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POLITÉCNICO NACIONAL
ESCUELA NACIONAL DE CIENCIAS BIOLÓGICAS
INFORME TÉCNICO FINAL
SELECCIÓN DE MATERIALES BIOLÓGICOS
INACTIVOS CAPACES DE REMOVER CROMO
HEXAVALENTE Y NÍQUEL DIVALENTE
CLAVE SIP: 20080332
DIRECTOR DEL PROYECTO: DR. ELISEO CRISTIANI URBINA
MÉXICO, D.F. ENERO, 2009
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RESUMEN
Se determinó la capacidad de remoción de cromo hexavalente y níquel divalente de diversos
residuos agroindustriales, forestales y pesqueros.
Se encontró que todos los materiales biológicos ensayados fueron capaces de remover cromo
hexavalente y cromo total, aunque su capacidad fue diferente. En general, los residuos
forestales fueron los que presentaron mayor capacidad de remoción de cromo, seguido de los
residuos agroindustriales y por último de los residuos pesqueros. Los materiales biológicos
removieron cromo de soluciones acuosas mediante dos mecanismos: biorreducción de cromo
hexavalente y biosorción de cromo.
Los materiales que exhibieron las características más deseables para la remoción de cromo
hexavalente y cromo total fueron los siguientes: corteza de Eucalyptus, corteza de durazno,
corteza de Pinus sylvestris, corteza del ciruelo, corteza de Cupressus, corteza del peral, corteza
de pirul, bellota, cáscara de nuez de castilla, semilla de tamarindo y cáscara de aguacate
variedad Hass.
Asimismo, con excepción de la cáscara de coco, todos los demás residuos ensayados fueron
capaces de remover níquel divalente. En general, los residuos pesqueros fueron los que
exhibieron mayor capacidad de remoción del metal, seguido de los residuos forestales y por
último de los residuos agroindustriales.
Los materiales que mostraron la capacidad de remoción de níquel divalente más alta fueron el
carapacho (caparazón) de camarón, la cabeza de camarón, el exoesqueleto de jaiba y la corteza
de peral.
INTRODUCCIÓN
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1. Generalidades
La contaminación ambiental es un problema mundial que ha llamado la atención de varios
sectores de la sociedad, los cuales han realizado diversos esfuerzos para tratar de disminuir la
magnitud del problema. De particular relevancia es la contaminación del agua, ya que este
líquido es esencial para la vida de todos los organismos vivos del planeta, incluyendo la del ser
humano (Malone, 1999).
Con la finalidad de disminuir el problema de contaminación del agua se han establecido
diversas normas ambientales que pretenden regular la introducción de agentes contaminantes al
agua y, con ello, controlar el grado de alteración de la calidad del vital líquido; además, se han
buscado tecnologías fisicoquímicas y/o biológicas más eficientes y eficaces en la remoción de
los contaminantes. A pesar de lo anterior, el problema de la contaminación del agua persiste y,
en algunos casos, se ha ido agravando ya que muchas de las industrias que actualmente se
instalan en los países en vías de desarrollo no cumplen con la normatividad establecida en
éstos, ni con la de sus países de origen (Soto et al., 2004).
La descarga de aguas residuales industriales en los cuerpos de agua es una de las principales
causas de contaminación y, en muchos lugares, más de la mitad de los contaminantes presentes
en los cuerpos de agua proviene de ellas (Atkinson et al., 1998). Existe una gran cantidad de
sustancias y/o de elementos químicos que afectan adversamente la calidad del agua, entre las
cuales se encuentran los llamados metales pesados o tóxicos. Estos metales representan un serio
peligro para el equilibrio ambiental y para los seres vivos debido a que son sumamente
reactivos, tóxicos y persistentes (Baird, 2001).
1.1 Metales pesados
Los metales son, probablemente, los agentes tóxicos más antiguos conocidos por el
hombre. Existen referencias de intoxicaciones con estos agentes que datan desde antes de la era
cristiana en la antigua Grecia y Egipto. Alrededor de 80 de los elementos de la tabla periódica
son metales, pero sólo 30 han sido identificados con posibles efectos tóxicos para el hombre
(Mapfre, 1996).
Los metales pesados o tóxicos son aquellos metales que tienen una densidad mayor a 5
g/cm3 (Misra, 1992). Los metales pesados no son biodegradables, se acumulan en el ambiente y
son altamente tóxicos, incluso a bajas concentraciones, de ahí que son considerados un gran
peligro para la estabilidad del medio ambiente (Volesky, 2003). No obstante, pequeñas
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cantidades (trazas) de algunos metales, tales como el arsénico, cobalto, germanio, níquel,
cromo, hierro, molibdeno y vanadio, entre otros, juegan un papel importante en la vida de
muchos organismos, incluyendo la del ser humano. Las funciones fisiológicas de los metales
pesados en los organismos, así como su toxicidad, se deben a que son elementos de transición
que tienen la capacidad de formar compuestos coordinados orgánicos e inorgánicos estables,
además de que existen en varios estados de oxidación (Blanco et al., 2000).
El uso intensivo de los metales pesados en diversas actividades industriales de
extracción y refinación, aunado a las malas prácticas de descarga de los efluentes, ha propiciado
que en las últimas décadas el nivel de estos elementos químicos se haya incrementado
notablemente en el ambiente, y específicamente en el agua (Volesky, 2003).
La Ley de Respuesta Ambiental y Exhaustiva, Compensación y Responsabilidad
Pública (CERCLA) ha listado las sustancias que representan un riesgo potencial para la salud
humana, según su toxicidad y posible contacto con las personas. En la tabla 1 se muestran
algunos compuestos o elementos de la lista prioritaria de sustancias peligrosas en los Estados
Unidos de América. En ella se puede observar que siete son metales pesados, y son los
siguientes: arsénico, plomo, mercurio, cadmio, cromo hexavalente, cobalto y níquel.
En la tabla 2 se muestran los metales presentes en los efluentes de algunas industrias.
Como se puede observar, es raro encontrar alguna agua residual que contenga un solo metal,
generalmente los efluentes contienen más de un metal pesado y uno de ellos es el que
predomina en la descarga (Volesky, 2001).
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Tabla 1. Lista prioritaria de sustancias peligrosas en los Estados Unidos de América
Tabla 2. Metales pesados presentes en los efluentes de algunas industrias. (Volesky, 2001)
Posición en
el año 2007 Sustancia
Posición en
el año 2005
1 Arsénico 1
2 Plomo 2
3 Mercurio 3
4 Cloruro de vinilo 4
5 Bifenilos policlorados 5
6 Benceno 6
7 Cadmio 8
8 Hidrocarburos aromáticos
policíclicos
7
9 -benzopireno 9
10 -benzofluoranteno 10
11 Cloroformo 11
12 PP’-DDT 12
13 Arocloro 1254 13
14 Arocloro 1260 14
15 -H-dibenzoantraceno 15
16 Tricloroetileno 16
17 Dieldrín 17
18 Cromo hexavalente 18
49 Cobalto 50
53 Níquel 55
Industria Metales en los efluentes
Minera
Cu, Zn, Pb, Mn, U, Fe, Al, Cr, As,
Se, V.
Galvanizadora Cr, Ni, Cd, Zn
Procesamiento de metales Cu, Zn, Mn
Generación de energía mediante la quema de carbón Cu, Cd, Mn, Zn
Nuclear U, Th, Ra, Sr, Eu, Am
Operaciones especiales Hg, Au y metales preciosos
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1.1.1 Cromo
El cromo es un elemento químico natural. Su número atómico es el 24, pertenece al
grupo VI B (elementos de transición) y es el más abundante de este grupo. En la corteza
terrestre se encuentra a una concentración cercana a 400 ppm y es el décimo tercer elemento
químico más abundante (ATSDR, 2000). Las formas más comunes de este elemento son el
cromo metálico [Cr(0)], cromo trivalente [Cr(III)] y cromo hexavalente [Cr(VI)] (ATSDR,
2000), aunque puede existir en estados de oxidación que van del -2 hasta el +6 (Smith et al.,
2002).
El cromo trivalente [Cr(III)] es el más abundante en la naturaleza, es un nutriente traza
indispensable para algunos procesos fisiológicos de muchos organismos y, en soluciones
acuosas, es la forma de cromo más estable encontrándose como ión hexacuoso ([Cr(H2O)6]3+
),
sobre todo a valores de pH ácidos (Cotton y Wilkinson, 1998). El cromo (0) o cromo metálico
es un metal blanco, brillante y duro, su punto de fusión es de aproximadamente 1857 ºC, su
punto de ebullición es de 2672 °C, es extremadamente resistente a los agentes corrosivos
ordinarios, por lo que es muy empleado para formar capas protectoras mediante la técnica
denominada electrodeposición (Mapfre, 1996). El cromo hexavalente [Cr(VI)] es el más tóxico
de todos los estados de oxidación del metal, ya que es un potente oxidante de todas las formas
de materia orgánica. En soluciones acuosas el cromo hexavalente se puede encontrar en forma
de distintas especies químicas, dependiendo del pH de la solución; así, a valores de pH mayores
a 6 predomina el ión cromato (CrO42-
) (color amarillo), a valores de pH entre 2 y 6 se encuentra
como cromato ácido (HCrO4-) y dicromato (Cr2O7
2-) (color naranja) y, finalmente, a valores de
pH debajo de uno, es el ácido crómico (H2CrO4) el que predomina (Cotton y Wilkinson, 1998).
El cromo elemental (cromo metálico) y el cromo hexavalente provienen generalmente de
procesos industriales (Mapfre, 1996).
1.1.1.1 Usos del cromo
Dadas las propiedades del cromo, éste se utiliza en la industria metalúrgica para obtener
aleaciones a las cuales les confiere características propias del metal, tales como resistencia a
agentes corrosivos y dureza. Una de las aleaciones de mayor importancia es el ferrocromo,
utilizado en la elaboración de acero inoxidable. También puede formar aleaciones con el níquel,
cobalto, aluminio, cobre y titanio (Cotton y Wilkinson, 1998).
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Los compuestos del cromo se emplean en la manufactura de colorantes y pigmentos,
fabricación de pinturas, curtido de cuero, producción de compuestos conservadores de la
madera, como catalizador en la industria petroquímica y en la síntesis de amoniaco, para
fabricar cintas magnéticas, en la industria textil, en la manufactura de tintas para copiadoras,
entre otras muchas aplicaciones (ATSDR, 2000; Cotton y Wilkinson, 1998; National
Toxicology Program, 2006).
De particular importancia es el uso de los compuestos del cromo en la formación de
recubrimientos para proteger otros materiales, como en la galvanización, proceso en el que se
emplean soluciones de electrolitos fuertes de cromo (dicromatos) que son reducidos a cromo
elemental por electrodeposición en un metal generalmente más barato (Malone, 1999). El
cromo también se emplea en la elaboración de materiales refractarios para procesos industriales
que se llevan a cabo a altas temperaturas o en ambientes corrosivos, como por ejemplo en
incineradores, hornos de cemento y hornos de fundición (Velez, 2000).
La principal actividad industrial responsable de la emisión de partículas con cromo (VI)
a la atmósfera es la producción de cromatos, que además genera residuos sólidos que al no ser
tratados adecuadamente se convierten en contaminantes potenciales del suelo y del agua. Las
industrias del cromado y del curtido de pieles son las principales fuentes de contaminación del
agua con cromo. En la primera industria, las partes cromadas son enjuagadas con agua, la cual
se reemplaza con agua fresca al contaminarse con la solución de cromatos que se empleó en el
proceso (Hach, 2008). Por otra parte, en el curtido de pieles se obtiene cromo (VI) como
subproducto del proceso y las sales de cromo (III) que no son fijadas al colágeno son
descargadas en aguas y suelos (Blackman, 2005).
1.1.1.2 El cromo en el medio ambiente
En la naturaleza el cromo se encuentra principalmente en el mineral cromita (FeO-
Cr2O3) el cual contiene 32% de óxido de hierro (II) y 68% de óxido de cromo (III) (Misra,
1992). También es posible encontrarlo en forma de cromatos (CrO42-
) y dicromatos (Cr2O72-
),
aunque los compuestos que contienen cromo hexavalente son raros en la naturaleza ya que
fácilmente se reducen (Mapfre, 1996).
También como resultado de las actividades industriales, el cromo se incorpora al aire,
agua y suelo, principalmente como cromo (III) y cromo (VI) (ATSDR, 2000).
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En el aire, las partículas que contienen cromo (VI) pueden reaccionar con algunos
elementos para formar cromo (III). Eventualmente, estas partículas se depositan sobre el suelo y
el agua. La lluvia y la nieve ayudan a remover el cromo del aire. El cromo presente en el suelo
puede llegar a contaminar las aguas freáticas si es arrastrado por el agua de lluvia, agua irrigada
o por nieve derretida (ATSDR, 2000).
Los efluentes industriales de la galvanoplastia, del curtido de pieles, de las plantas
productoras de textiles, colorantes y de pigmentos contienen cromo (III) y cromo (VI), y estos
efluentes generalmente se descargan en los cuerpos de agua. La presencia de agentes reductores
en el agua induce la reducción del cromo hexavalente a su forma trivalente; en ausencia de
estos agentes químicos los compuestos del cromo (VI) son muy estables, como es el caso de las
aguas subterráneas (ATSDR, 2000).
1.2.1.3 Efectos del cromo sobre la salud del ser humano
El cromo puede ingresar a los organismos vivos al inhalar aire, ingerir alimentos o beber
agua contaminada con el metal. Los efectos del cromo sobre la salud del ser humano dependen
del estado de oxidación del metal y del tiempo de exposición (Mapfre, 1996).
El cromo trivalente es un nutriente necesario en la dieta de los mamíferos, entre los que
se encuentra el ser humano. Es requerido para el metabolismo normal de los lípidos,
carbohidratos y proteínas (ATSDR, 2000).
Normalmente los efectos nocivos del cromo sobre la salud se deben a la forma
hexavalente del metal, la cual es 100 veces más tóxica y 1000 veces más mutagénica que la
forma trivalente.
La inhalación de grandes cantidades de cromo (VI) durante prolongados periodos de
tiempo puede ocasionar irritación del tracto respiratorio, obstrucción de las vías respiratorias,
ulceración de la mucosa nasal, hemorragias nasales y cáncer de pulmón. La inhalación de
pequeñas cantidades de cromo (VI) durante periodos cortos comúnmente no causa problemas
(ATSDR, 2000; Misra, 1992).
La tasa de absorción por la vía digestiva depende de la edad del individuo y de la forma
química del cromo. Los compuestos de cromo (VI) se absorben en un 2%, mientras que los que
contienen cromo (III) en un 0.7% (Mapfre, 1996). Generalmente, la ingestión de pequeñas
cantidades de cromo hexavalente no ocasiona problemas ya que el jugo gástrico lo reduce a la
forma trivalente (Pellerin y Booker, 2000); sin embargo, ingerir de 1 a 5 g de cromato puede
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causar daños intestinales, úlceras, convulsiones, daños al hígado, a los riñones y hasta la muerte
(CTRC, 2001).
Al contacto con la piel, el cromo (VI) puede provocar desde una ligera irritación hasta
ulceraciones muy dolorosas (Mapfre, 1996).
Los riñones y el tracto intestinal son las dos vías por las cuales se excreta la mayor
cantidad del cromo ingerido. La fracción no absorbida de cromo (VI) se elimina en forma
trivalente. Por vía urinaria, del 60 al 65% de la dosis ingerida se elimina en las primeras 8-24
horas. El cromo también se elimina por el cabello. La vida media de los compuestos de cromo
hexavalente en el cuerpo humano es de 2 días, y de 92 días para los compuestos de cromo
trivalente (Mapfre, 1996).
1.1.2 Níquel
El níquel es un elemento natural que en la tabla periódica se encuentra en el grupo VIII
B y su número atómico es el 28. Existe en seis estados de oxidación, del -1 al +4, aunque los
más comunes son el níquel divalente y el níquel elemental. El níquel ocupa el lugar número 24
en la lista de elementos más abundantes. La forma divalente del níquel es la más abundante en
la naturaleza y se encuentra formando compuestos en diversos minerales. El níquel elemental es
un metal ferromagnético, de color blanco-plata, con alta conductividad térmica y eléctrica,
funde a 1452 °C, y se puede laminar, forjar y pulir, estas últimas propiedades lo hacen muy
deseable para combinarse con otros metales y formar mezclas a las que se les denomina
“aleaciones” (Cotton y Wilkinson, 1998).
1.1.2.1 Usos del níquel
El níquel es ampliamente usado en la producción de aleaciones. Estas aleaciones son
empleadas en la construcción de maquinaria pesada, automóviles, componentes eléctricos,
envases para comida y de algunos refractarios. Es particularmente importante el empleo de este
metal para elaborar baterías recargables, como son las baterías de níquel-cadmio. Este último
producto representa una fuente de contaminación importante para los cuerpos de agua si es
desechado de manera inadecuada, aunque los efectos contaminantes son atribuidos
principalmente al cadmio. Actualmente estas baterías se están reemplazando por las de níquel-
hidruro que son menos contaminantes (ATSDR, 2000; Misra, 1992).
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También es posible encontrar las aleaciones de níquel en las monedas de muchos países
del mundo. Asimismo, este metal es un catalizador muy utilizado en los laboratorios químicos y
en algunos procesos industriales (Misra, 1992).
1.1.2.2 El níquel en el medio ambiente
El níquel se encuentra de forma natural combinado con otros elementos en las rocas,
suelo, meteoritos, fondo marino y en el centro de la tierra. Existe una gran cantidad de
minerales formados por compuestos de níquel, tales como la millerita (NiS) y la pentladita
((FeNi)9S8). Existen otros minerales como la garnierita, la pirrotita y minerales de azufre, cuya
composición es variable y su contenido de níquel es menor (UNEP, 1984).
El níquel también es introducido al ambiente debido a actividades industriales, ya sean
extractivas o de procesamiento del metal. Aunque el níquel es extraído en relativamente pocos
lugares del mundo, esta actividad (extracción) es la que aporta mayor cantidad de níquel al
ambiente, principalmente al aire (UNEP, 1984).
El níquel puede ser liberado al ambiente por las chimeneas de grandes hornos usados
para fabricar aleaciones, por plantas de energía e incineradores de basura. El níquel que se
libera de las chimeneas de plantas de energía se adhiere a pequeñas partículas de polvo que se
depositan en el suelo o son removidas del aire por la lluvia o la nieve. El níquel se incorpora a
los cuerpos de agua al introducir productos elaborados con el metal, tales como las baterías, así
como por la descarga de aguas residuales industriales. Una gran cantidad del níquel liberado al
ambiente eventualmente se deposita en el suelo, sedimento y en cuerpos de agua (ATSDR,
2000).
1.1.2.3 Efectos del níquel sobre la salud del ser humano
Los trabajadores de la industria del níquel se encuentran expuestos en su mayor parte a
compuestos volátiles (Misra, 1992), mientras que la población en general encuentra en los
alimentos la principal fuente de exposición al níquel. Otros medios de exposición son el aire y
el agua de consumo. También el contacto con la tierra, con el agua de la ducha o de tina, o con
metales que contienen níquel y metales niquelados son otras fuentes de exposición. La
exposición del feto al níquel ocurre a través del paso del níquel de la sangre de la madre a la
sangre del feto, o bien a través de la leche materna durante la lactancia.
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El tetracarbonilo de níquel [Ni(CO)4] es un intermediario en la extracción del metal y es
altamente volátil. A este compuesto es al que se le atribuyen la mayor cantidad de efectos
contaminantes y de toxicidad sobre los organismos (UNEP, 1984).
El efecto adverso más común por la exposición de los seres humanos al níquel es una
reacción alérgica, sobre todo en personas sensibles a este metal. La reacción más común es un
salpullido en la piel en el área de contacto. Las personas que no son sensibles al níquel deben
consumir grandes cantidades de níquel antes de experimentar efectos adversos.
Concentraciones superiores a 250 ppm pueden provocar dolores de estómago y alteraciones de
la sangre y los riñones (ATSDR, 2000; Misra, 1992).
Los efectos más graves a la salud por la exposición al níquel han ocurrido en personas
que han respirado polvo que contenía compuestos de níquel, esto último ha ocurrido
principalmente en áreas cercanas a refinerías de níquel y a plantas de procesamiento del metal.
Los efectos más comunes son: bronquitis crónica, disminución de la función pulmonar y cáncer
de los pulmones y de los senos nasales (ATSDR, 2000; Misra, 1992).
Una vez dentro del cuerpo, el níquel puede distribuirse a todos los órganos, pero
principalmente a los riñones. El níquel que entra a la corriente sanguínea abandona el cuerpo en
la orina. Después de la ingestión, la mayor parte abandona el cuerpo rápidamente en las heces,
y la pequeña cantidad que pasa a la sangre abandona el cuerpo en la orina.
1.2 Normatividad ambiental vigente
Como consecuencia de que las industrias extractoras y transformadoras arrojan grandes
cantidades de cromo y níquel al medio ambiente, y a que dichos metales ocasionan graves
daños a la salud del ser humano, varias dependencias gubernamentales de distintos países han
establecido normas ambientales en las que se especifican las concentraciones máximas de
cromo y níquel que las industrias pueden descargar al medio ambiente, así como las
concentraciones máximas permitidas para el agua destinada a consumo humano. En la tabla 3 y
4 se muestran algunas reglamentaciones vigentes para los límites máximos permisibles de
cromo y níquel, respectivamente.
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Tabla 3. Algunas regulaciones vigentes establecidas para cromo.
Descripción Límite máximo
permisible Referencia
México
Agua para uso y consumo humano 0.05 mg/L de cromo
total NOM-127-SSA1-1994
Toma domiciliaria para
abastecimiento de agua potable
0.05 mg/L de cromo
total NOM-002-CNA-1995
Descarga de aguas residuales a los
sistemas de alcantarillado
0.5 mg/L de cromo
(VI) NOM-002-ECOL-1996
Descarga de aguas residuales en
ríos - Uso en riego agrícola
- Uso público urbano
- Protección de vida acuática
1.0 mg/L de cromo
total 0.5 mg/L de
cromo total 0.5
mg/L de cromo total
NOM-001-ECOL-1996
EUA
Aire en sitios de trabajo (OSHA)
- Acido crómico y cromatos
- Sales de cromo (II) y cromo (III)
- Cromo elemental y sales insolubles
100 µg/m3
500 µg/m3
1 000 µg/m3
ATSDR, 2000
Aire en sitios de trabajo (NIOSH)
- Cromo hexavalente
- Cromo elemental y compuestos de
cromo (II) y cromo (III)
100 µg/m3
1
500 µg/m3
ATSDR, 2006
Agua potable en sistemas públicos
de agua (cromo total). 0.1 mg/L EPA, 2006
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Tabla 4. Algunas regulaciones vigentes establecidas para níquel.
1.3 Métodos empleados para el tratamiento de aguas residuales que
contienen metales pesados
Con la finalidad de mejorar la calidad del agua, se han desarrollado una gran variedad de
procesos para tratar los efluentes de las industrias. Los procesos fisicoquímicos han sido los
más utilizados para la remoción de metales pesados de aguas residuales industriales. Sin
embargo, actualmente se considera que los procesos biotecnológicos son una alternativa
potencial para el tratamiento de las aguas antes mencionadas.
1.3.1 Métodos fisicoquímicos
Como se mencionó anteriormente, los tratamientos fisicoquímicos han sido los más
utilizados para la remoción y recuperación de los metales pesados presentes en los efluentes
industriales. Los tratamientos fisicoquímicos que se aplican a las aguas residuales industriales
contaminadas generalmente consisten de un proceso principal en el que se remueve una gran
cantidad de metales, seguido de otro(s) tratamiento(s) en el que se eliminan los metales
Descripción Límite máximo
permisible Referencia
México
Descarga de aguas residuales a los
sistemas de alcantarillado
4.0 mg/L de níquel
total NOM-002-ECOL-1996
Descarga de aguas residuales en
ríos - Uso en riego agrícola
- Uso público urbano
- Protección de vida acuática
2.0 mg/L de níquel
2.0 mg/L de níquel
2.0 mg/L de níquel
NOM-001-ECOL-1996
EUA
Agua potable en sistemas públicos
de agua (cromo total). 0.1 mg/L de níquel EPA, 2008
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remanentes en el efluente a fin de alcanzar las concentraciones establecidas en la normatividad
ambiental (Atkinson et al., 1998; Eccles, 1999).
La reducción-precipitación y la coagulación-floculación son métodos que emplean
agentes químicos para la remoción de los metales; sin embargo, los agentes químicos
empleados en el proceso son muy costosos y/o tóxicos, no es posible reutilizarlos y generan una
gran cantidad de lodos tóxicos, por lo que su uso no es conveniente (Eccles, 1999; Soto et al.,
2004).
La ósmosis inversa es un proceso muy eficiente, pero poco viable para la mayoría de las
empresas ya que emplea membranas de elevado costo, susceptibles a deteriorarse fácilmente y
con una vida media de operación muy corta, además de que los costos de mantenimiento y
operación son muy altos (Ahalya et al., 2003). Otro proceso eficiente pero costoso es el
intercambio iónico en el cual se utilizan resinas que son afectadas adversamente por una gran
cantidad de agentes químicos, se ensucian fácilmente y su costo depende directamente del
precio de los hidrocarburos del petróleo a nivel mundial (Atkinson et al., 1998; Volesky, 2003).
Los métodos electroquímicos para remover metales pesados también han sido
ampliamente estudiados. Estos métodos son eficientes y económicos en comparación con los
anteriores, sin embargo tienen el inconveniente de requerir la adición de sales para aumentar la
conductividad de la solución, además, sólo es posible operar el sistema de manera óptima en
cierto intervalo de concentración del metal (Vázquez, 1996).
1.3.2 Métodos biotecnológicos
Otra alternativa para remover metales pesados de soluciones acuosas es mediante el
empleo de métodos biotecnológicos. La fitorremediación consiste en el uso de plantas para la
remoción de metales pesados del suelo o de aguas contaminadas. Una de sus ventajas es que el
tamaño de las plantas facilita su manipulación; sin embargo, la remoción de metales por las
plantas ocurre a menor velocidad que cuando se utilizan microorganismos (Cervantes et al.,
2000).
La biotransformación, la bioacumulación y la precipitación extracelular de metales son
estrategias utilizadas por los microorganismos para protegerse de estos elementos tóxicos y,
actualmente, estas propiedades de los organismos biológicamente activos son estudiadas para
desarrollar tecnologías eficientes para la remoción de metales de sistemas acuosos (Cervantes et
al, 2000; Vullo, 2003). Sin embargo, entre los inconvenientes del uso de organismos
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metabólicamente activos se tienen los siguientes: concentraciones altas del metal inhiben el
crecimiento celular de los organismos, el proceso de remoción de los metales es muy lento y se
requieren de condiciones ambientales específicas y de nutrientes, los cuales incrementan el
costo de la operación (Dua et al., 2002; Volesky, 2003).
La capacidad que tienen diferentes organismos o biomateriales inactivos metabólicamente
de captar metales pesados en sus superficies celulares también ha sido aprovechada para
eliminar estos elementos tóxicos de las soluciones acuosas. A este proceso se le llama
biosorción y a los materiales biológicos inactivos se les denomina como biosorbentes. En la
actualidad la biosorción se considera una alternativa eficiente y económica para la remediación
de efluentes contaminados con metales pesados (Eccles, 1999).
1.4 Biosorción
La biosorción es un fenómeno de captación pasiva de iones metálicos sobre la superficie de
las células de los materiales biológicos inactivos, en el cual participan fenómenos de
fisisorción, quimisorción, quelación, microprecipitación, complexación y/o intercambio iónico.
Comparado con los procesos de remoción de metales pesados asociados al metabolismo
celular (biotransformación, bioacumulación, precipitación extracelular), la biosorción presenta
varias ventajas, tales como: se evitan los efectos tóxicos del metal sobre los organismos vivos,
no se requiere de nutrimentos para el crecimiento de los microorganismos, la remoción del
metal es mucho más rápida, el biosorbente generalmente es un subproducto de algún proceso
industrial por lo que es de bajo costo y es posible recuperar el metal y el biosorbente, con lo que
se reducen los costos de operación (Volesky, 2003). La biosorción de metales pesados por
materiales biológicos inactivos se considera actualmente una alternativa potencial para la
remoción de este tipo de contaminantes de las aguas residuales industriales, de aguas
superficiales y freáticas, ya que es muy eficiente y de bajo costo, especialmente cuando los
metales pesados se encuentran a bajas concentraciones (Atkinson et al., 1998; Cotoras, 1995).
La biosorción depende de varios factores, tales como de la naturaleza química de los
metales en solución acuosa y de las condiciones ambientales a las que se lleva a cabo el
proceso. Las variables ambientales que tienen influencia sobre el proceso de biosorción son el
tamaño de partícula del biosorbente, la temperatura, el pH, el tiempo de contacto entre la
solución y el biosorbente, la concentración inicial de biomasa y de los metales, la presencia de
co-iones en solución, entre otros (Bailey et al., 1999; Wang y Chen, 2006).
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1.5.1 Biosorción de cromo
Los grupos funcionales presentes en la estructura de la mayoría de los biosorbentes son
generalmente de carácter aniónico (grupos carboxilo, hidroxilo, sulfuro, fosfato y otros), por lo
que son apropiados para la sorción de cationes metálicos. En contraste, es muy difícil la sorción
de metales que en solución acuosa se encuentran como aniones, tales como el cromato y
dicromato (Volesky, 2003). En la tabla 5 se muestran algunos biosorbentes reportados en la
literatura que han sido empleados para remover cromo a partir de soluciones acuosas.
Tabla 5. Algunos materiales biológicos inactivos usados para remover cromo
Biosorbente Referencia
Subproductos forestales
Aserrín de rosal Dalbergia sissoo Garg et al., 2004
Aserrín de S. robusta Baral et al., 2006
Aserrín de Fagus orientalis Acar y Malkoc, 2004
Corteza de Eucalyptus globulus Sarin y Pant, 2006
Corteza de Larix leptolepis Aoyama, 2003
Cono de Pinus sylvestris Ucun et al., 2002
Cáscara de la bellota de Quercus crassipes Aranda, 2008
Subproductos agroindustriales
Semilla de Tamarindus indica Agarwal et al., 2006
Fibra cruda de arroz Oliveira et al., 2006
Cáscara de avellana Cimino et al., 2000
Tallos de uva Fiol et al., 2003
Semillas de oliva Fiol et al., 2003
Subproductos pesqueros
Caparazón de Ucides cordatus Niu y Volesky, 2006
Biomasa de bacterias
Streptomyces noursei Volesky, 2003
Ochrobactrum anthropi Ozdemir et al., 2003
Aeromonas caviae Loukidou et al., 2004
Bacillus thuringiensis Şahin y Öztürk, 2005
Biomasa de hongos
Rhizopus arrhizus Tobin et al., 1984
Rhizopus nigricans Bai y Abraham, 2002
Mucor hiemalis Tewari et al., 2005
Penicillum chrysogenum Volesky, 2003
Aspergillus niger Kumar et al., 2008.
Biomasa de levaduras
- 17 -
Candida tropicalis Volesky, 2003
Saccharomyces cerevisiae Özer y Özer, 2003
Candida utilis Muter et al., 2001
Biomasa de algas
Chlorella vulgaris Çentikaya et al., 1999
Chlamydomonas reinhardtii Arica et al., 2005
Sargassum Kratochvil et al., 1998
Ecklonia sp Park et al., 2004
Clodophara crispata Nourbakhsh et al., 1994
En algunos estudios se ha observado que la remoción de cromo (VI) se lleva a cabo
mediante su reducción a cromo (III), el cual se adsorbe posteriormente a los materiales
biológicos (Aranda, 2008; Park et al., 2005), por lo que algunos investigadores han encaminado
sus esfuerzos a tratar de comprender el mecanismo de remoción de cromo (VI) (Dupont y
Guillon, 2003).
1.5.2 Biosorción de níquel
El carácter catiónico del níquel facilita la búsqueda de biosorbentes capaces de
removerlo de soluciones acuosas ya que, como se mencionó anteriormente, la mayoría de las
estructuras celulares de los biosorbentes presentan un carácter aniónico. En la tabla 6 se
muestran algunos materiales biológicos reportados en la literatura que han sido utilizados para
remover níquel de soluciones acuosas.
- 18 -
Tabla 6. Algunos materiales biológicos empleados para remover níquel
Biosorbente Referencia
Subproductos forestales
Cono de Thuja orientali Malkoç, 2006
Cono de Pinus sylvestris Can et al., 2006
Subproductos agroindustriales
Fibra de cítricos Ewecharoen et al., 2008
Cáscara de almendra Bulut y Tez, 2007
Raíz de Calotropis procera Pandey et al., 2007
Fibra de arroz Oliveira et al., 2005
Lenteja de agua (Lemna minor) Miretzy et al., 2006
Cáscara de nuez Bulut y Tez, 2007
Subproductos pesqueros
Caparazón de cangrejo Vijayaraghavan et al., 2005
Biomasa de bacterias
Bacillus licheniformis Volesky, 2003
Bacillus subtilis Volesky, 2003
Biomasa de hongos
Rhizopus nigricans Volesky, 2003
Polyporous versicolor Dilek et al., 2002
Rhizopus arrhizus Volesky, 2003
Absidia orchidis Volesky, 2003
Biomasa de levaduras
Saccharomyces cerevisiae Özer y Özer, 2003
Candida tropicalis Volesky, 2003
Biomasa de algas
Chlorella vulgaris Ҫ etinkaya et al., 1999
Ulothrix zonata Malkoç, 2006
Ascophyllum nodosum Volesky, 2003
Sargassum natans Volesky, 2003
Sargassum wightii Vijayaraghavan et al., 2006b
Ecklonia maxima Williams y Edyvean, 1997
Fucus versicolosus Volesky, 2003
1.6 Selección de materiales biológicos inactivos
En la biosorción, ciertos grupos funcionales presentes en la estructura de los
biosorbentes interaccionan con una sustancia y la inmovilizan a través de diversos mecanismos
- 19 -
fisicoquímicos. Debido a la gran variedad de grupos funcionales que están presentes en las
estructuras celulares, es prácticamente imposible predecir si un determinado material será capaz
de sorber algún metal (Volesky, 2003). Debido a esto, la selección de un biosorbente debe
hacerse con base en su caracterización experimental.
Con base en lo anterior, en el presente trabajo se evalúo la capacidad y eficiencia de
remoción de cromo hexavalente y níquel divalente de diferentes subproductos agroindustriales,
forestales y pesqueros de bajo costo, y se seleccionaron los que exhibieron las características
más deseables.
2.0 Objetivos
1) Seleccionar algún material biológico inactivo con alta capacidad de remoción de cromo
hexavalente.
2) Seleccionar algún material biológico inactivo con alta capacidad de remoción de níquel
divalente.
3.0 Material y métodos
3.1 Materiales biológicos
Se utilizaron materiales biológicos provenientes de diferentes fuentes. La mayoría de los
materiales son subproductos de actividades agroindustriales, forestales y pesqueras.
3.2 Acondicionamiento de los materiales
Los materiales se lavaron con agua destilada y se deshidrataron en un horno a 60 ºC por
24 horas. A continuación se sometieron a una molienda en un molino de martillos y se
tamizaron.
Para la selección de los materiales que sean capaces de remover cromo hexavalente o
níquel divalente se utilizaron partículas con un tamaño de 0.3 a 0.5 mm.
- 20 -
3.3 Métodos experimentales
3.3.1 Determinación de la capacidad y eficiencia de remoción de cromo hexavalente de los
materiales biológicos
Se realizaron experimentos que tuvieron como propósito principal el determinar la
capacidad y eficiencia de remoción de cromo hexavalente de los distintos materiales biológicos.
El pH inicial que se utilizó en estos experimentos fue de 2 debido a que la mayoría de los
estudios que se han reportado en la literatura indican que la remoción de Cr(VI) es óptima a
valores bajos de pH.
Estos experimentos se realizaron en matraces Erlenmeyer que contenían un volumen
conocido de una solución de cromato de potasio como fuente de cromo(VI). Las condiciones
que se emplearon fueron las siguientes: valor inicial de pH, 2; concentración de cromo(VI), 100
mg/L; concentración del material biológico, 1 g (peso seco)/L; temperatura, 28 ºC. Los
matraces se mantuvieron en agitación constante y se colectaron muestras a distintos tiempos de
contacto. En forma simultánea se utilizó como control un matraz que contenía solución de
cromato de potasio sin material biológico, con el fin de determinar si bajo las condiciones de
ensayo se presentaba reducción del Cr(VI) a Cr(III).
Las muestras colectadas se filtraron a través de papel filtro y a los filtrados se les
determinó el pH y la concentración de cromo(VI). Posteriormente, se calculó la eficiencia y
capacidad de remoción de cromo hexavalente de cada uno de los materiales biológicos
utilizados.
Los materiales que presentaron las mayores capacidades y eficiencias de remoción de
cromo hexavalente (en un intervalo amplio de valores de éstas), en las condiciones y tiempos
ensayados, fueron preseleccionados para realizar con ellos estudios posteriores.
3.3.2 Evaluación de la capacidad y eficiencia de remoción de cromo hexavalente y cromo
total de los materiales biológicos seleccionados previamente
En diversos estudios se ha observado que la capacidad de los materiales biológicos para
remover cromo hexavalente y cromo total no es la misma, y esto se debe a que durante el
tiempo de contacto entre el material biológico y la solución de Cr(VI) se genera Cr(III), como
resultado de la reducción de la forma hexavalente del metal. Debido a lo anterior, en el presente
trabajo se llevaron a cabo experimentos con los materiales que se seleccionaron en la etapa
- 21 -
anterior que tuvieron como objetivo corroborar su capacidad de remoción de cromo
hexavalente y de cromo total, así como establecer si la remoción se debe a un fenómeno de
reducción y/o de biosorción de cromo.
Estos experimentos se realizaron en matraces Erlenmeyer que contenían un volumen
determinado de una solución de cromato de potasio como fuente de cromo(VI). Las
condiciones que se utilizaron fueron las siguientes: valor inicial de pH, 2; concentración inicial
de cromo(VI), 100 mg/L; concentración del material biológico, 1 g (peso seco)/L; temperatura,
28 ºC. Los matraces se mantuvieron en agitación constante y se recolectaron muestras a
diferentes tiempos de contacto. De manera simultánea se utilizó un matraz control, al cual no se
le adicionó material biológico, para determinar si bajo las condiciones de ensayo ocurría la
reducción del cromo hexavalente.
Las muestras colectadas se filtraron a través de papel filtro y a los filtrados se les
determinó el pH, así como la concentración de cromo(VI) y de cromo total. A continuación se
estimó la eficiencia y capacidad de remoción de cromo hexavalente y de cromo total de cada
uno de los materiales biológicos ensayados.
Los materiales que presentaron las mayores capacidades de remoción de Cr(VI) y de
cromo total fueron seleccionados para realizar con ellos estudios posteriores.
3.3.3 Determinación de la capacidad y eficiencia de remoción de níquel divalente de
diferentes materiales biológicos inactivos y selección del material más adecuado para la
remoción del metal.
Se realizaron estudios en sistemas por lote para determinar la eficiencia y capacidad de
remoción de níquel de los distintos materiales biológicos ensayados. Estos estudios se
realizaron en matraces Erlenmeyer que contenían una solución de sulfato de níquel con una
concentración de 200 mg de Ni2+
/L y 1 g (peso seco)/L de material biológico. Para cada
material biológico se ensayaron tres valores iniciales de pH (de 3, 5, 7). Los matraces se
mantuvieron bajo condiciones de agitación constante a temperatura ambiente. Se colectaron
muestras a diferentes tiempos de contacto, a las que se les determinó la concentración de níquel
residual y el valor del pH.
- 22 -
El material que presentó la mejor eficiencia y capacidad de remoción de níquel bajo las
condiciones ensayadas fue seleccionado para realizar estudios posteriores.
3.4 Métodos analíticos
3.4.1 Determinación de la concentración de cromo hexavalente
La determinación de la concentración de cromo hexavalente se llevó a cabo por el
método de la 1,5-difenilcarbohidrazida, siguiendo los procedimientos descritos en el Hach
Water Analysis Handbook (2008).
3.4.2 Determinación de la concentración de cromo total en solución
La determinación de la concentración de cromo total se llevó a cabo por alguno de los
dos métodos siguientes:
1) Espectrofotometría de Absorción Atómica: se empleó un espectrofotómetro de flama marca
Varian, modelo SpectrAA-100, y una mezcla de aire-acetileno. Las lecturas se realizaron a
357.9 nm.
2) Método de oxidación alcalina con hipobromito: se siguieron los procedimientos descritos en
el Hach Water Analysis Handbook (2008). En este método el cromo trivalente presente en
solución es oxidado a cromo hexavalente por el hipobromito, bajo condiciones alcalinas;
posteriormente se acidifica y la concentración de cromo hexavalente se determina por el
método de la 1,5-difenilcarbohidrazida.
3.4.3 Estimación de la concentración de cromo trivalente
La concentración de Cr(III) se estimó mediante la diferencia en las concentraciones de
cromo total y cromo hexavalente.
3.4.4 Determinación de la concentración de níquel
La concentración de níquel se estimó colorimétricamente empleando el método PAN,
siguiendo los procedimientos descritos en el Hach Water Analysis Handbook (2008), así como
por espectroscopía de absorción atómica (SpectrAA 100, Varian, Inc.) a 232 nm, usando flama
de acetileno y aire, con flujos de 2.00 y 13.5 L/min, respectivamente.
- 23 -
3.4.5 Determinación de pH
Se realizó con un potenciómetro.
4. Resultados y discusión
Meta No. 1: Determinar la capacidad y eficiencia de remoción de cromo hexavalente y
cromo total de distintos materiales biológicos inactivos y seleccionar el material más
conveniente.
4.1 Determinación de la eficiencia y capacidad de remoción de cromo hexavalente de los
materiales biológicos
En la tabla 7 se presentan las capacidades y eficiencias de remoción de cromo
hexavalente de los 82 materiales biológicos ensayados. Se puede observar que la capacidad y
eficiencia de remoción de Cr(VI) de la mayoría de los materiales se incrementó a medida que el
tiempo de contacto entre el material y la solución de cromato de potasio aumentó de las 24 a las
48 h, lo que indica que a las 24 h no se había alcanzado un estado estable. Sin embargo, los
mayores niveles de remoción de la forma hexavalente del cromo se lograron en las primeras 24
h de contacto.
Es importante mencionar que algunos materiales que tienen estructuras semejantes y que
pertenecen al mismo género presentaron capacidades y eficiencias de remoción de Cr(VI)
diferentes, como por ejemplo las semillas de mango utilizadas en este trabajo. Con las semillas
de mango variedad Kent, Haden y una variedad aún sin definir se obtuvieron eficiencias de
remoción de cromo hexavalente de 75.12, 88.91 y 92.33% respectivamente, a las 48 horas de
contacto con la solución de cromato. Esto corrobora lo mencionado en la literatura en el sentido
de que sólo los resultados obtenidos experimentalmente nos permiten discriminar entre
diferentes materiales para ser utilizados como biosorbentes potenciales.
La capacidad de remoción de cromo hexavalente de la mayoría de los materiales fue baja.
73 materiales de los 82 que fueron utilizados presentaron capacidades inferiores a 80 mg
Cr(VI)/g a las 48 horas de contacto. En contraste, algunos materiales exhibieron una capacidad
y eficiencia de remoción de Cr(VI) muy alta, cercana a 100 mg Cr(VI)/g y 100%
respectivamente. Es conveniente mencionar que el valor máximo de capacidad que se podría
- 24 -
alcanzar si se utilizara una solución de K2CrO4 con una concentración inicial de Cr(VI) de 100
ppm y una concentración de material biológico de 1 g/L, sería de 100 mg Cr(VI)/g. En este
trabajo se obtuvieron capacidades de remoción de Cr(VI) ligeramente superiores a 100 mg/g
con tres de los materiales y esto se debió a que la concentración inicial de Cr(VI) fue un poco
mayor a 100 ppm.
En la literatura disponible existen muy pocos trabajos en los que se han informado
capacidades de remoción de Cr(VI) superiores a 100 mg/g. Entre ellos tenemos los siguientes:
1) Boddu y col. (2003) encontraron que la capacidad de remoción de Cr(VI) de la
quitosana es de 153.8 mg Cr(VI)/g, cuando se utiliza una solución de K2Cr2O7 con una
concentración inicial de Cr(VI) de 5000 mg/L.
2) Ucun y col. (2002) reportaron que la capacidad de remoción de Cr(VI) del cono de
Pinus sylvestris es de 89.37 y 201.8 mg Cr(VI)/g, cuando se emplean soluciones de
K2Cr2O7 con concentraciones iniciales de Cr(VI) de 100 y 300 mg/L respectivamente,
una concentración de material de 1 g/L y un pH inicial de 1.
Por otra parte, algunos investigadores han observado la aparición de Cr(III) en la fase
acuosa durante sus estudios de remoción de cromo hexavalente con diversos materiales
biológicos, lo que sugiere que parte del Cr(VI) fue transformado (reducido) a cromo trivalente
(Aoyama, 2003; Cabatingan y col., 2001; Kratochvil y col., 1998; Park y col., 2005a). Esta
reducción de cromo hexavalente a cromo trivalente se favorece a valores de pH de 1 (Aoyama,
2003).
Los materiales biológicos inactivos que podrían ser potencialmente útiles para la remoción
de Cr(VI) deben presentar capacidades altas de remoción tanto de cromo(VI) como de cromo
total, ya que esto nos asegura que el mecanismo predominante en la remoción de cromo
hexavalente es la biosorción.
Con base en lo anterior, en el presente trabajo se preseleccionaron algunos materiales
biológicos para corroborar su capacidad de remoción de cromo hexavalente, así como
determinar su capacidad de remoción de cromo total. Los materiales seleccionados en esta
primera etapa fueron aquellos que presentaron una capacidad de remoción de Cr(VI) superior a
70 mg/g, y fueron los siguientes: cáscara y semilla de tamarindo (capacidades de 70.99 y
107.12 mg Cr6+
/g, respectivamente), cáscara de mamey (73.66 mg Cr6+
/g), vaina de haba verde
- 25 -
(76.82 mg Cr6+
/g), cono y corteza de Cupressus (79.75 y 95.92 mg Cr6+
/g, respectivamente),
corteza de peral (90.52 mg Cr6+
/g), corteza de Eucalyptus (99.96 mg Cr6+
/g), corteza de pino
“ocote” (100 mg Cr6+
/g), cáscara de aguacate variedad Hass (101.07 mg Cr6+
/g), cáscara de
nuez “pecanera” (105.39 mg Cr6+
/g) y semilla de tres variedades de mango: Kent (79.57 mg
Cr6+
/g), Haden (97.8 mg Cr6+
/g) y una variedad aún sin definir (94.18 mg Cr6+
/g).
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Tabla 7. Capacidades y eficiencias de remoción de cromo hexavalente de los materiales
biológicos inactivos ensayados
Material biológico Capacidad de remoción de Cr(VI) (mg Cr
6+/g)
Eficiencia de remoción de Cr(VI) (%)
24 horas 48 horas 24 horas 48 horas
1. Cabeza de camarón 5.11 7.69 5.10 7.68 2. Escamas de mojarra 5.28 7.96 5.10 7.68 3. Exoesqueleto de jaiba 7.49 8.84 7.48 8.83 4. Nopal 9.81 13.28 9.28 12.56 5. Cascabeles 14.44 16.75 13.66 15.85 6. Cáscara de maracuyá 9.87 18.52 9.27 16.23 7. Cáscara de granada 18.70 18.70 18.62 18.62 8. Tejido de naranja 18.81 19.80 18.21 19.17 9. Semillas de tuna 16.65 20.08 15.75 19.00 10. Semilla de capulín (parte
externa) 16.68 21.11 16.14 20.43
11. Vara de mirasol 14.41 21.65 13.71 20.64 12. Cáscara de sandía 14.66 21.66 13.84 20.45 13. Semilla de mango (parte
externa) 19.49 21.90 18.40 20.67
14. Cáscara de pistache 14.41 22.52 13.71 21.47 15. Salvado de trigo 14.90 23.02 14.64 22.61 16. Carapacho de camarón A 17.38 23.09 17.02 22.61 17. Cáscara de papa 17.08 23.19 16.05 21.78 18. Cáscara de melón 23.37 23.37 23.28 23.28 19. Tallos de perejil 17.33 23.52 16.05 21.78 20. Cáscara de naranja 23.02 25.13 22.04 23.71 21. Carapacho de camarón B 19.70 25.29 19.40 24.91 22. Cáscara de coco 21.04 25.69 20.96 25.59 23. Semilla de capulín (parte
interna) 21.11 25.76 20.43 24.90
24. Residuos de zanahoria 18.46 25.85 17.19 24.07 25. Rabos de cebolla 16.65 26.87 15.75 25.42 26. Tallos de brócoli 26.02 28.29 23.71 25.78 27. Cáscara de piña 21.04 28.32 20.96 28.21 28. Vaina de chícharo 21.01 28.64 19.82 27.03 29. Hongo comestible Pleurotus 18.97 29.54 18.21 28.35 30. Cáscara de mandarina 24.09 30.38 23.99 30.26 31. Caña de maíz 21.50 30.55 19.59 27.84 32. Cáscara de cacahuate 26.87 30.98 25.36 29.24 33. Semilla de tejocote 29.21 31.37 28.17 30.25 34. Cáscara de pepino 27.00 31.91 25.22 29.81 35. Semilla de durazno (parte
externa) 25.70 33.05 24.07 30.95
36. Cáscara de piñón 24.55 33.14 23.19 30.15 37. Cáscara de tomate verde 30.04 33.32 28.67 31.45 38. Semilla de zapote negro 28.39 33.33 26.37 30.95
- 27 -
Material biológico Capacidad de remoción de Cr(VI) (mg Cr
6+/g)
Eficiencia de remoción de Cr(VI) (%)
24 horas 48 horas 24 horas 48 horas
39. Semilla de guayaba 28.88 33.43 28.17 32.60 40. Semilla de ciruela roja (parte
externa) 25.70 34.27 24.07 32.10
41. Flor de jamaica 33.98 35.32 32.49 33.77 42. Semillas de chicozapote 27.9 35.49 26.39 33.57 43. Hoja de maíz 19.23 35.82 17.52 32.64 44. Aserrín de pino 28.52 36.86 28.48 36.81 45. Olote 19.23 37.34 17.52 34.03 46. Semillas de papaya 29.52 39.08 28.77 36.93 47. Cascarilla de cebada 31.36 39.18 29.85 36.97 48. Semilla de melón 33.50 42.11 32.49 40.83 49. Semillas de chirimoya 34.33 42.96 33.57 42.01 50. Semilla de mamey (interior) 37.35 43.19 36.68 42.42 51. Corteza de encino 35.05 45.56 33.45 43.49 52. Hojas de betabel 35.07 45.57 31.96 41.53 53. Corteza de tepozán 33.57 47.78 33.52 47.71 54. Hojas de rábano 37.34 47.82 34.03 43.58 55. Cáscara de avellana 35.79 49.51 33.43 45.08 56. Corteza de Juniperus 39.36 50.19 37.24 47.48 57. Bellota (base) 43.16 52.66 41.20 50.28 58. Penca de maguey 42.06 53.45 38.33 48.71 59. Chapulines 44.28 53.72 43.24 52.46 60. Semilla de mamey (parte
externa) 48.13 54.39 46.54 52.60
61. Planta acuática 45.89 56.26 43.69 47.99 62. Aserrín de cedro 51.17 57.82 51.10 57.74 63. Fibra de la cáscara de coco 45.89 59.76 43.69 57.07 64. Aserrín de caoba 51.17 60.16 51.10 60.08 65. Corteza de capulín 52.31 62.41 50.63 60.41 66. Corteza de pirúl 52.39 65.89 49.56 62.34 67. Cáscara de plátano 55.48 66.52 52.38 62.80 68. Cáscara de nuez de Castilla 59.50 69.72 56.38 64.90 69. Cáscara de tamarindo 58.87 70.99 55.71 66.99 70. Cáscara de mamey 64.39 73.66 64.15 73.38 71. Vaina de haba verde 70.10 76.82 66.71 72.49 72. Semilla de mango (var. Kent) 76.22 79.57 71.96 75.12 73. Cono de Cupressus 69.51 79.75 69.42 79.64 74. Corteza de peral 80.37 90.52 80.26 90.40 75. Semilla de mango (parte
interna) 88.22 94.18 83.29 88.91
76. Corteza de Cupressus 86.82 95.92 86.70 95.79 77. Semilla de mango (var.
Haden) 91.82 97.8 86.69 92.33
78. Corteza de Eucalyptus 97.95 99.96 97.82 99.83 79. Corteza de pino “ocote” 99.78 100.00 99.65 99.87
- 28 -
Material biológico Capacidad de remoción de Cr(VI) (mg Cr
6+/g)
Eficiencia de remoción de Cr(VI) (%)
24 horas 48 horas 24 horas 48 horas
80. Cáscara de aguacate (Hass) 88.78 101.07 83.77 95.38 81. Cáscara de nuez “pecanera” 99.65 105.39 96.73 99.45 82. Semillas de tamarindo 106.72 107.12 99.43 99.80
Condiciones de experimentación: concentración inicial del metal, 100 mg Cr6+
/L;
concentración del material biológico, 1 g/L; pH inicial, 2; temperatura, 28 ± 2 °C.
Los materiales biológicos ensayados presentaron una gran variabilidad en su capacidad de
remoción de cromo hexavalente como puede observarse en el histograma de la figura 1. Un
gran número de materiales, 44 de los 82 probados, mostraron capacidades de remoción de
cromo hexavalente inferiores a 40 mg Cr6+
/g a las 48 horas de contacto. En contraste tan solo
10 presentaron capacidades superiores a 80 mg Cr6+
/g.
3
4
19
18
8
7
4
5
1
6
3
0
5
10
15
20
25
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
Clase
Capacidad de remoción de cromo hexavalente (mg/g)
Frecuencia
Figura 1. Histograma de la capacidad de remoción de cromo hexavalente por materiales
biológicos inactivos a las 48 horas de contacto.
- 29 -
La cabeza de camarón, la escama de mojarra y el exoesqueleto de jaiba removieron
menos de 10 mg/g de cromo hexavalente, con estos materiales el pH inicial de 2 de la solución
se incrementó hasta alcanzar valores de 6.14, 4.61 y 7.61 respectivamente, a las 48 horas de
contacto. A estos valores de pH los materiales biológicos presentan fundamentalmente un
carácter aniónico (Schiewer y Volesky, 2000) por lo que los oxianiones de cromo hexavalente
presentes en la solución no se encuentran en las condiciones favorables para interaccionar y
unirse al material biológico. El resto de los materiales no provocaron cambios significativos en
el valor de pH inicial, por lo que podemos atribuir su capacidad para remover cromo
hexavalente a la presencia de grupos funcionales que se encuentran protonados bajo las
condiciones ambientales establecidas. La cantidad de estos grupos funcionales estará
determinada por las características de los constituyentes celulares del material biológico.
En materiales como el caparazón de cangrejo, la presencia de los grupos imida de las
moléculas de quitina y proteína que lo forman parecen estar involucrados en su capacidad para
biosorber cromo hexavalente (Volesky, 2003). Materiales provenientes de vegetales como
cortezas, aserrín, cáscaras, tallos y hojas, están constituidos principalmente de celulosa y
lignina. Se sabe que la celulosa sin modificaciones químicas es un material que presenta muy
baja capacidad de adsorción de iones metálicos, la lignina en contraste es un material
considerado un adsorbente natural de los mismos (Carrott y Carrott, 2007). Para Dupont y
Guillon (2003) las moléculas de lignina y no las de celulosa se encuentran involucradas en la
capacidad que presentan los materiales lignocelulósicos para biosorber cromo de soluciones de
cromo hexavalente. Además de la lignina, entre los constituyentes de este tipo de materiales se
pueden encontrar moléculas con diversos grupos funcionales como alcoholes, aldehídos,
cetonas, ácidos carboxílicos, fenoles, éteres y otros que contribuyen a su capacidad para
interaccionar con metales (Gardea-Torresdey y col., 2004). Debido a la compleja composición
que tienen los materiales biológicos la relación entre los componentes celulares y la remoción
de los metales no resulta tan obvia, por lo que sólo los resultados obtenidos experimentalmente
nos permiten discriminar entre diferentes materiales para ser utilizados como biosorbentes
potenciales (Vieira y Volesky, 2000). En etapas posteriores se intentará establecer la relación
que existe entre los componentes del material seleccionado y la capacidad de remoción de
cromo(VI) que presenta.
- 30 -
Por otra parte existe poca certeza acerca del mecanismo responsable de la remoción de
cromo hexavalente, la mayoría de los investigadores consideran que la remoción se debe a un
proceso de biosorción a través del intercambio iónico entre las especies aniónicas de Cr(VI) y
los grupos funcionales protonados presentes en el material biológico a valores bajos de pH, y
otros investigadores lo atribuyen a un proceso de reducción química (Kratochvil y col., 1998;
Park y col., 2004).
Desde el punto de vista de ingeniería es de suma importancia conocer el mecanismo por
el cual los materiales biológicos, tales como los subproductos ensayados en este trabajo,
remueven cromo hexavalente, ya que el mecanismo (reducción o biosorción) determinará las
etapas de tratamiento a las que deben someterse las aguas residuales industriales contaminadas
con Cr(VI). Asimismo, es conveniente mencionar que la biosorción de cromo tendría como
ventajas la posibilidad de recuperar el metal en soluciones concentradas y de reutilizar el
material biológico para posteriores ciclos de remoción (Cabatingan et al., 2001).
Con base en lo anterior, en el presente trabajo se seleccionaron algunos materiales
biológicos para corroborar su capacidad de remoción de cromo hexavalente, así como
determinar su capacidad de remoción de cromo total. Los materiales seleccionados en esta
primera etapa fueron aquellos que presentaron una capacidad de remoción de Cr(VI) superior a
60 mg/g a las 48 horas de contacto con la solución de cromato de potasio, y fueron los
siguientes: corteza de capulín (capacidad de 62.41 mg Cr6+
/g), corteza de pirul (65.89 mg
Cr6+
/g), cáscara de plátano (66.52 mg Cr6+
/g), cáscara de nuez de castilla (69.72 mg Cr6+
/g),
cáscara de tamarindo (70.99 mg Cr6+
/g), cáscara de mamey (73.66 mg Cr6+
/g), corteza de
durazno (74.2 mg Cr6+
/g), vaina de haba (76.82 mg Cr6+
/g), cono de Cupressus (79.75 mg
Cr6+
/g), cáscara de nuez pecanera (83.54 mg Cr6+
/g), corteza de peral (90.52 mg Cr6+
/g), corteza
de Cupressus (95.92 mg Cr6+
/g), semilla de mango variedad Haden (97.8 mg Cr6+
/g), “rabos”
de uva (99.62 mg Cr6+
/g), corteza de Eucalyptus (99.96 mg Cr6+
/g), corteza de Pinus (100 mg
Cr6+
/g), cáscara de aguacate variedad Hass (101.07 mg Cr6+
/g), “corcho” de la nuez pecanera
(101.5 mg Cr6+
/g) y semilla de tamarindo (102.12 mg Cr6+
/g).
- 31 -
4.2 Evaluación de la capacidad de remoción de cromo hexavalente y cromo total de los
materiales biológicos seleccionados previamente
En los estudios cinéticos de remoción de Cr(VI) llevados a cabo con los 19 materiales
seleccionados se observó que la concentración de cromo hexavalente de la solución acuosa
disminuyó rápidamente al entrar en contacto con el material biológico. Durante la primera hora
de experimentación todos los materiales alcanzaron su velocidad máxima de remoción de
Cr(VI). Sin embargo la concentración de Cr(VI) continuó descendiendo a tiempos posteriores
(figura 2). Materiales como el “corcho” obtenido de la nuez pecanera, la corteza de pino, la
semilla de tamarindo, la corteza de Cupressus, la corteza de Eucalyptus y el “rabo” de uva
alcanzaron concentraciones tan bajas de cromo(VI) que no fue posible cuantificarlas. Para los
13 materiales restantes, las 120 horas de contacto no fueron suficientes para remover totalmente
el cromo hexavalente de la solución, además no se observó que la concentración de cromo(VI)
alcanzara un valor constante, el cual es un indicador del estado de equilibrio dinámico propio
de procesos de adsorción.
En la figura 3 se presentan los perfiles cinéticos de remoción de cromo total de los 19
materiales ensayados. Al igual que con la concentración de cromo hexavalente, el cromo total
disminuyó rápidamente durante la primera hora de experimentación, a tiempos posteriores la
concentración de cromo total en solución disminuyó a menor velocidad, sin embargo en la
mayoría de los materiales se observó que la concentración de cromo total residual permaneció
constante después de las 24 ó 48 horas de contacto. Además con todos los materiales biológicos
y a todos los tiempos de contacto ensayados, las concentraciones de cromo total residual fueron
superiores a las de cromo hexavalente residual.
Las diferencias observadas entre las concentraciones de cromo hexavalente y de cromo
total residual en solución se deben a la presencia de cromo en un estado de oxidación distinto al
+6, el cual no puede ser cuantificado por la técnica de la difenilcarbohidrazida (Hach, 2008). Si
bien el cromo posee múltiples estados de oxidación, los más estables son el trivalente y el
hexavalente (ATSDR, 2000), por lo que la diferencia entre la concentración de cromo(VI) y
cromo total puede ser atribuida a la aparición de Cr(III) en solución.
- 32 -
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
0 20 40 60 80 100 120
Tiempo (h)
Con
cen
tración
(m
g/L)
Corteza de capulín Corteza de pirul
Cáscara de plátano Cáscara de tamarindo
Cáscara de nuez de castilla Corteza de durazno
Cáscara de mamey Cono de Cupressus
Vaina de haba Corteza de peral
Semilla de tamarindo Corteza de Cupressus
Cáscara de aguacate var. Hass Semilla de mango var. Haden
Corteza de Eucalyptus Tallos de uva
Cáscara de nuez pecanera Corteza de Pinus
"Corcho" de la nuez pecanera Sin material biológico
Figura 2. Perfiles cinéticos de la remoción de cromo hexavalente por diferentes materiales biológicos inactivos.
- 33 -
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
0 20 40 60 80 100 120
Tiempo (h)
Con
cen
tración
(m
g/L)
Corteza de capulín Corteza de pirul Cáscara de plátano Cáscara de tamarindo
Cáscara de nuez de castilla Corteza de durazno Cáscara de mamey Cono de Cupressus
Vaina de haba Corteza de peral Semilla de tamarindo Corteza de Cupressus
Cáscara de aguacate var. Hass Semilla de mango var. Haden Corteza de Eucalyptus Tallos de uva
Cáscara de nuez pecanera Corteza de Pinus "Corcho" de la nuez pecanera Sin material bio lógico
Figura 3. Perfiles cinéticos de la remoción de cromo total por diferentes materiales biológicos inactivos.
- 34 -
Debido a que en la solución sin material biológico las concentraciones de cromo
hexavalente y cromo total no variaron durante todo el ensayo, la generación de cromo
trivalente sólo puede deberse a que los materiales biológicos redujeron el Cr(VI) a Cr(III).
A conclusiones semejantes han llegado diferentes autores que han cuantificado la
concentración de cromo total y cromo hexavalente durante los procesos de remoción de
cromo(VI) utilizando materiales biológicos inactivos como: cáscara de avellana (Cimino y
col., 2000), pulpa de remolacha saponificada e impregnada con cloruro de Fe(III)
(Altundogan, 2005), biomasa del alga Sargassum siliquosum (Cabatingan, 2001), biomasa
de Penicillium chrysogenum modificada químicamente con polietilenimina (Deng y col.,
2006), material lignocelulósico extraído del salvado de trigo (Dupont y Guillon, 2003),
diferentes plantas acuáticas (Elangovan y col., 2008) e inclusive en carbón activado (El-
Shafey, 2005). Para Park y col. (2007) el fenómeno de reducción puede generalizarse a
todos los materiales biológicos naturales que se encuentran en contacto con soluciones de
cromo(VI) a pH´s bajos.
En las figuras 4A y 4B se presentan los perfiles de concentración de cromo
hexavalente, cromo total y cromo trivalente en solución para cada uno de los 19 materiales
biológicos preseleccionados y con el testigo libre de material. La reducción de Cr(VI) a
Cr(III) fue un fenómeno que se presentó con todos los materiales ensayados y en algunos
de ellos contribuyó considerablemente en la remoción observada de cromo hexavalente.
Con ningún material biológico se alcanzó una concentración de cromo total residual
inferior a 20 mg/L, aun cuando en algunos casos no se detectó cromo hexavalente en la fase
líquida.
Estos resultados sugieren que parte del cromo inicialmente presente en la solución
líquida fue removido por reducción a cromo trivalente, otra parte fue biosorbido por el
material biológico y una última parte permaneció en la solución como cromo hexavalente.
En la figura 5 se muestra cómo se distribuyó el cromo después de que la solución de
cromato se puso en contacto con los materiales biológicos. En esta figura se indica que
parte del Cr(VI) inicialmente presente en la solución de cromato de potasio fue removido
mediante reducción y biosorción y otra parte permaneció en la fase líquida. Para esto se
consideró que la diferencia observada de concentraciones de cromo total y cromo
- 35 -
hexavalente de la solución nos representa la concentración de cromo trivalente y que esta
forma del cromo se encontraba disuelta en la solución.
- 36 -
Figura 4A. Perfiles cinéticos de la remoción de cromo hexavalente, cromo total y la generación de cromo trivalente para diferentes materiales biológicos inactivos.
Corteza de pino
0 40 80 120
Tiempo (h)
Cromo hexavalente Cromo total Cromo trivalente
Corteza de Eucalyptus
0 40 80 120
Semilla de mango
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Vaina de haba
0 40 80 120
Cono de Cupressus
0 40 80 120
Cáscara de mamey
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Corteza de durazno
0 40 80 120
Cáscara de nuez de
Castilla
0 40 80 120
Cáscara de tamarindo
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Corteza de capulín
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Corteza de pirul
0 40 80 120
Cáscara de plátano
0 40 80 120
- 37 -
Figura 4B. Perfiles cinéticos de la remoción de cromo hexavalente, cromo total y la generación de cromo trivalente para diferentes materiales biológicos inactivos.
Corteza de Cupressus
0 40 80 120
Semilla de tamarindo
0 40 80 120
Tiempo (h)
"Corcho"
de la nuez pecanera
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Tiempo (h)
Co
ncentració
n (m
g/L)
Cáscara de nuez
pecanera
0 40 80 120
Tallos de uva
0 40 80 120
Cáscara de aguacate
variedad Hass
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Corteza de peral
0
20
40
60
80
100
120
0 40 80 120
Concentración (m
g/L)
Control
0 40 80 120
Tiempo (h)
Cromo hexavalente Cromo total Cromo trivalente
- 38 -
Figura 5. Distribución del cromo después de que el material biológico se pone en contacto con la solución de cromo hexavalente.
Se puede establecer el grado de contribución de la biosorción en la remoción de
Cr(VI) estimando el coeficiente de biosorción, el cual relaciona el cromo total removido y
el cromo hexavalente removido de la siguiente forma:
Cuando el cromo(VI) se remueve completamente por biosorción -y por lo tanto las
concentraciones de cromo hexavalente y cromo total removidos tienen el mismo valor-, el
coeficiente de biosorción vale 1. Cuando el cromo hexavalente es removido totalmente por
reducción, tanto la concentración de cromo total removido como el coeficiente de
biosorción valen cero. Esto quiere decir que si el coeficiente de biosorción de un material
tiende a la unidad, el material biológico remueve cromo principalmente por biosorción, y si
el coeficiente de biosorción tiende a cero, el material biológico remueve Cr(VI)
preponderantemente por reducción.
Cuando se calculó el coeficiente biosorción para los 19 subproductos
preseleccionados se observó que este valor variaba ligeramente durante el proceso de
remoción de cromo(VI). Los resultados de coeficiente de biosorción promedio se presentan
en la figura 6.
Cromo hexavalente inicial
Cromo hexavalente residual
(Cromo(VI) en solución)
Cromo hexavalente removido
Cromo hexavalente reducido
(Cromo trivalente en solución)
Cromo biosorbido
(Cromo total removido)
Contacto con el
material biológico
Coeficiente de biosorción=
Cromo hexavalente removido
Cromo total removido
- 39 -
Los valores del coeficiente de biosorción promedio de la mayoría de los materiales
se encontró en el intervalo de 0.6 y 0.7, lo cual indica que del 30 al 40 % del Cr(VI)
removido fue transformado a Cr(III) y que el porcentaje restante fue biosorbido por los
materiales. Los materiales que presentaron los valores del coeficiente de biosorción
promedio más altos fueron las cortezas de capulín (0.82), Eucalyptus (0.84), Cupressus
(0.82), pirul (0.82) y peral (0.8). Los materiales predominantemente reductores fueron la
vaina de haba y el “corcho” de nuez pecanera con coeficientes de biosorción de 0.29 y 0.34
respectivamente.
- 40 -
Figura 6. Coeficiente de biosorción promedio obtenido por 19 materiales biológicos inactivos en el proceso de remoción de cromo hexavalente
0.82
0.82
0.57
0.65
0.72
0.74
0.73
0.63
0.29
0.80
0.61
0.82
0.69
0.60
0.84
0.56
0.76
0.69
0.34
0 0.5 1
Corteza de capulín
Corteza de pirul
Cáscara de plátano
Cáscara de tamarindo
Cáscara de nuez de castilla
Corteza de durazno
Cáscara de mamey
Cono de Cupressus
Vaina de haba
Corteza de peral
Semilla de tamarindo
Corteza de Cupressus
Cáscara de aguacate var. Hass
Semilla de mango var. Haden
Corteza de Eucalyptus
Tallos de uva
Cáscara de nuez pecanera
Corteza de Pinus
"Corcho" de la nuez pecanera
M
a
t
e
r
i
a
l
b
i
o
l
ó
g
i
c
o
Coeficiente de biosorción
Reducción Biosorción
- 41 -
El cambio observado en el coeficiente de biosorción puede aportar información
adicional sobre el mecanismo de remoción de cromo hexavalente. Para visualizar el
desarrollo de este proceso se obtuvieron las gráficas de la cantidad de cromo biosorbido en
función de la cantidad de Cr(VI) removido para cada uno de los materiales ensayados.
Para todos los materiales se pudo distinguir una región inicial en la que el cromo
biosorbido fue proporcional al cromo hexavalente removido, en esta zona la pendiente
presentó un valor máximo.
Para cada material se trazó la recta que se obtiene en esta parte de la gráfica y la
ecuación que la representa (figuras 7A y 7B). La ecuación general que representa esta
familia de rectas es la siguiente:
[Cr]B = [Cr(VI)]R
en donde [Cr]B es el cromo biosorbido (cromo total removido) y [Cr(VI)]R es el cromo
hexavalente removido, la pendiente de la recta es la constante que se denominó como
coeficiente de biosorción máximo. Todo parece indicar que durante este periodo los
fenómenos de biosorción y de reducción de Cr(VI) son independientes entre sí, como lo
han propuesto algunos investigadores (Cimino y col., 2000; Kratochvil y col., 1998). Esto
significa que de forma simultánea se biosorbe parte del cromo(VI) y otra parte se reduce a
Cr(III) por un mecanismo de reducción directa del Cr(VI) por los grupos donadores de
electrones presentes en el material biológico, sin que exista un paso previo de biosorción.
Posterior a la fase en la que el coeficiente presenta un valor máximo se encontró
que en el rabo de uva, la cáscara de aguacate, la corteza de Cupressus, la semilla de
tamarindo, la corteza de Eucalyptus y la corteza de peral se presentó una zona en la que el
cromo biosorbido disminuyó ligeramente mientras que el cromo(VI) ya había registrado su
valor máximo de remoción; en otras palabras, en estos materiales parte del cromo
biosorbido regresó a la solución en su forma trivalente. Este hecho puede ser explicado
considerando un segundo mecanismo de transformación de cromo(VI) a Cr(III) por
materiales biológicos. En esta propuesta se considera que la reducción de Cr(VI) es
“indirecta” y se lleva a cabo en tres etapas, en la primera los oxianiones de Cr(VI) se unen a
- 42 -
los grupos funcionales protonados presentes en el material biológico, posteriormente el
cromo(VI) es reducido a Cr(III) por grupos donadores de electrones adyacentes y por
último el Cr(III) formado se desorbe debido a la repulsión que existe entre los grupos
funcionales protonados y los cationes de Cr(III) (Park y col., 2004).
En la semilla de mango, la cáscara de nuez de Castilla, la cáscara de mamey, la
vaina de haba, se observó una parte del proceso en la que la biosorción ya no contribuyó a
la remoción de cromo(VI). Si el proceso de reducción “indirecta” de cromo hexavalente se
presenta también en estos materiales es posible que la velocidad de formación de cromo
trivalente sea igual a la velocidad de sorción de cromo(VI). Otra posibilidad es que los
sitios biosorbentes se encuentren agotados o inaccesibles para las moléculas de cromo(VI)
mientras que la reducción de Cr(VI) pueda llevarse a cabo en la solución por algunos
compuestos reductores solubles (Cimino y col., 2000; Park y col., 2007).
- 43 -
Figura 7A. Obtención del coeficiente máximo de biosorción de cromo para diferentes materiales biológicos inacivos
" Corcho" de
nuez pecanera
y = 0.3383x
R2
= 0.9827
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cro
mo
bio
so
rbido
(m
g)
Corteza de pino
y = 0.6867x
R2
= 0.9949
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Corteza de
Eucalyptus
y = 0.848x
R2
= 0.9971
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Corteza de
Cupressus
y = 0.8368x
R2
= 0.9962
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Crom
o biosorbido (m
g) Semilla de tamarindo
y = 0.6314x
R2
= 0.993
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cáscara de
nuez pecanera
y = 0.7799x
R2
= 0.9931
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cáscara de aguacate
var. Hass
y = 0.7426x
R2
= 0.9922
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Crom
o biosorbido (m
g)
Semilla de mango
var. Haden
y = 0.633x
R2
= 0.9996
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
" Tallo" de uva
y = 0.5914x
R2
= 0.9974
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cáscara de nuez
de Cast illa
y = 0.7512x
R2
= 0.9946
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
Cro
mo
bio
so
rbido
(m
g)
Corteza de durazno
y = 0.7927x
R2
= 0.99
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
Cáscara de mamey
y = 0.7917x
R2
= 0.9981
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
- 44 -
Figura 7B. Obtención del coeficiente máximo de biosorción de cromo para diferentes materiales biológicos inactivos
Corteza de peral
y = 0.8559x
R2
= 0.9977
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cro
mo
bio
so
rbido
(m
g)
Cono de Cupressus
y = 0.6428x
R2
= 0.9961
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Vaina de haba
y = 0.3258x
R2
= 0.9948
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cáscara de plátano
y = 0.6294x
R2
= 0.9796
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
Cro
mo
bio
so
rbido
(m
g) Corteza de capulín
y = 0.8692x
R2
= 0.9965
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
Corteza de pirul
y = 0.8515x
R2
= 0.9952
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cáscara de
tamarindo
y = 0.7113x
R2
= 0.9982
0
4
8
12
16
0 4 8 12 16
Cromo(VI) removido (mg)
Cro
mo
bio
so
rbido
(m
g)
- 45 -
Podemos suponer que en las distintas fases del proceso de remoción de cromo
hexavalente cada material biológico va a presentar características particulares que
favorezcan cada uno de los mecanismos de remoción de cromo hexavalente y, por lo tanto,
determinará la capacidad de remoción de cromo hexavalente y cromo total que alcancen.
La mayoría de los investigadores que han llevado a cabo la selección de materiales
biológicos y el estudio de éstos en la remoción de Cr(VI) se han basado en la capacidad de
remoción de la forma hexavalente del metal y no han diferenciado si la remoción se debe a
un fenómeno de reducción o de biosorción. Como la capacidad de reducción de Cr(VI) de
un material se agota tan pronto como pierde su poder reductor -y cuando esto ocurre el
material ya no es capaz de remover cromo y por tanto no puede ser reutilizado-, es
conveniente establecer algunos otros criterios que apoyen en la selección de los materiales.
La selección de los materiales biológicos más adecuados para la remoción de Cr(VI)
debe hacerse principalmente con base en su capacidad para sorber cromo, es decir que la
remoción ocurra por un mecanismo de biosorción. Debido a que los materiales biológicos
que fueron utilizados en este trabajo, así como otros que han sido reportados en la
literatura, son capaces de reducir parcialmente el Cr(VI) a Cr(III), en este trabajo se
tomaron en cuenta los siguientes criterios para realizar la selección de los materiales:
capacidades altas de remoción de cromo hexavalente y de cromo total, baja generación de
cromo trivalente, alto coeficiente de biosorción promedio y una alta velocidad de remoción
de cromo total a tiempos cortos (1 hora de proceso). Los resultados de estos parámetros de
selección se encuentran resumidos en la tabla 8.
Las capacidades máximas de remoción de cromo hexavalente encontradas durante
las 120 horas de contacto de los biomateriales con la solución de cromato fueron superiores
a 80 mg/g, estos resultados corroboran la alta capacidad de remoción de cromo hexavalente
que estos materiales exhibieron en la primera etapa de selección. Las capacidades de
remoción de cromo total de todos los materiales fueron inferiores a las de cromo
hexavalente. Los materiales con las mayores capacidades de remoción de cromo total
fueron: corteza de Eucalyptus (84.11 mg/g) y corteza de Cupressus (79 mg/g). En cuanto a
la capacidad de formación de cromo trivalente, los materiales que presentaron los valores
- 46 -
más bajos fueron las cortezas de Eucalyptus, Cupressus, pirul y capulín con capacidades
inferiores a 25 mg Cr(III)/g.
Aun cuando un número importante de materiales alcanzaron altas capacidades de
remoción de cromo total es deseable que esta se alcance a tiempos cortos de contacto con el
metal. Los siguientes materiales presentaron las velocidades de remoción de cromo total
más altas a los 60 minutos de contacto: corteza de Eucalyptus, corteza de Pinus, semilla de
mango var. Haden, corteza de Cupressus, semilla de tamarindo y “rabo” de uva.
En general, los materiales que presentaron las características más deseables fueron
la corteza de Eucalyptus y la corteza de Cupressus.
- 47 -
Tabla 8. Parámetros de selección de materiales biológicos para la biosorción de cromo
Material biológico
Capacidad
de
remoción
de Cr6+
(mg Cr/g)
Capacidad
de
remoción
de Cr total
(mg Cr/g)
Capacidad
de
formación
de Cr3+
(mg/g)
Coeficiente
de
biosorción
promedio
Velocidad
de
remoción
de Cr total
a 1 hora de
contacto
(mg/L h)
Corteza de eucalipto 102 84.11 20.56 0.8374 48.57
Corteza de Cupressus 102 79.00 23.2 0.8200 42.99
Corteza de pirul 97.56 73.18 24.38 0.8185 28.54
Cáscara de nuez
“pecanera” 99.75 72.79 26.96 0.7558 19.42
Corteza de peral 101.09 72.13 30.35 0.8026 32.96
Corteza de capulín 93.61 69.93 23.68 0.8239 30.41
Corteza de Pinus 102 69.01 34.62 0.6887 45.29
Corteza de durazno 101.27 65.5 36.46 0.7354 35.05
Cáscara de aguacate var.
Hass 101.81 63.88 42.35 0.5840 37.84
Cáscara de mamey 94.4 59.46 35.52 0.7306 39.7
Semilla de tamarindo 102 58.31 44.16 0.6121 40.87
Cáscara de nuez de
Castilla 89.46 57.02 32.68 0.7243 34.59
Rabo de uva 102 54.35 48.34 0.5642 40.87
Semilla de mango var.
Haden 100.44 54 47.37 0.597 45.75
Cono de Cupressus 88.02 51.09 36.93 0.6257 33.19
Cáscara de tamarindo 86.26 49.81 36.45 0.6548 23.2
Cáscara de plátano 83.92 40.51 45.62 0.5732 27.38
“corcho” de la nuez
pecanera 102 37.66 66.94 0.3382 31.39
Vaina de haba fresca 86.00 22.50 66.06 0.2913 19.24
Condiciones de experimentación: concentración inicial del metal, 100 mg Cr6+
/L;
concentración del material biológico, 1 g/L; pH inicial, 2; temperatura, 28 ± 2 °C.
- 48 -
Meta No. 2: Evaluar la capacidad de remoción de níquel divalente de diferentes
materiales biológicos inactivos y seleccionar el más conveniente
4.3 Determinación de la eficiencia y capacidad de remoción de níquel divalente de
materiales biológicos inactivos
Los materiales biológicos se clasificaron en tres grupos de acuerdo a la fuente de la
que provienen. Los grupos son los siguientes: agroindustriales, forestales y pesqueros.
Los materiales evaluados se pusieron en contacto con una solución de sulfato de
níquel con una concentración de níquel divalente de 200 ppm. Los experimentos de
remoción de níquel se llevaron a cabo con una concentración de 1 g de biosorbente/L de
solución, a agitación constante, a temperatura ambiente y con valores iniciales de pH de 3,
5 y 7. Se colectaron muestras a las 0 y 24 h de agitación, a las que se les determinó la
concentración de níquel residual, con el fin de estimar la capacidad de sorción del metal.
Las determinaciones se hicieron por duplicado para poder corroborar los resultados
obtenidos.
4.3.1 Evaluación de la capacidad de biosorción de níquel divalente de los residuos
agroindustriales
Las capacidades de biosorción de níquel de los materiales agroindustriales se
muestran en las figuras 8A, 8B, 8C y 8D. Las eficiencias de remoción de níquel divalente
fueron la mitad del valor de las capacidades reportadas.
Con excepción de la cáscara de coco, todos los demás residuos agroindustriales
fueron capaces de remover níquel a algún(os) valor(es) de pH ensayado. De hecho, la
cáscara de coco fue el único material de los que se ensayaron que no removió cantidad
alguna del metal.
Las capacidades de remoción de níquel de los materiales agroindustriales variaron
entre sí y con respecto al pH utilizado. Algunos materiales presentaron una baja capacidad
de biosorción del metal a los tres valores de pH ensayados (por ejemplo, la cáscara de
melón, la semilla de litchi, la cáscara de nuez de castilla y la cáscara de maracuyá). En
cambio, algunos otros materiales mostraron una capacidad de remoción del metal
- 49 -
relativamente alta a los tres valores diferentes de pH (por ejemplo, las hojas de betabel, la
semilla de mango Manila, etc.).
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
70.00
Cás
cara
de
coco
Cás
cara
de
melón
Cás
cara
de
chícha
ro
Cás
cara
de
caca
huat
e to
stad
o
Cás
cara
de
agua
cate
Has
s
Cás
cara
de
haba
ver
de
Cás
cara
de
nuez
Cás
cara
de
mam
ey
Cás
cara
de
man
darin
a va
rieda
d zu
rzum
a
Cás
cara
de
gran
ada
china
Cás
cara
de
piña
Hojas
de
beta
bel
Hojas
de
rába
no
Salva
do d
e tri
go
Biosorbentes
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 8A. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
agroindustriales.
- 50 -
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
70.00
Tallos de
bró
coli
Cás
cara
de
tom
ate
verd
e
Cás
cara
de
tam
arindo
Cás
cara
de
plát
ano
Flor d
e jam
aica
Fibra
de
cásc
ara
de coc
o
Cañ
a de
maí
z
Cás
cara
de
sand
ía
Semilla
de
guay
aba
Semilla
de
melón
Cub
ierta
de
sem
illa d
e m
amey
Olote
Hoja
de m
aíz
Biosorbentes
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 8B. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
agroindustriales.
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
Cas
carilla d
e ce
bada
(res
. Cer
v. M
odelo)
Cás
cara
de
pistac
he
Vara
de m
iraso
l
Cub
ierta
sem
illa d
e du
razn
o
Rab
o de
ceb
olla
Semilla
de
agua
cate
Cub
ierta
de
ciru
ela
roja
Semilla
de
zapo
te n
egro
Res
iduo
s de
zan
ahor
ia
Semilla
s de
tuna
Semilla
de
chico
zapo
te
Semilla
de
papa
ya
Cás
cara
de
papa
Tallos de
per
ejil
Biosorbente
Ca
pa
cid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rbe
nte
)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 8C. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
agroindustriales.
- 51 -
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
Tallos de
uva
globo
Cás
cara
de
pepino
Semilla
de
capu
lín (i
nter
ior)
Cás
cara
de
lichi
Semilla
de
lichi
Cás
cara
de
avellana
Cás
cara
de
piñó
n
Cás
cara
de
nuez
de
castilla
Cás
cara
de
mar
acuy
a
Semilla
de
man
go a
taulfo
Semilla
de
man
go m
anila
Semilla
de
man
go p
etac
ón
Semilla
de
man
go a
taulfo
(par
te in
tern
a)
Biosorbente
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 8D. Capacidad de biosorción de níquel de diferentes subproductos
agroindustriales.
Se observó que dentro de un mismo tipo (cáscaras, hojas, semillas o tallos) de
residuo agroindustrial, se obtuvieron diferentes capacidades de remoción del metal.
Además, partes diferentes de un mismo vegetal, por ejemplo la porción externa e interna
(fibra) de la cáscara de coco, presentaron capacidades de remoción muy diferentes entre sí.
Estos resultados podrían deberse a la diferente composición química de los materiales y
sugieren que no es posible predecir la capacidad de remoción que tendrá un determinado
tipo de material, por lo que es necesario realizar la experimentación necesaria para
caracterizarlo.
Como se mencionó anteriormente, la capacidad de remoción de níquel de los
materiales dependió del pH utilizado. Se observaron los siguientes comportamientos con
respecto al pH: 1) la capacidad de algunos materiales se incrementó a medida que aumentó
el pH (por ejemplo, con los tallos de uva globo, la cáscara de aguacate Hass, la flor de
jamaica, etc.), 2) la capacidad disminuyó a medida que se incrementó el pH (por ejemplo,
con la cáscara de melón, la cáscara de cacahuate, la cáscara de tomate verde, la cubierta de
- 52 -
la semilla de mamey, etc.), con algunos materiales se obtuvo un comportamiento tipo
campana, en donde la mayor capacidad se alcanzó a un pH de 5.0 (por ejemplo, con la
cáscara de nuez, cáscara de mandarina), 4) en otros casos el comportamiento fue el de una
campana invertida, en donde la mínima capacidad se obtuvo a un pH de 5.0 (por ejemplo,
con la fibra de cáscara de coco, cáscara de tamarindo, etc.). Esto posiblemente se deba a los
diferentes grupos químicos funcionales que están presentes en los materiales, los cuales
pueden presentar carga positiva o negativa en función del pH de la suspensión.
Los residuos agroindustriales que presentaron mayor capacidad de biosorción del
metal, a algún valor de pH, fueron la hoja de betabel, la hoja de rábano, el salvado de trigo,
la flor de jamaica y la fibra de la cáscara de coco, con valores de capacidad de remoción en
el intervalo de 50 a 60 mg de níquel/g de biosorbente.
4.3.2 Determinación de la capacidad de biosorción de níquel divalente de residuos
forestales.
Al igual que con los residuos agroindustriales, la capacidad de remoción de níquel
de los materiales forestales varió considerablemente entre sí y con respecto al pH inicial
(figuras 9A y 9B). Con estos materiales se obtuvieron los mismos comportamientos de la
capacidad de remoción del metal con respecto al pH que con los residuos agroindustriales.
Asimismo, se observó que la capacidad de remoción de diferentes partes de un mismo
material forestal (por ejemplo, de la base y del cuerpo de la bellota) varía notablemente.
Los materiales forestales que presentaron mayor capacidad de remoción del metal
fueron las cortezas de Cupressus (pH = 5), del peral (pH = 3, 5 y 7) y de la cuachalala (pH
= 5 y 7), con valores que se encontraron en el intervalo de 60 a 95 mg de níquel divalente/g
de biosorbente. Estos valores son superiores a las capacidades máximas obtenidas con los
subproductos agroindustriales.
En este tipo de residuos predomina la lignina sobre la celulosa. La lignina es un
material de difícil degradación biológica, por lo que este tipo de subproductos podría dar
origen a algunos biosorbentes con vida media de operación relativamente largos, lo que
repercutiría en la economía del proceso de remoción de metales. Sin embargo, la
disponibilidad de cortezas de algunas especies de árboles puede ser limitada.
- 53 -
0.00
20.00
40.00
60.00
80.00
100.00
120.00
Asser
rín d
e pino
(Pinus
sp.
)
Asser
rín d
e ce
dro
Aserrí
n de
cao
ba
Cor
teza
de
Cup
ress
us
Bellota
Cor
teza
de
tepo
zán
Con
o de
Cup
ress
us
Con
o de
oco
te (P
inus
sp.
)
Cor
teza
de
ocot
e (P
inus
sp.
)
Cor
teza
de
alca
nfor
(euc
alipto
)
Cor
teza
de
ciru
elo
Cor
teza
de
encino
Biosorbentes
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 9A. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
forestales.
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
70.00
80.00
Bellota
(base)
Corteza de
peral
Corteza de
Juníperus
Cascabel
(danza)
Corteza de
pirul
Corteza de
capulin A
Corteza de
capulin
Corteza de
durazno
Corteza de
nogal "caya"
Corteza de
cuachalala
Biosorbentes
Ca
pa
cid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rbe
nte
)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 9B. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
forestales.
- 54 -
4.3.3 Determinación de la capacidad de biosorción de níquel divalente de residuos
pesqueros.
En la figura 10 se muestra la capacidad de biosorción de níquel divalente de los
subproductos pesqueros ensayados.
En general, la variación de la capacidad de remoción del metal de estos materiales
con respecto al pH fue menos pronunciada comparada con los otros materiales ensayados
(agroindustriales y forestales). De los dos carapachos de camarón descalcificados que se
utilizaron, uno de ellos presentó mayor capacidad que el otro. Estos carapachos fueron
proporcionados por el laboratorio de Microbiología Industrial de la Escuela Nacional de
Ciencias Biológicas, IPN, por lo que se desconoce si se trataba de la misma especie de
camarón, del lugar de recolección del mismo, del tratamiento al que fueron sometidos para
descalcificarlo, etc. A estas variables se les podría atribuir el diferente comportamiento
obtenido experimentalmente.
0.00
20.00
40.00
60.00
80.00
100.00
120.00
140.00
160.00
Carapacho de camarón
descalcif. "A"
Carapacho de camarón
descalcif. "B"
Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba Escamas de mojarra
Biosorbentes
Ca
pa
cid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rbe
nte
)
pH 3
pH 5
pH 7
Figura 10. Capacidad de biosorción de níquel divalente de diferentes subproductos
pesqueros.
- 55 -
4.3.4 Evaluación de la capacidad y velocidad de biosorción de níquel de los materiales
seleccionados.
De acuerdo al análisis y resultado de la preselección, se eligieron como materiales
para estudios posteriores de biosorción de níquel a la cabeza y carapacho de camarón,
exoesqueleto de jaiba y a la corteza de peral.
Con los 4 materiales seleccionados se elaboró una cinética de 0 a 48 horas, tomando
muestras cada 15 minutos en las 3 primeras horas, para evaluar las capacidades y
velocidades de biosorción a diferentes tiempos de contacto del biosorbente a los tres
valores iniciales de pH 3, 5 y 7 (figuras 11-16).
0.000
20.000
40.000
60.000
80.000
100.000
120.000
140.000
160.000
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 11. Capacidades de biosorción de níquel divalente por materiales biológicos
inactivos, a pH 3.
- 56 -
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Ca
pa
cid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rbe
nte
)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 12. Capacidades de biosorción de níquel divalente por materiales biológicos
inactivos, a pH 5.
- 57 -
0.000
20.000
40.000
60.000
80.000
100.000
120.000
140.000
160.000
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Cap
acid
ad
(m
g N
i2+/g
bio
so
rben
te)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 13. Capacidades de biosorción de níquel divalente por materiales biológicos
inactivos, a pH 7.
0.000
20.000
40.000
60.000
80.000
100.000
120.000
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Ve
loc
ida
d d
e s
orc
ión
(m
g N
i2+/L
h)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 14. Velocidades volumétricas de biosorción de níquel divalente de materiales
biológicos inactivos, a pH 3
- 58 -
0.000
20.000
40.000
60.000
80.000
100.000
120.000
140.000
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Velo
cid
ad
de s
orc
ión
(m
g N
i2+/L
h)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 15. Velocidades volumétricas de biosorción de níquel divalente de materiales
biológicos inactivos, a pH 5.
0.000
10.000
20.000
30.000
40.000
50.000
60.000
70.000
80.000
Carapacho de camarón Corteza de peral Cabeza de camarón Exoesqueleto de jaiba
Biosorbentes
Ve
loc
ida
d d
e s
orc
ión
(m
g N
i2+/L
h)
0.25 h
0.5 h
0.75 h
1 h
1.25 h
1.5 h
1.75 h
2 h
2.25 h
2.5 h
2.75 h
3 h
5 h
8 h
24 h
48 h
tiempo
Figura 16. Velocidades volumétricas de biosorción de níquel divalente de materiales
biológicos inactivos, a pH 7.
- 59 -
La mayor velocidad volumétrica de biosorción de níquel se obtuvo con la corteza de
peral. Sin embargo, la capacidad que exhibió a tiempos posteriores de una hora es casi
constante, por lo que este material resulta ser adecuado para concentraciones de metal
pequeñas y que requieran eliminarse rápidamente.
Por otro lado, los residuos pesqueros seleccionados, aunque exhibieron las
velocidades menores en las 3 primeras horas, presentaron capacidades mayores respecto a
la corteza de peral a tiempos mayores de las 8 horas, por lo que podría considerarse este
material apto para la biosorción de efluentes con una alta concentración de níquel y que
requieran un tiempo de contacto mayor, con el objetivo de recuperar la mayor cantidad de
níquel divalente.
Las velocidades de biosorción de níquel de los materiales seleccionados fueron
mayores en las primeras horas de contacto del biosorbente con el metal. La velocidad de
biosorción más alta se obtuvo con la corteza de peral a valores de pH de 3 y 5; sin embargo,
la corteza de peral presentó la menor capacidad de biosorción comparado con los otros tres
materiales a tiempos mayores de 8 horas.
4. Conclusiones
a) Se identificaron 19 materiales biológicos inactivos con capacidades de remoción de
cromo hexavalente superior a 60 mg de Cr(VI)/g.
b) En la remoción de cromo hexavalente por los materiales biológicos ensayados están
involucrados fenómenos de biosorción como de reducción.
c) La corteza de Eucalyptus y de Cupressus remueven cromo hexavalente de una solucioón
acuosa predominantemente por biosorción y con ellos se alcanzan altas capacidades de
remoción de cromo total.
d) Los residuos agroindustriales fueron los que exhibieron la menor capacidad de remoción
de níquel divalente.
e) Los materiales quitinosos, tales como el exoesqueleto de jaiba, la cabeza y el carapacho
de camarón, exhibieron altas capacidades de remoción de níquel divalente.
f) La corteza de peral presentó altas capacidades y velocidades de biosorción de níquel
divalente.
- 60 -
5. Referencias
1. Acar, F. N., Malkoc, E. (2004). The removal of chromium (VI) from aqueous
solutions by Fagus orientalis L. Bioresource Technol. 94: 13–15.
2. Agarwal, G. S., Bhuptawat, H. K., Chaudhari, S. (2006). Biosorption of aqueous
chromium (VI) by Tamarindus indica seeds. Bioresource Technol. 7 (97): 949-956.
3. Ahalya, N., Ramachandra, T. V., Kanamadi. R. D. (2003). Biosorption of heavy
metals. Res. J. Chem. Environ. 7 (4): 71-79.
4. Aksu, Z., Balibek, E. (2007). Chromium(VI) biosorption by dried Rhizopus arrhizus:
Effect of salt (NaCl) concentration on equilibrium and kinetic parameters. J. Hazard.
Mater. 145: 210–220.
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6. Impacto
En el presente trabajo se realizaron diversos estudios con el propósito de identificar
y seleccionar materiales biológicos inactivos que sean capaces de remover cromo
hexavalente y níquel divalente.
La información obtenida podría ser de utilidad para mejorar los procesos de
remoción de dichos metales de aguas residuales industriales, así como de aguas
superficiales y freáticas contaminadas.
Se identificó que diferentes residuos agroindustriales, forestales y pesqueros tienen
una capacidad notable de biosorción de cromo y de níquel. La mayoría de los materiales
que exhibieron altas capacidades de biosorción no han sido reportados en la literatura
especializada, por lo que este trabajo aporta conocimiento novedoso sobre este campo de
estudio.
Asimismo, algunos de los materiales seleccionados exhibieron capacidades de
biosorción de cromo y de níquel superiores a las informadas en la literatura, por lo que
podrían ser potencialmente útiles en la destoxificación de las aguas contaminadas.
Los resultados de este proyecto abren nuevas líneas de investigación encaminadas a
resolver el problema de contaminación del agua con cromo y níquel.
Otra de las contribuciones de este trabajo fue la formación de recursos humanos,
tanto a nivel licenciatura como de posgrado.
