y, z).
Simulación y resultados
111
3.2 Partícula de alúmina en un flujo de agua
3.2.1 Alúmina en un tubo de agua
La partícula de alúmina al igual que la nanopartícula de arsénico se simulo en una
estructura con un flujo de agua. Para este caso solo cambian se cambian las
propiedades de la partícula, como su tamaño, densidad y concentración.
3.2.1.1 Definición del modelo
En este caso la reacción en la partícula es solo la especie B que será el elemento
alúmina.
La
reacción
es
irreversible
y
las
velocidades
de
reacción
se
determinan
3
experimentalmente como mol/ (m . s):
(25)
La Tabla 3-2 muestra los parámetros establecidos para llevar a cabo la simulación de las
nanopartículas de alúmina en un flujo de agua a través de una estructura tubular.
Tabla 3-2:
Resumen de datos de entrada B.
Nombre
Expresión
Descripción
Hr
1.5e-6[m]
Altura del reactor de lecho compacto
Rr
0.3e-6[m]
Radio del reactor de lecho relleno
rho_b
1000[kg/m^3]
Densidad del lecho
epsilon_b
1- rho_b/rho_pe [1]
Porosidad de la cama (Macroescala)
kappa
2.37e-19[m^2]
Permeabilidad de la cama
112
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
p_Darcy
0.002096[atm]
Presión de entrada compensada
rho_pe
3961[kg/m^3]
Densidad individual de la partícula
epsilon_pe
999.936e-3[1]
Porosidad de la Partícula (Microescala)
r_pe2
1.25e-9[m]
Radio de la partícula (Esférica)
DBp
2.8e-3[m^2/s]
Coeficiente de difusión de B en la
partícula
CB_in
0.245[mol/m^3]
Concentración de entrada de B
DB
1e-3[m^2/s]
Coeficiente de difusión de B en la cama
3.2.1.2 Resultados
La Ilustración 3-23 muestra la distribución de presión en el fluido entre las partículas de
alúmina. Entrando por la parte inferior y saliendo por la parte superior.
Ilustración 3-23:
Distribución de presión en la estructura.
Simulación y resultados
113
La Ilustración 3-24 muestra la concentración macroscópica del reactivo B (alúmina) en el
fluido. La especie se consume debido a la reacción química catalítica. Un diagrama lineal
de la concentración en un gránulo en una cierta posición en el lecho es interesante para
comprender la reacción local. La Ilustración 3-25 muestra la posición en la que se
muestrea el gráfico de la línea de partículas de alúmina: (x = 0, z = 0, y = 1).
Ilustración 3-24:
Concentración del reactivo B en la estructura.
114
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ilustración 3-25:
Coordenada en la que se muestrea la parcela de nanopartículas de
alúmina: Línea central de la estructura y a 1 um altura.
Simulación y resultados
115
En la Ilustración 3-26 se muestra un gráfico de concentración en 3D del producto B
(alúmina) en la misma coordenada. Se puede observar que la concentración en este
caso es completamente uniforme en toda la partícula.
Ilustración 3-26:
tubo.
Concentración de B en la partícula a 1um de altura de la base del
116
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Por medio de los resultados se puede ver que la presión en el fluido es mayor en la base
del tubo y a medida que va saliendo el fluido la presión disminuye igual que en el caso de
la nanopartícula de arsénico. La presión ejercida va de 212.37720000000013 Pa a 8.760761952923386E-15 Pa.
También se puede observar que la concentración partículas de alúmina en el flujo de
agua es mayor en la parte superior del tubo, mientras que en la base la concentración
disminuye a su mínimo valor. La concentración en este caso va de 0,245 mol/m3 a
0.245000000000348 mol/m3.
Por último, se puede observar que en la nanopartícula la concentración es uniforme. La
concentración en toda la partícula es de va de 0.244 mol/m3.
Simulación y resultados
117
3.2.2 Variación de velocidad del flujo de agua.
3.2.2.1 Definición del modelo
A continuación, se llevará a cabo la simulación de la nanopartícula de arsénico. Se
pretende obtener como resultado la visualización de la partícula en 3D con sus
respectivos parámetros.
El medio por el que se transporta la partícula de alúmina es el agua ya que la
nanopartícula de arsénico se encuentra en este medio, así que de igual manera se
simulara este medio.
En este caso se simulará la nanopartícula de alúmina junto a la nanopartícula de
arsénico para observar el comportamiento del flujo de agua que contiene dichas
partículas.
La partícula en estudio está hecha de alúmina activada que es el óxido de aluminio
(Al2O3). Sus propiedades físicas de observan a continuación:
Tabla 3-3:
Propiedades físicas de la alúmina activada.
Propiedades
Valor
Unidad
Grupo de propiedad
Coeficiente de expansión térmica
8x10-6
1/K
Básico
Capacidad térmica a presión constante
900
J/ (kg. K)
Básico
Densidad
3900
kg/m3
Básico
Conductividad térmica
27
W/ (m.K)
Básico
Módulo de Young
300x109
Pa
Módulo de Young
Coeficiente de Poisson
0,222
1
Coeficiente de Poisson
3.2.2.2 Resultados
Igual que en la simulación de la partícula de arsénico, se seleccionó como física el flujo
laminar y estudio estacionario.
118
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En este caso se añadió a la simulación de la nanopartícula de arsénico una nanopartícula
de alúmina activada en el mismo flujo de agua. El tamaño seleccionado para la
nanopartícula de alúmina es 1,25 nm.
En la Ilustración 3-27 se muestra la magnitud de velocidad del flujo de agua en el cual se
encuentran las nanopartículas de arsénico y alúmina activada. En la ilustración se puede
observar que el flujo de agua pasa primeramente por la nanopartícula de arsénico y
seguidamente por la nanopartícula de alúmina.
Ilustración 3-27:
Magnitud de velocidad del flujo de agua.
Como se observa en la Ilustración 3-28 la velocidad del flujo de agua:
Que pasa rodeando las partículas varía de 1 a 1,5 m/s.
Simulación y resultados
119
De entrada y salida varia de 0,5 a 1 m/s.
Que pasa a 0,5 nm aprox. va de 1,5 a 2 m/s aprox.
Que pasa a 0,25 nm aprox. de la nanopartícula de alúmina va de 1,5 a 2,28 m/s.
Que se encuentra ubicada justo en frente y atrás de las nanopartículas (1 a 2 nm aprox.)
va de 0 a 0,5 m/s.
Gracias a la Ilustración 3-28 se deduce que el flujo de agua viaja a velocidad constate,
pero cuando choca con las nanopartículas el flujo prácticamente se detiene y el agua que
rodea las nanopartículas aumenta se velocidad drásticamente.
Por último, en las ilustraciones 3-29 y 3-30 se puede observar que la presión que ejerce
el flujo de agua sobre las partículas es mayor en donde choca el flujo de agua.
Ilustración 3-29:
Magnitud de velocidad del flujo de agua, plano (y, z).
120
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ilustración 3-30:
Magnitud de velocidad del flujo de agua, plano (y, z).
Las ilustraciones 3-30 y 3-31 muestran que la presión ejercida por el flujo de agua sobre
las partículas es casi nula donde el agua no choca con la partícula.
Ilustración 3-31:
Magnitud de velocidad del flujo de agua, plano (y, z).
Simulación y resultados
121
3.3 Simulación nanopartícula de nZVI/AC
3.3.1 Partícula de nZVI/AC en un flujo de agua
Para esta simulación se realizó el mismo procedimiento que en la simulación de arsénico,
pero para este caso ya que se quiere simular la nanopartícula de nano hierro cero
Valente soportado en carbón activado se debe llevar a cabo una reacción de dos
especies: Especie CA (hierro cero Valente) y especie CB (carbón activado).
3.3.1.1 Definición del modelo
En este caso la reacción en la partícula son las especies CA y CB que forman el producto
de nZVI/AC.
La
reacción
es
irreversible
y
3
las
experimentalmente como mol/ (m . s):
velocidades
de
reacción
se
determinan
122
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
(26)
(27)
Donde k es el factor de velocidad (s-1) y ci es la concentración (mol/ (m3. s)) de las
respectivas especies i.
La caída de presión en el reactor se rige por la ley de Darcy.
El transporte masivo de las especies reactivas en la estructura viene dado por la
ecuación de convección y difusión:
(28)
En el interior de la partícula se utiliza una ecuación simétrica 1D, que puede derivarse de
un equilibrio de la cáscara a través de una cáscara esférica:
(29)
Aquí, r es una coordenada radial adimensional que va de 0 (centro) a 1 (superficie de
partícula). Rpe es el radio de partícula y N el número de partículas por unidad de volumen
del tubo. La ventaja de formular esta ecuación en una geometría 1D adimensional es que
el radio de la partícula se puede cambiar sin cambiar los límites de la geometría. D es un
coeficiente de difusión efectivo (m2/s) y R es un término fuente (mol/ (m3. s)). Debe
tenerse en cuenta que el término de reacción Rpe, i en la ecuación se toma por unidad de
volumen de material de la partícula.
Una restricción se aplica a r = 1 para la partícula, que acopla la concentración
macroscópica y la concentración de microescala:
(30)
Simulación y resultados
123
Mediante la formulación de las ecuaciones, esta restricción también asegurará que el
flujo de especies de partículas contribuirá como fuente en el balance de masas a
macroescala.
La Tabla 3-4 muestra los parámetros establecidos para llevar a cabo la simulación de
nZVI/AC en un flujo de agua a través de una estructura tubular.
Tabla 3-4:
Resumen de datos de entrada CA y CB.
Nombre
Expresión
Descripción
Hr
1.5e-6[m]
Altura del reactor de lecho compacto
Rr
0.3e-6[m]
Radio del reactor de lecho relleno
rho_b
1000[kg/m^3]
Densidad del lecho
epsilon_b
1- rho_b/rho_pe [1]
Porosidad de la cama (Macroescala)
kappa
1.934e-15[m^2]
Permeabilidad de la cama
p_Darcy
0.002096[atm]
Presión de entrada compensada
rho_pe
7874[kg/m^3]
Densidad individual de la partícula
epsilon_pe
999.984e-3[1]
Porosidad de la Partícula (Microescala)
r_pe3
45e-9[m]
Radio de la partícula (Esférica)
DCAp
22e-6[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CA en la
partícula
DCBp
20e-6[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CB en la
partícula
CCA_in
35.812e-3[mol/m^3]
Concentración de entrada de CA
CCB_in
0.166 [mol/m^3]
Concentración de entrada de CB
DCA
22e-5[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CA en la
cama
DCB
20e-5[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CB en la
124
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
cama
3.3.1.2 Resultados
La Ilustración 3-32 muestra la distribución de presión en el fluido entre las partículas.
Entrando por la parte inferior y saliendo por la parte superior.
Ilustración 3-32:
Distribución de presión en la estructura.
La Ilustración 3-33 muestra la concentración macroscópica de los reactivos CA (hierro
cero Valente) y CB (carbón activado) en el fluido. La Ilustración 3-32 muestra la posición
en la que se muestrea el gráfico de la línea de partículas: (x = 0, z = 0, y = 1).
Ilustración 3-33:
Concentración de los reactivos CA y CB en la estructura.
Simulación y resultados
Ilustración 3-34:
125
Coordenada en la que se muestrea la parcela de nZVI/AC: Línea
central de la estructura y a 1 um altura.
126
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
En la Ilustración 3-35 se muestra un gráfico de concentración en 3D del producto de
nZVI/AC en la misma coordenada. Se puede observar que la concentración es más alta
más cerca del centro de la partícula, donde el producto se acumula. La concentración en
la superficie del gránulo es la misma que en el vacío del tubo.
Ilustración 3-35:
Concentración de nZVI/AC en la partícula a 1um de altura de la
base del tubo.
Al igual que en la simulación de la partícula de arsénico la presión en el fluido es mayor
en la base del tubo y a medida que va saliendo el fluido la presión disminuye. La presión
ejercida va de 212.37720000000013 Pa a -8.760761952923386E-15 Pa.
También se puede observar que la concentración de partículas de nZVI/AC en el flujo de
agua es mayor en la base del tubo y a medida que el flujo de agua va saliendo del tubo,
Simulación y resultados
127
la concentración es menor. La concentración en este caso va de 0.03581199999988371
mol/m3 a 0.035812000000000004 mol/m3.
Por último, se puede observar que en la nanopartícula hay mayor concentración de
arsénico en el centro que en el resto de la partícula. La concentración va de
1.1256621015279027E-13 mol/m3 a 1.1562545057076253E-13 mol/m3.
3.4 Simulación nanopartícula de perlas poliméricas
3.4.1 Partícula de perlas poliméricas en un flujo de agua
Para esta simulación se realizó el mismo procedimiento que en la simulación de nZVI/AC.
Para este caso ya que se quiere simular las nanopartículas de perlas poliméricas se debe
llevar a cabo una reacción de dos especies: Especie CC (hierro) y especie CD (Aluminio).
3.4.1.1 Definición del modelo
En este caso la reacción en la partícula son las especies CC y CD que forman el
producto de perlas poliméricas.
La
reacción
es
irreversible
y
las
velocidades
de
reacción
se
determinan
experimentalmente como mol/ (m3. s):
(31)
(32)
Donde k es el factor de velocidad (s-1) y ci es la concentración (mol/ (m3. s)) de las
respectivas especies i.
La Tabla 3-5 muestra los parámetros establecidos para llevar a cabo la simulación de
nZVI/AC en un flujo de agua a través de una estructura tubular.
Tabla 3-5:
Nombre
Resumen de datos de entrada CC y CD.
Expresión
Descripción
128
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Hr
1.5e-6[m]
Altura del reactor de lecho compacto
Rr
0.3e-6[m]
Radio del reactor de lecho relleno
rho_b
1000[kg/m^3]
Densidad del lecho
epsilon_b
1- rho_b/rho_pe [1]
Porosidad de la cama (Macroescala)
kappa
2.387e-15[m^2]
Permeabilidad de la cama
p_Darcy
0.002096[atm]
Presión de entrada compensada
rho_pe
7874[kg/m^3]
Densidad individual de la partícula
epsilon_pe
999.984e-3[1]
Porosidad de la Partícula (Microescala)
r_pe
50e-9[m]
Radio de la partícula (Esférica)
DCp
22e-6[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CC en la
partícula
DDp
2.8e-3[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CD en la
partícula
CC_in
17.9e-3[mol/m^3]
Concentración de entrada de CC
CD_in
0.063e-3[mol/m^3]
Concentración de entrada de CD
DC
22e-5[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CC en la
cama
DD
1e-3[m^2/s]
Coeficiente de difusión de CD en la
cama
3.4.1.2 Resultados
La Ilustración 3-36 muestra la distribución de presión en el fluido entre las partículas.
Entrando por la parte inferior y saliendo por la parte superior.
Ilustración 3-36:
Distribución de presión en la estructura.
Simulación y resultados
129
La Ilustración 3-37 muestra la concentración macroscópica de los reactivos CC (hierro) y
CD (aluminio) en el fluido. La Ilustración 3-36 muestra la posición en la que se muestrea
el gráfico de la línea de partículas: (x = 0, z = 0, y = 1).
Ilustración 3-37:
Concentración de los reactivos CC y CD en la estructura.
130
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ilustración 3-38:
Coordenada en la que se muestrea la parcela de perlas
poliméricas: Línea central de la estructura y a 1 um altura.
Simulación y resultados
131
En la Ilustración 3-39 se muestra un gráfico de concentración en 3D del producto de las
perlas poliméricas en la misma coordenada. Se puede observar que la concentración es
más alta más cerca del centro de la partícula, donde el producto se acumula. La
concentración en la superficie del gránulo es la misma que en el vacío del tubo.
Ilustración 3-39:
de la base del tubo.
Concentración de perlas poliméricas en la partícula a 1um de altura
132
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Al igual que en la simulación de la partícula de nZVI/AC la presión en el fluido es mayor
en la base del tubo y a medida que va saliendo el fluido la presión disminuye. La presión
ejercida va de 212.37720000000013 Pa a -8.760761952923386E-15 Pa.
También se puede observar que la concentración de partículas de perlas poliméricas en
el flujo de agua es mayor en la base del tubo y a medida que el flujo de agua va saliendo
del tubo, la concentración es menor. La concentración en este caso va de
0.017899999999941872 mol/m3 a 0.0179 mol/m3.
Por último, se puede observar que en la nanopartícula hay mayor concentración de
arsénico en el centro que en el resto de la partícula. La concentración va de
1.125285543313637E-14 mol/m3 a 1.1266339627833081E-14 mol/m3 .
4. Conclusiones y trabajo futuro
4.1 Conclusiones
Habitantes de varios países en el mundo están expuestos al arsénico por agua potable.
Por ende, su salud está siendo afectada en tal magnitud que se considera como un
problema de salud pública. La población más afectada es la que se encuentra en las
áreas rurales, la cual consume agua sin ningún tratamiento y desconoce el riesgo al que
está expuesta. Los estudios toxicológicos y epidemiológicos confirman el consumo
crónico de arsénico en el agua potable genera lesiones en la piel, como la
hiperpigmentación y la hiperqueratosis palmo plantar; desórdenes del sistema nervioso;
diabetes; anemia; alteraciones del hígado; enfermedades vasculares periféricas
consistentes en infartos de miocardio y engrosamiento arterial; cáncer de piel, pulmón y
vejiga. Varias tecnologías están disponibles actualmente para eliminar el arsénico en el
agua, estos métodos son oxidación, precipitación, adsorción, intercambio iónico y
membrana. El uso de nanotecnología para la detección de arsénico en el agua tiene una
eficiencia mayor al 95%, eficiencia mayor a la de cualquier otra tecnología de detección
de arsénico y El método de adsorción es el más usado para detectar y eliminar arsénico
en agua potable.
Los métodos adsorbentes más eficientes para la detección de arsénico son las
nanopartículas de hierro cero Valente (nZVI/AC), perlas poliméricas, nanopartículas de
hierro soportados en conchas de ostras y alúmina activada.
Se encontró que la capacidad de adsorción con alúmina era muy alta. arsénico en agua
potable se investigó mediante experimentos de adsorción por lotes. En el estudio se
registró una cantidad de 0,5 g de alúmina en un matraz de 250 ml. Sabiendo esto se
halló la concentración de entrada de la sustancia, la cual demostró ser un parámetro
esencial para la simulación de la nanopartícula y su comportamiento en un medio
134
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
acuático. El tamaño de la partícula de alúmina registrado en este estudio es de 1,25 nm
de radio.
El adsorbente nZVI/AC se preparó cargando nanopartículas de hierro cero Valente sobre
carbón activado y su rendimiento para la adsorción de arsénico en agua potable se
investigó mediante experimentos de adsorción por lotes. En el estudio se registró una
cantidad de 1 g de nZVI/AC en un matraz de 500 ml. Con dichos datos se halló la
concentración para llevar a cabo la simulación. El tamaño de la partícula de nZVI/AC
registrado es de 45 nm de radio.
Se incorporaron satisfactoriamente Al y Fe en perlas poliméricas durante una etapa
intermedia de la síntesis por polimerización en suspensión. En el estudio se registró una
cantidad de 2 g de Al y 2 g de Fe en un matraz de 2 litros. El tamaño de la partícula de
perlas poliméricas registrado es de 50 nm de radio.
Por último, realizada la simulación, no de una nanopartícula como se tenía propuesto al
iniciar el trabajo, si no de cuatro nanopartículas (Arsénico, Alúmina, nZVI/AC y perlas
poliméricas) se logró el comportamiento de estas en el medio que no interesaba que era
el agua. Se llevó a cabo dicha simulación para poder observar y analizar más a fondo el
comportamiento de las partículas estudiadas convirtiendo este documento en un trabajo
un poco más aplicativo facilitando la elaboración de futuros trabajos donde se
implementará el estudio realizado.
La nanopartícula de arsénico y la nanopartícula de alúmina activada presentes en un flujo
de agua que pasa por un tubo, generan un gran aumento de concentración de esta agua,
en especial la partícula de arsénico. Por otro lado, las nano partículas de nZVI/AC y las
perlas poliméricas generan una muy leve variación de la concentración en dicho fluido de
agua. Teniendo en cuenta lo anterior y teniendo en cuenta que el objetivo principal de
este estudio es purificar el agua eliminando el arsénico sin afectar aún más esta (es
decir, no se quiere modificar o variar las propiedades físicas y químicas del agua), los
métodos de adsorción más apropiados para la detección de arsénico son nZVI/AC y las
Conclusiones y trabajo futuro
135
perlas poliméricas dopadas de Al y Fe (con las propiedades y parámetros establecidos
en este trabajo).
4.2 Trabajo futuro
Llevar a cabo la simulación de las nanopartículas de alúmina, nZVI/AC, perlas
poliméricas y nanopartículas de hierro/conchas de ostras, interactuando con la partícula
de arsénico en agua.
Simular los procedimientos experimentales descritos en el estudio para detectar arsénico
en el agua y analizar su comportamiento. Esto con el fin de lograr observar estos
resultados en cualquier entorno que desee el interesado.
Incluir los parámetros como el volumen de la cama de partículas, el pH, temperatura,
tiempos de preparación, etc. que afectan o influyen las partículas de alúmina, nZVI/AC,
perlas poliméricas y nanopartículas de hierro/conchas de ostras y sus respetivas
interacciones con el arsénico.
136
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Bibliografía
Altundogan, H. S., Altundogan, S., Tumen, F., & Bildik, M. (2002). Arsenic adsorption
from aqueous solutions by activated red mud. Waste Manage, 22, 357–363.
Antelo, J., Avena, M., Fiol, S., Lopez, R., & Arce, F. (2005). Effects of pH and ionic
strength on the adsorption of phosphate.
Asaokaa, S., Yamamotoa, T., Kondoa, S., & Hayakawa, S. (2009). Removal of hydrogen
sulfide using crushed oyster shell from pore water to remediate organically enriched
coastal marine sediments. Bioresour. Bioresour. Technol., 100, 4127 e 4132.
Badruzzaman, M., Westerhoff, P., & Knappe, D. R. U. (2004). Intraparticle diffusion and
adsorption of arsenate onto granular ferric hydroxide (GFH),. Water Res., 38, 4002–
4012.
Bang, S., Korfiatis, G. P., & Meng, X. (2005). Removal of arsenic from water by zerovalent iron. J. Hazard. Mater, 121, 61–67.
Benjamin, M. M., Sletten, R. S., Bailey, R. P., & Bennet, T. (1996). Sorption and filtration
of metals using iron-oxide coated sand. Water Res, 30, 175–182.
Bhakat, P. B., Gupta, A. K., Ayoob, S., & Kundu, S. (2006). Investigations on arsenic(V)
removal by modified calcined bauxite, Colloids Surf. A: Physicochem. Eng. Aspects,
281(1-3), 237–245.
Brito, Y. V., Cuervo, A. F., Martinez, Y. M., & Falco, P. C. (2014). Remocion de pesticidas
órgano-fosforados en aguas con nanoparticulas magneticas de Fe3O4 soportadas
en sílice. Revista de La Facultad de Ingeniería U.C.V., 29(3), 65–72.
Chen, C. C., & Chung, Y. C. (2006). Arsenic removal using a biopolymer chitosan
sorbent, J. Environ. Sci. Health, Part A, 41, 645–658.
Chen, H., Luo, H. J., Lan, Y. C., Dong, T. T., Hu, B. J., & Wang, Y. P. (2011). Removal of
Conclusiones y trabajo futuro
137
tetracycline from aqueous solutions using polyvinylpyrrolidone (PVP-K30) modified
nanoscale zero valent iron. J. Hazard. Mater, 92, 44e53.
Choy, K. K. H., & G. McKay, J. F. (1999). Porter, Sorption of acid dyes from effluents
using activated carbon,. Resour. Conserv. Recy., 27, 57–71.
Danna, A. B. M., Iyuke, S. E., Fakhrul-Razi, A., Chuah, T. G., Atieh, M. A., & Al-Khatib, M.
F. (2003). Synthesis and characterization of carbon nano-structures for methane
storage. Environ. Informatics Archives, 1, 597–605.
Ding, X. B., Sun, Z. H., Wan, G. X., & Jiang, Y. Y. (1998). Preparation of thermosensitive
magnetic particles by dispersion polymerization. React. Funct. Polym, 38, 11–15.
Dixit, S., & Hering, J. G. (2003). Comparison of arsenic (V) and arsenic (III) sorption onto
iron oxide minerals: implications for arsenic mobility. Environ. Sci. Technol., 37,
4182–4189.
Dong, H., Guan, X., & Lo, I. M. C. (2012). Fate of As (V)-treated nano zero-valent iron:
Determination of arsenic desorption potential under varying environmental conditions
by phosphate extraction. Water Research, 4(6), 4071–4080.
Esparza, M. L. C. de. (2006). Presencia de arsénico en el agua de bebida en América
Latina y su efecto en la salud pública. Mexico City, 20–24.
Fan, L., Zhang, S., & Zhang, X. (2015). Removal of arsenic from simulation astewater
using nano-iron/oyster shell composites. Journal of Environmental Management,
156, 109e114.
Freundlich, H. M. F. (1906). Over the adsorption in solution,. J. Phys. Chem., 57, 385–
470.
Gelover Santiago, S. L. (2007). Nanotecnologia, una alternativa para mejorar la calidad
del
agua.
Mundo
Nano:
Revista
Interdisciplinaria
En
Nanociencias
Y
Nanotecnologia, 8(14).
Giasuddin, A. B. M., Kanel, S. R., & Choi, H. (2007). Adsorption of humic acid onto
nanoscale zerovalent iron and its effect on arsenic removal,. Environ. Sci. Technol,
41, 2022–2027.
Gleiter, H. (2000). Nanostructured materials: basic concepts and microstructure. Acta
Mater, 48, 1–29.
Goldberg, S., & Johnston, C. T. (2001). Mechanisms of arsenic adsorption on amorphous
oxides evaluated using macroscopic measurements, vibrational spectroscopy, and
surface complexation modeling. J. Colloid Interface, 234, 204–216.
138
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Goldberg, S., & Sposito, G. (1984). A chemical model of phosphate adsorption by soils,.
Soil Sci. Soc. Am., 48, 772–778.
Gu, Z., Deng, B., & Yang, J. (2007). Synthesis and evaluation of iron-containing ordered
mesoporous carbon (FeOMC) for arsenic adsorption,. Microporous Mesoporous
Mater, 102, 265–273.
Gu, Z. M., Fang, J., & Deng, B. L. (2005). Preparation and evaluation of GAC-based
ironcontaining adsorbents for arsenic removal. Environ. Sci. Technol, 39, 3833–
3843.
Guibal, E. (2004). Interactions of metal ions with chitosan-based sorbents,. Sep. Purif.
Technol., 38, 43–74.
Guo, X., & Chen, F. (2005). Removal of arsenic by bead cellulose loaded with iron
oxyhydroxide from groundwater. Environ. Sci. Technol, 39, 6808–6818.
Gupta, A. K., Deva, D., Sharma, A., & Verma, N. (2009). Adsorptive removal of fluoride by
micro/nano-hierarchal web of activated carbon fibers,. Ind. Eng. Chem. Res, 48,
9697–9707.
Gupta, S. K., & Chen, K. Y. (1978). Arsenic removal by adsorption,. J. Water Pollut.
Control Fed., 50, 493–506.
Hodi, M., Polyak, K., & Hlavay, J. (1995). Removal of pollutants for drinking water by
combined ion-exchange and adsorption methods,. Environ. Int., 21, 325–331.
Hosseini, M., Mertens, S. F. L., Ghorbani, M., & Arshadi, M. R. (2003). Asymmetrical
Schiff bases as inhibitors of mild steel corrosion in sulphuric acid media,. Mater.
Chem. Phys., 78, 800–808.
Hristovski, K., Baumgardner, A., & Westerhof, P. (2007). Selecting metal oxide
nanomaterials for arsenic removal in fixed bed columns: from nanopowders to
aggregated nanoparticle media. J. Hazard. Mater, 147, 265–274.
Hristovski, K. D., Westerhoff, P. K., Möller, T., & Sylvester, P. (2009). Effect of synthesis
conditions on nano-iron (hydr)oxide impregnated granulated activated carbon.
Chem. Eng. J., 146, 237–243.
Huang, C. P., & Vane, M. L. (1989). Enhancing As5+ removal by a Fe2+-treated activated
carbon. J. Water. Pollut. Control Fed, 61, 1596–1603.
Jain, A., Raven, K. P., & Loeppert, R. H. (1999). Arsenite and arsenate adsorption on
ferrihydrite: surface charge reduction and net OH− release stoichiometry. Environ.
Conclusiones y trabajo futuro
139
Sci. Technol, 33, 1179–1184.
Jia, Y., & Demopoulos, G. P. (2005). Adsorption of arsenate onto ferrihydrite from
aqueous solution: influence of media (sulfate vs. nitrate), added gypsum, and ph
alteration,. Environ. Sci. Technol, 39, 9523–9527.
Jia, Y. F., Xu, L., Wang, X., & Demopoulos, G. P. (2007). Infrared spectroscopic and Xray diffraction characterization of the nature of adsorbed arsenate on ferrihydrite.
Geochim. Cosmochim, 71, 1643–1654.
Jia, Y. F., Xu, L., Z. Fang, G., & Demopoulos, .P. (2006). Observation of surface
precipitation of arsenate on ferrihydrite. Environ. Sci. Technol, 40, 3248–3253.
Juang, R. S., Tseng, R. L., Wu, F. C., & Lee, S. H. (1997). Adsorption behavior of reactive
dyes from aqueous solutions on chitosan. J. Chem. Tech. Biotechnol, 70, 391–399.
Kanel, S. R., Greneche, J. M., & Choi, H. (2006). Arsenic(V) removal from groundwater
using nano scale zero-valent iron as a colloidal reactive barrier material, Environ.
Sci. Technol, 40, 2045–2050.
Kanel, S. R., Manning, B., Charlet, L., & Choi, H. (2005). Removal of arsenic (III) from
groundwater by nanoscale zero-valent iron, Environ. Sci. Technol, 39, 1291–1298.
Karahan, S., Yurdakoc, M., Y. Seki, K. S., & Yurdakoc, J. (2006). Removal of boron from
aqueous solution by clays and modified clays,. J. Colloid Interface Sci., 293, 36–42.
Katsoyiannis, I. A., & Zouboulis, A. I. (2002). Removal of arsenic from contaminated water
sources by sorption onto iron-oxide coated polymeric materials,. Water Res, 36,
5141–5155.
Kawamura, Y., Mitsuhashi, M., Tanibe, H., & Yoshida, H. (1993). Yoshida, Adsorption of
metal ions on polyaminated highly porous chitosan chelating resin. Ind. Eng. Chem.
Res., 32, 386–391.
Komnitsas, K., Bartzas, G., Fytas, K., & Paspaliaris, I. (2007). Long-term efficiency and
kinetic evaluation of ZVI barriers during clean-up of copper containing solutions.
Miner. Eng., 20, 1200–1209.
Kumar, D. R., Manoj, D., & Jayadevan, S. (2014). Optimization of oleylamineFe3O4/MWCNTs nanocomposite modified GC electrode for electrochemical
determination of ofloxacin. J. Nanosci. Nanotechnol., 14, 5059–5069.
Kumar, V., Talreja, N., & Deva, D. (2011). Development of bi-metal doped micro- and
nano multi-functional polymeric adsorbents for the removal of fluoride and arsenic(V)
from wastewater. Desalination, 282, 27–38.
140
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Langmuir, I. (1916). The constitution and fundamental properties of solids and liquids,. J.
Am. Chem. Soc., 38, 2221–2295.
Lazarevic, S., Jankovic-Castvan, I., Jovanovic, D., Milonjic, S., Janackovic, D., & Petrovic,
R. (2007). Adsorption of Pb2þ, Cd2þ and Sr2þ ions onto natural and acidactivated
sepiolites. Appl. Clay Sci, 37, 47–57.
Lee, H. C., Kim, H. J., Rhee, C. H., Lee, K. H., Lee, J. S., & Chung, S. H. (2005).
Synthesis of nanostructured, alumina with a cationic surfactant and controlled
amounts of water, Microporous Mesoporous. Mater, 79, 61–68.
Lenoble, V., Deluchat, V., Serpaud, B., & Bollinger, J. C. (2003). Arsenite oxidation and
arsenate determination by the molybdene blue method. Talanta, 61, 267–276.
Li, X. Q., & Zhang, W. X. (2006). Iron nanoparticles: the coreeshell structure and unique
properties for Ni (II) sequestration. Langmuir, 22, 4638 e 4642.
Lien, H. L., & Zhang, W. (1999). Transformation of chlorinated methanes by nanoscale
iron particles. Environ. Eng., 125, 1042 e1047.
Lin, S. H., & Juang, R. S. (2002). Heavy metal removal from water by sorption using
surfactant-modified montmorillonite,. J. Hazard. Mater., 92, 315–326.
Lin, T. F., & Wu, J. K. (2001a). Adsorption of arsenite and arsenate within activated
alumina grains: equilibrium and kinetics. Water Res., 35, 2049–2057.
Lin, T. F., & Wu, J. K. (2001b). Adsorption of arsenite and arsenate within activated
alumina grains: equilibrium and kinetics,. Water Res, 35, 2049–2057.
Liu, X. Q., Ma, Z. Y., & Xing, J. M. (2004). Preparation and characterization of aminosilane modified superparamagnetic silica nanospheres. J. Magn. Magn. Mater, 270,
1–6.
Liu, Y. X., Yang, T. O., Yuan, D. X., & Wu, X. Y. (2010). Study of municipal wastewater
treatment with oyster shell as biological aerated filter medium. Desalination, 254,
149e153.
Lopez, M. C. B., Martınez-Alonso, A., & Tascon, J. M. D. (2000). Microporous texture of
activated carbon fibres prepared from Nomex aramid fibres. Micro. Meso. Mater, 34,
171–179.
Luo, H. B., Huang, G., Fu, X. Y., Liu, X. L., Zheng, D. C., Peng, J., … Sun, X. B. (2013).
Waste oyster shell as a kind of active filler to treat the combined wastewater at an
estuary. J. Environ. Sci., 10, 2047 e 2055.
Conclusiones y trabajo futuro
141
M., G., Musi_c, & Meossbauerr, S. (2007). FT-IR and FESEM investigation of iron oxides
precipitated from FeSO4 solutions. J. Mol. Struct., 834–836, 445–453.
Maity, S., Chakravarty, S., Bhattacharjee, S., & Roy, B. C. (2005). A study on arsenic
adsorption on polymetallic sea nodule in aqueous medium,. Water Res., 39, 2579–
2590.
Manning, B. A., Fendorf, S. E., & Goldberg, S. (1998). Surface structures and stability of
arsenic (III) on goethite: spectroscopic evidence for inner-sphere complexes.
Environ. Sci. Technol., 32, 2383–2388.
Maria, L. C., Leite, M. C. A. M., Costa, M. A. S., Ribeiro, J. M. S., Senna, L. F., & Silva, M.
R. (2003). Preperation of composite materials containing iron in a cross-linked resin
host based on styrene and divinylbenzene. Eur. Polym, 39, 843–846.
Melitas, N., Wang, J., Conklin, M., O’Day, P., & Farrell, J. (2002). Understanding soluble
arsenate removal kinetics by zerovalent iron media. Environ. Sci. Technol, 36(9),
2074–2081.
Mondal, P., Majumder, C. B., & Mohanty, B. (2008). Effects of adsorbent dose, its particle
size and initial arsenic concentration on the removal of arsenic, iron and manganese
from simulated ground water by Fe3+ impregnated activated carbon. J. Hazard, 150,
695–702.
Mukherjee, A., Sengupta, M. K., Hossain, M. A., Ahamed, S., B. Das, B. N., Lodh, D., …
Chakraborti, D. (2006). Arsenic contamination in groundwater: a global perspective
with emphasis on the Asian scenario. J. Health Popul. Nutr, 24(2), 142–163.
Myneni, S. C. B., Traina, S. J., Waychunas, G. A., & Logan, T. J. (1998). Experimental
and theoretical vibrational spectroscopic evaluation of arsenate coordination in
aqueous solutions, solids, and at mineral-water interfaces. Geochim. Cosmochim,
62, 3285–3300.
O’Shaughnessy, B., & Vavylonis, D. (2003). Irreversible adsorption from dilute polymer
solutions,. Eur. Phys. J. E, 11, 213–230.
Ohki, A., Nakayachigo, K., Naka, K., & Meeda, S. (1996). Adsorption of inorganic and
organic arsenic compounds by aluminium-loaded coral limestone. Appl. Organomet,
10, 747–752.
Oinam, J. D., Ramanathan, A. L., Linda, A., & Singh, G. (2011). A study of arsenic, iron
and other dissolved ion variations in the groundwater of Bishnupur District, Manipur,
India. Environmental Earth Sciences, 62, 1183 e1195.
142
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Ouvrard, S., Simonnot, M. O., & Sardin, M. (2002). Reactive behavior of natural
manganese oxides toward the adsorption of phosphate and arsenate, Ind. Eng.
Chem. Res., 41, 2785–2791.
Pang, Y.-X., & Bao, X. (2002). Aluminium oxide nanoparticles prepared by water-in-oil
microemulsions. J. Mater, 12, 3699–3704.
Peralta-Videa, J. R., Zhao, L., Lopez-Moreno, M. L., de la Rosa, G., Hong, J., & GardeaTorresdey, J. L. (2011). Nanomaterials and the environment: A review for the
biennium 2008–2010. Journal of Hazardous Materials, 186(1), 1–15.
Rana, S., White, P., & Bradley, M. (1999). synthesis of magnetic beads for solid phase
synthesis and reaction scavenging. Tetrahedron Lett, 40, 8137–8140.
Raven, K. P., Jain, A., & Loeppert, R. H. (1998). Arsenite and arsenate adsorption on
ferrihydrite: kinetics, equilibrium, and adsorption envelopes,. Environ. Sci. Technol,
32, 344–349.
Reddad, Z., Gerente, C., Andres, Y., & Cloirec, P. Le. (2002). Adsorption of several metal
ions onto a low-cost biosorbent: kinetic and equilibrium studies,. Environ. Sci.
Technol., 36, 2067–2073.
Saha, S., & Sarkar, P. (2012). Arsenic remediation from drinking water by synthesized
nano-alumina dispersed in chitosan-grafted polyacrylamide. Journal of Hazardous
Materials, 227– 228, 68– 78.
Saswati, G., & Ghosh, U. C. (2005). Studies on adsorption behaviour of CrVI onto
synthetic hydrox stannic oxide,. Water SA, 31, 597–602.
Seki, H., Suzuki, A., & Maruyama, H. (2005). Biosorption of chromium(VI) and arsenic(V)
onto methylated yeast biomass,. J. Colloid Interface Sci., 281(2), 261–266.
Singh, D. B., & G. Prasad, D. C. (1996). Rupainwar, Adsorption technique for the
treatment of As(V)-rich effluents,. Colloids Surf. A, 111, 49–56.
Singh, T. S., & Pant, K. K. (2004). Equilibrium, kinetics and thermodynamic studies for
adsorption of As(III) on activated alumina. Sep. Purif. Technol, 36, 139–147.
Smedley, P. L., & Kinniburgh, D. G. (2002). A review of the source, behaviour and
distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, 17, 517–568.
Stephen, J. A., Gan, Q., Ronan, M., & Pauline, A. J. (2003). Comparison of optimised
isotherm models for basic dye adsorption by kudzu. Bioresour. Technol., 88, 143–
152.
Conclusiones y trabajo futuro
143
Stollenwerk, K. G. (2002). Geochemical Processes Controlling Transport of Arsenic in
Groundwater: A Review of Adsorption Geochemistry and Occurrence,. Springer,
New York, 67–100.
Stumm, W., & Morgan, J. (1996). Aquatic Chemistry: Chemical Equilibria and Rates in
Natural Waters. Wiley-Interscience, NewYork, (3).
Sun, H., Wang, L., Zhang, R., Sui, J., & Xu, G. (2006). Treatment of groundwater polluted
by arsenic compounds by zero valent iron. J. Hazard. Mater., 129, 297–303.
Sun, Y. P., Li, X. Q., Cao, J., Zhang, W. X., & Wang, H. P. (2006). Characterization of
zerovalent iron nanoparticles. Adv. Colloid Interface Sci., 120, 47e56.
Takanashi, H., Tanaka, A., Nakajima, T., & Ohki, A. (2004). Arsenic removal from
groundwater by a newly developed adsorbent. Water Sci. Technol, 50, 23–32.
Tatineni, B., & Hideyuki, M. (2002). Adsorption characteristics of As(III) and As(V) with
titanium dioxide loaded Amberlite XAD-7 resin,. Anal. Sci., 18(12), 1345–1349.
Temkin, M. J., & Pyzhev, V. (1940). Recent modification to Langmuir isotherm,. Acta
Phys. Chim, 12, 217–222.
Thirunavukkarasu, O. S., Viraraghavan, T., & Subramanian, K. S. (2003). Arsenic removal
from drinking water using ion oxide-coated sand,. Water Air Soil Pollut, 142, 95–111.
Varma, A. J., Deshpande, S. V., & Kennedy, J. F. (2004). Metal complexation by chitosan
and its derivatives: a review,. Carbohydr. Polym., 55, 77–93.
Villalobos, H., & Hidalgo, J. (2011). Arsénico en el Agua Potable. Instituto Costarricense
de Acueductos Y Alcantarillados, 2–13.
Volesky, B. (1997). Sorption and biosorption. St. Lambert, Quebec. BV Sorbex.
Wang, C. B., & Zhang, W. X. (1997). Synthesizing nanoscale iron particles for rapid and
complete dechlorination of TCE and PCBs. Environ. Sci. Technol, 31, 2154–2156.
Wang, X., Lu, G., Guo, Y., Wang, Y., & Guo, Y. (2005). Preparation of high thermalstabile alumina by reverse microemulsion method. Mater, 90, 225–229.
Wase, D. A. J., & Forster, C. F. (1997). Biosorbents for metal ions. London ; Bristol,
Taylor & F.
Weller, H., Schmidt, H. M., & Koch, U. (1986). The size distribution of semiconductor
quantum dots. Chem. Phys. Lett., 124, 557–560.
Wilkie, J. A., & Hering, J. G. (1996). Adsorption of arsenic onto hydrous ferric oxide:
effects of adsorbate/adsorbent ratios and co-occurring solutes. Colloid Surf. A:
Physicochem. Eng. Aspects, 107, 97–110.
144
Estudio de la implementación de nanopartículas para la detección de arsénico en
el agua
Xu, Y., Nakajima, T., & Ohki, A. (2002). Adsorption and removal of arsenic from drinking
water by aluminum-loaded shirasu-zeolite. J. Hazard. Mater., 92, 275–287.
Zhang, C., Li, X., & Pang, J. (2001). Synthesis and adsorption properties of magnetic
resin microbeads with amine and mercaptan as chelating groups. J. Appl. Polym.
Sci., 82, 1587–1592.
Zhang, L., & Webster, T. J. (2009). Nanotechnology and nanomaterials: Promises for
improved
tissue
regeneration.
Nano
Today,
4(1),
66–80.
http://doi.org/10.1016/j.nantod.2008.10.014
Zhang, W. X. (2003). Nanoscale iron particles for environmental remediation: An
overview. Journal of Nanoparticle Research, 5(3-4), 323–332.
Zhu, H., Jia, Y., Wu, X., & Wang, H. (2009). Removal of arsenic from water by supported
nano zero-valent iron on activated carbon. Journal of Hazardous Materials, 172,
1591–1596.
Zouboulis, A. I., & Katsoyiannis, I. A. (2002). Arsenic removal using iron oxide loaded
alginate beads, Ind. Eng. Chem. Res., 41(24), 6149–6155.