DISMINUCIÓN DE CROMO Y COBRE EN AGUAS RESIDUALES
UTILIZANDO CÁSCARAS DE NARANJA Y BANANO COMO BIOADSORBENTE
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DISMINUCIÓN DE CROMO Y COBRE
EN AGUAS RESIDUALES UTILIZANDO
CÁSCARAS DE NARANJA Y BANANO
(CITRUS SINENSIS YMUSA PARADISIACA)
COMO BIOADSORBENTE
REDUCTION OF CHROME AND COPPER IN WASTEWATER
USING PEELS OF ORANGE AND BANANA
(CITRUS SINENSIS AND MUSA PARADISIACA)
AS BIOADSORBENT
Laura Moreira R.1, Juana Pilligua P.1*, Segundo García M.2,
Gabriel Burgos B.2, Oswaldo García V.3,
Gema Briones P. 3& Javier Prado S.3
Recibido: 23 de febrero 2022 / Aceptado: 16 de junio 2022
DOI 10.26807/ia.v10i2.234
Palabras clave: aguas residuales, bioadsorción, biomasa,
metales pesados, modelos cinéticos
Keywords: bioadsorption, biomass, heavy metals, kinetic models, wastewater
1Universidad Técnica de Manabí, Facultad de Ciencias Matemáticas, Físicas y Químicas, Escuela
de Ingeniería Química, Laboratorio de Aguas, Portoviejo, Ecuador. (lmoreira3336@utm.edu.ec, *co-
rrespondencia: jpilligua6820@utm.edu.ec)
2Universidad Técnica de Manabí, Facultad de Ciencias Matemáticas, Físicas y Químicas, Departa-
mento de Procesos Químicos, Alimentos y Biotecnología, Portoviejo, Ecuador. (segundo.
garcia@utm.edu.ec, gabriel.burgos@utm.edu.ec)
3Universidad Técnica de Manabí, Facultad de Ciencias Matemáticas, Físicas y Químicas, Laboratorio
de Química, Portoviejo, Ecuador. (gonzalo.garcia@utm.edu.ec, gema.briones@utm.edu.ec,
jprado6124@utm.edu.ec)
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RESUMEN
Debido a la búsqueda de alternativas económicas para la disminución de con-
taminantes en aguas residuales, se emplea como opción el uso de las cáscaras
de naranja y banano como adsorbente para remover metales pesados. Los ex-
perimentos se efectuaron utilizando biomasas previamente tratadas para obte-
ner los adsorbentes. Durante los ensayos, se variaron las condiciones de
operación: pH, tiempo, cantidad de adsorbente; y como constantes: velocidad
de agitación, tamaño de partícula y temperatura. Se determinó la disminución
de Cr(VI) mediante colorimetría y Cu(II) por Espectrofotometría UV–Visible y
la caracterización de los adsorbentes por Espectroscopía Infrarroja por Trans-
formada de Fourier (FTIR). Se aplicaron modelos cinéticos de pseudo primer
orden, pseudo segundo orden y Elovich. Los resultados mostraron porcentajes
de remoción favorables para el Cr(VI) usando la CN (91,11 %) a pH 4, 3 g/L, 2
h y la CB (92,96 %) a pH 3, 4 g/L, 4 h. Mientras que para el Cu(II) empleando
la CN (97,10 %) a pH 5,5, 5 g/L, 30 min y la CB (69,57 %) a pH 5,8, 3 g/L, 30
min, asimismo las concentraciones finales de ambos metales cumplen con la
normativa TULSMAN. Se concluye que el uso de ambos bioadsorbentes dismi-
nuye metales pesados como el Cr(VI) y Cu(II) en aguas residuales domésticas.
ABSTRACT
Due to the search for economic alternatives to reduce pollutants in wastewater,
the use of orange and banana peels as adsorbents to remove heavy metals is
used as an option. The experiments were carried out using previously treated
biomass to obtain the adsorbents. During the tests, the operating conditions
were varied: pH, time, amount of adsorbent; and as constants: stirring speed,
particle size, temperature. The decrease in Cr(VI) was determined by colorimetry
and Cu(II) by UV Visible spectrophotometry and the characterization of the ad-
sorbents by Fourier Transform Infrared Spectroscopy (FTIR). Pseudo-first order,
pseudo-second order, and Elovich kinetic models were applied. The results sho-
wed favorable removal percentages for Cr(VI) using CN (91.11%) at pH 4,3 g/L,
2 h and CB (92.96%) at pH 3, 4 g/L, 4 h. While for Cu(II) using CN (97.10%) at
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pH 5.5, 5 g/L, 30 min and CB (69.57%) at pH 5.8, 3 g/L, 30 min, likewise the
final concentrations of both metals are TULSMAN compliant. It is concluded
that the use of both bioadsorbents reduces heavy metals such as Cr(VI) and
Cu(II) in domestic wastewater.
INTRODUCCIÓN
En la actualidad, existe una enorme
preocupación debido al aumento de
la contaminación de los recursos hí-
dricos ocasionados por la presencia
de algunos contaminantes, entre los
que se destacan metales pesados
como el cromo, plomo, cadmio,
cobre, etc. El problema de la conta-
minación por metales tóxicos surge
como resultado de actividades huma-
nas, principalmente de la industria, la
agricultura, ganadería (Vera et al.,
2016) siendo uno de los más grandes
problemas sonados en este siglo. Este
tipo de metales permanecen peren-
nemente en el medio ambiente pro-
vocando una alteración dañina para
todo ser vivo que conviva en dicho
ecosistema.
Los iones de metales pesados en las
aguas residuales son una fuente im-
portante de contaminación del agua
(Pirsalami et al., 2021). Distintos au-
tores han mencionado sobre esta pro-
blemática recalcando con hechos
según sus estudios científicos, tal es
el caso del cromo, siendo un conta-
minante inorgánico considerable-
mente tóxico que entra fácilmente al
agua y al suelo durante su fabrica-
ción industrial (Lv et al., 2021). En el
caso del cobre, a niveles mayores de
2,0 mg/L según la OMS, pueden ocu-
rrir efectos tóxicos.
Santander et al., (2021), demuestran
que el uso de materias primas biode-
gradables para el desarrollo de nue-
vos materiales adsorbentes ha
generado una gran atención por ser
materiales amigables con el medio
ambiente. Existen varias alternativas
de tratamiento tradicionales para la
retención de metales pesados, entre
los que se destacan la bioadsorción.
Esta es catalogada como la acumula-
ción o aumento de la concentración
de una sustancia en la frontera o re-
gión que separa dos fases común-
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mente llamada interfase (Villanueva,
2017). Entre las ventajas que presenta
comparadas con otras metodologías
para remover metales pesados es que
son de bajo costo, tienen alta eficien-
cia, minimizan productos químicos y
lodos biológicos, no se requieren nu-
trientes adicionales y tienen la posi-
bilidad de recuperar los metales
(Tejada et al., 2015).
Varios materiales actúan como adsor-
bentes muy efectivos para eliminar
metales pesados que causan toxici-
dad a las plantas y a todos los demás
organismos vivos (Pavithra, 2021),
entre ellos se encuentran la cáscara
de naranja, cáscara de banano, cás-
cara de limón (Kelly, et al., 2012),
cáscara de maní (Johnson, et al.,
2002), cáscara de tamarindo (Acosta,
et al., 2010), cáscara de cacao (Te-
jada, Villabona & Jiménez, 2017),
cáscara de mandarina (Verdugo,
2017).
Los polisacáridos, proteínas y lípidos
en las paredes celulares de la cáscara
de naranja contienen grupos funcio-
nales como los carboxilos, hidroxi-
los, amino, sulfhidrilo responsables
de enlazar metales pesados en la su-
perficie. De la misma forma, esta cás-
cara es muy buena fuente de pectina,
que al ser tratada químicamente con
una solución de CaCl2ocurre un pro-
ceso de intercambio iónico metal /
calcio (Muñoz, 2007). La cáscara de
plátano posee compuestos fenólicos
con concentraciones más altas en
comparación con otras frutas. Estos
compuestos fenólicos contienen pro-
piedades antioxidantes, antimicro-
bianas y antibióticas (Raturi et al.,
2021), incluso, cuando se seca y se
muele hasta obtener un polvo muy
fino, tiene la capacidad de limpiar las
aguas contaminadas con metales pe-
sados de una manera eficaz y econó-
mica (Castro, 2015).
Con los precedentes ya expuestos se
fundamenta la elección de ambas
cáscaras como las mejores opciones
para los metales cromo y cobre, ade-
más de ser frutos característicos de la
región litoral y por tal motivo su
abundancia en residuos orgánicos.
En el presente artículo se plantea
como hipótesis el hecho de que tanto
la cáscara de naranja como banano
son excelentes bioadsorbente de
cromo y cobre en aguas residuales.
El objetivo general fue la disminución
de Cr(VI) y Cu(II) en aguas residuales
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utilizando cáscaras de naranja y ba-
nano como bioadsorbentes mediante
la comparación con las Normas de
calidad ambiental y descarga de
efluentes del TULSMAN, Libro IV,
Anexo 1 (Registro Oficial, 2015).
MATERIALES Y MÉTODOS
Preparación de bioadsorbentes
Se utilizaron 4 kg de cáscaras de na-
ranja (CN) y 2 kg de cáscaras de ba-
nano (CB) obtenidas del mercado
central de la parroquia Abdón Calde-
rón de la ciudad de Portoviejo. El
proceso de preparación de los bioad-
sorbentes se detalla en la Figura 1.
Cáscara de naranja
Siguiendo el método propuesto por
Muñoz (2007), las CN se cortaron
manualmente en piezas pequeñas re-
tirando los residuos de frutas presen-
tes en su interior. Luego, se lavaron
con agua destilada durante 20 minu-
tos y con etanol al 96 % por otros 30
minutos para eliminar impurezas;
posteriormente, se secaron con toa-
llas caseras.
Para realizar la desmetoxilación e in-
ducir al rompimiento intramolecular
entre enlaces de hidrógeno de la ce-
lulosa generando un hinchamiento
del material con la potencial saponi-
ficación de los enlaces esteres intra-
moleculares que ensamblan los xila-
nos de la hemicelulosa y otros
componentes (Arias, 2019) se sumer-
gieron las cáscaras en un vaso de pre-
cipitado de 2000 mL con NaOH
(Hidróxido de Sodio) 0,1 N en placas
calefactoras (Thermo Scientific™) a
75 °C, con agitación manual lenta
durante 2 horas.
Terminado este proceso, se filtró y se
lavó varias veces con agua destilada
para eliminar los excesos de NaOH.
Después, se llevó a una estufa con
flujo de aire (Thermo Scientific™) a
105 °C durante 20 horas. Pasado el
tiempo de secado, se llevó a un mo-
lino pulverizador (High–Speed Multi-
function Comminutor 1000A), para
después efectuar la reticulación de la
misma en una solución de CaCl2
(cloruro de calcio) 0,2 M a pH 5. Me-
diante el test de jarra (PHIPPS &
BIRD™) se mantuvo la mezcla en
agitación constante durante 24 horas
a 200 rpm. Luego, se filtró y se lavó
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la mezcla varias veces con agua des-
tilada para retirar el calcio suspen-
dido en el medio acuoso (80,16 %),
comprobado por el método de titula-
ción con EDTA (NTE INEN 1107,
2013). Se llevó a la estufa a 105 °C
durante 3 horas. Finalmente, se ta-
mizó el material en un tamiz de
malla 250 µm (U.S.A STANDARD
TESTING SIEVE - A.S.T.M. E - 11 SPE-
CIFICATION) y se almacenó en bol-
sas herméticas.
Figura 1. Esquema del proceso de preparación de las biomasas
para el proceso de bioadsorción
Cáscara de banano
Para esta cáscara, se siguió la meto-
dología propuesta por Arias (2019),
donde se sumergieron las cáscaras en
una solución de NaClO (hipoclorito
de sodio) al 2 % p/v por 5 minutos
para eliminar impurezas que afecten
el proceso. Inmediatamente, se seca-
ron y se limpiaron con toallas caseras
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con el fin de eliminar los restos de
frutas, las partes dañadas y los extre-
mos de la misma. Se llevó a la estufa
a 105 °C durante 2 horas.
Seguidamente, se la trituró en un mo-
lino pulverizador, se pasó a un tamiz
de malla 250 µm y se guardó en bol-
sas herméticas.
Caracterización del bioadsorbente
Se obtuvo el porcentaje de cenizas
totales en una mufla (THERMOLYNE
- FB1410M-Thermo Scientific™) me-
diante el método gravimétrico (calci-
nación)
(NMX-F-607-NORMEX, 2011)
,
el porcentaje de humedad en un ana-
lizador de humedad (BOECO Ger-
many BMA I50) por el método de
secado en Termobalanza (Kirk et al.,
1996) y la comprobación de grupos
funcionales presentes en la adsorción
de los metales pesados mediante es-
pectroscopía infrarroja por transfor-
mada de Fourier (FTIR) (Summit FTIR
- Thermo Scientific™ Nicolet™).
Caracterización del agua residual
Parámetros físicos
Se determinaron distintos parámetros
físicos presentes en el agua residual
por diferentes equipos. En un medi-
dor multiparámetro de conductividad
(inoLab®Cond 7110) se determinó la
salinidad, conductividad, tempera-
tura y sólidos disueltos totales (TDS);
en un turbidímetro (2100N TURBIDI-
METER HACH®) la turbiedad; y el pH
en un potenciómetro (inoLab®pH
7110) y en un medidor digital (DIGI-
TAR PH METER PEN 0.00-14.00).
Parámetros químicos
En el agua residual también fue posi-
ble determinar diferentes parámetros
químicos. En un espectrofotómetro
UV- Visible (GENESYS 180 UV–Visi-
ble Spectrophotometer–Thermo Scien
-
tific™), se determinó la cantidad de
nitrato (NO2), nitrito (NO3) y car-
bono orgánico total (C.O.T). Para la
curva de calibración de NO2se em-
pleó una longitud de onda de 543
nm y una absorbancia de 0,011 a
0,228 nm, y para su lectura se tomó
0,5 mL de reactivo color [Sulfanila-
mida (C6H8N2O2S), etilendiamina
(C2H8N2), ácido fosfórico (H3PO4
85 %) y agua (H2O)] en 25 mL de la
muestra. La curva de calibración del
NO3se trabajó a una longitud de
onda de 220 nm y en intervalos de
absorbancias de 0,288 a 1,763 nm, y
para la lectura se utilizó 1 mL de
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ácido clorhídrico 1 N en 25 mL de la
muestra. Para el C.O.T, la curva de
calibración se empleó a una longitud
de onda de 590 nm en intervalos de
absorbancia de 0,053 a 0,231 nm, y
para su lectura se tomó 1,5 de dicro-
mato de potasio + ácido sulfúrico
(K2Cr2O7+ H2SO4)en 1 mL de la
muestra. Para la demanda bioquímica
de oxígeno de cinco días (DBO5) se
utilizó una incubadora
(HACH®MODEL
205 BOD INCUBATOR).
Ensayos de bioadsorción
Se hicieron pruebas en tres diferentes
lagunas de oxidación pertenecientes
a las PTARs de la ciudad de Porto-
viejo, identificando al afluente de la
parroquia San Plácido como la mejor
opción debido a que posee la mayor
concentración de los metales de in-
terés. Las muestras fueron recogidas
en el mes de noviembre 2021 y mayo
2022, siendo almacenadas según las
especificaciones establecidas en la
norma NTE INEN 2169:2013: Agua.
Calidad del agua. Muestreo, manejo
y conservación de muestras.
La concentración inicial del Cr(VI) en
el agua residual seleccionada se en-
contró en 0,270 mg/L. En el caso del
Cu(II), se halló a una concentración
inicial de 0,069 mg/L. Los experi-
mentos de adsorción se realizaron
mediante un proceso continuo tipo
batch a temperatura ambiente y se
optimizó cada parámetro de manera
individual. Para facilitar la lectura de
los ensayos, se llevaron a una centri-
fuga (CENTRIFUGE CN-2060) sepa-
rando la biomasa del agua residual.
Estudio de pH
Se obtuvo el pH óptimo con base en
el diagrama de distribución de espe-
cies por metal (Rosales, 2014; Isern
& Martínez, 2011) (Figura 2) y el
punto de carga cero del material ad-
sorbente siguiendo el método pow-
der addition (Cristiano et al., 2011)
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Dosis de adsorbente
Los adsorbentes se pesaron en una
balanza analítica (aeADAM®) a dife-
rentes rangos de concentraciones, en
un 1 L de agua residual. Para el Cr(VI)
se trabajó con concentraciones de 1
a 6 g, mientras que el Cu(II) se ma-
nejó con concentraciones de 1 a 7 g
ambas en intervalos de 1 g, a 120
rpm durante 1 hora, con los poten-
ciales de hidrógeno óptimos en el es-
tudio de pH.
Figura 2. Diagrama de distribución de especies de Cr(VI)
(Rosales, 2014) y Cu(II) (Isern & Martínez, 2011)
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Tiempo de contacto
Las muestras se evaluaron en tiempo
real hasta llegar al equilibrio. Se uti-
lizaron concentraciones iniciales de
adsorbatos (Cr(VI): 0,270 y Cu(II):
0,069 ppm), mejor pH y dosis de ad-
sorbente en diferentes intervalos de
tiempos: para Cr(VI) utilizando CN
de 0 a 240 min y para CB de 0 a 360
min; para Cu(II) usando CN de 0 a
295 min y para CB de 0 a 265 min.
Determinación de cromo y cobre
Los análisis de la concentración final
de ambos metales se realizaron en di-
ferentes equipos. Para el Cr(VI) se usó
un colorímetro (Checker®HC Chro-
mium VI HR-HANNA Instruments).
Para el Cu(II) se utilizó una curva de
calibración a una longitud de onda
de 600 nm, con intervalos de absor-
bancias de 0,156 a 0,670 nm, colo-
cando 1,25 mL de NH4(OH) 6 N en
25 mL de la muestra para luego ser
llevadas al espectrofotómetro UV-Vi-
sible.
Estudio de la cinética
Se tomaron en consideración los mo-
delos cinéticos de pseudo primer
orden:
pseudo segundo orden:
Y Elovich:
Donde qet (mg/g) es la masa del metal
adsorbido en el equilibrio y en el
tiempo t; k1 (1/min) es la constante de
equilibrio de velocidad de reacción
de primer orden; k2 (g/mgmin) es la
constante de equilibrio de veloci-
dad de reacción de segundo orden;
α(mg1min-1) es la tasa de adsorción
inicial y β(g/mg) es la constante de
desorción durante cada experimento.
Estos modelos matemáticos se desa-
rrollaron utilizando el software de
análisis de datos OriginPro.
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Caracterización de los bioadsorbentes
En la Tabla 1 se presentan valores fa-
vorables en el porcentaje de cenizas
y humedad para la CN, pero para la
CB existe diferencias en ambos pará-
metros según otras investigaciones.
RESULTADOS
Tabla 1. Caracterización de los bioadsorbentes
CN CB
Parámetros Autores Otros Fuente Autores Otros Fuente
estudios estudios
Cenizas, % 3,9975 4,86 Rincón, 12,859 11,37 Monsalve, Medina
et al., 2005 & Ruiz, 2006
Humedad, % 9,7890 7,7 Martínez 6,4126 10-13 Tómala et al.,
et al., 2017 2009
Por medio de la técnica de espectros-
copía infrarroja por transformada de
Fourier (FTIR) se identificaron los gru-
pos funcionales superficiales orgáni-
cos de ambos adsorbentes con el fin
de conocer cuáles intervienen en la
adsorción. En las Figuras 3 y 4 se pre-
sentan los espectros de infrarrojo
para CN y CB antes y después del
proceso de adsorción.
Figura 3. Espectros de infrarrojos para la CN
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Caracterización del agua residual
Los datos de composición típica del
agua residual fueron tomados de Met-
calf and Eddy (1991), con la finalidad
de identificar las posibles interferen-
cias presentes en la misma que pue-
dan aumentar o disminuir la capta-
ción de los iones metálicos (Tabla 2).
En la Tabla 3 se logró determinar los
parámetros fisicoquímicos del agua
residual para ambas biomasas con
los mejores resultados de Cr(VI) y
Cu(II) después del tratamiento.
Figura 4. Espectros de infrarrojos para la CB
Tabla 2. Parámetros fisicoquímicos del agua residual antes del tratamiento
Parámetros Resultados Composición típica del agua residual **
Fuerte Media Débil
pH* 7,88 6,5-9
TDS, mg/L 723 850 500 250
Salinidad, % 0,7 No fija límites
Conductividad, μS/cm 1445 No fija límites
Temperatura, °C 27 No fija límites
Turbiedad, NTU 1163 ———————
C.O.T, mgC/L 146,79 ———————
NO2, mg/L 0,080 0 0 0
NO3, mg/L 32,97 0 0 0
DBO5, mgO2/L 591 300 200 100
*Parámetro adimensional; **Datos de composición típica del A.A.R.R. tomados de METCALF AND EDDY (1991);
—-No se encuentra el límite para dicho parámetro en la norma evaluada.
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Tabla 3. Parámetros fisicoquímicos después del tratamiento para ambas biomasas
Parámetros Cr-CN Cr-CB Cu-CN Cu-CB Límites Normativa
pH* 4,01 3,26 5,50 5,80 6-9
TDS, mg/L 1285 OFL 1021 OFL No fija límites
Salinidad, % 1,3 2,4 1,0 4,9 No fija límites
Conductividad, 2,57 4,43 2,04 8,78 No fija límites LD9**
ms/cm
Temperatura, °C 26,4 26,2 26,8 26,2 Condición
natural ± 3
Turbiedad, NTU 654 684 695 389 No fija limites
Nitrito NO2, mg/L 0,115 0,159 0,144 0,123 10
Nitrato NO3, mg/L 23,03 92,58 28,11 78,52 10 LD12**
C.O.T, mgC/L 41,68 133,92 51,98 76,39 80 - 300 Metcalf & Eddy,
1995
DBO5, mgO2/L 211 350 234 387 100 LD9**
*Parámetro adimensional; OFL significa fuera del rango; *Límite de Descarga a un cuerpo de agua dulce.
Anexo 1 del libro VI de TULSMAN. Tabla 9 y 12
Comportamiento de bioadsorción
Efecto del pH
Se realizó la medida del punto de
carga cero para cada bioadsorbente
(Figura 5), donde se evidenció que el
pHpzc para CN fue de 4,8 y para CB
de 5,7 relacionando estos valores
con los diagramas de distribución de
especies de Cr(VI) y Cu(II) (Figura 2)
en disolución acuosa en función del
pH, obteniendo así pH ideales para
la bioadsorción.
Figura 5. Punto de carga cero de CN y CB
Efecto de dosis de adsorbentes
Se analizó el porcentaje de remoción
en función de la dosis del adsorbente
durante 1 hora con una velocidad de
agitación de 120 rpm, obteniendo re-
sultados favorables para el Cr(VI), (Fi-
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InfoANALÍTICA 10(2)
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gura 6a) con CN, pH 4 en 3 g y para
CB, pH 3 en 4 g, mientras que, para
Cu(II) (Figura 6b), empleando la CN,
pH 5,5 en 5 g y CB, pH 5,8 en 3 g.
Efecto del tiempo de contacto
El proceso de adsorción de los meta-
les ocurre en diferentes tiempos.
Como se observa en la Figura 6c,
para el Cr(VI) usando CN obtuvo un
máximo de remoción de 91,11 % en
120 minutos y la CB un 92,96 % en
240 minutos. Para el Cu(II) (Figura
6d), el mejor tiempo de contacto para
ambos bioadsorbentes se dio a los 30
minutos, donde la CN obtuvo un
97,10 % de remoción, mientras que,
en la CB, alcanzó un 69,57 % de re-
moción.
Con los resultados mostrados en la
Tabla 4 se evidencia buena eficiencia
de remoción a excepción del Cu(II)
para la CB que posee un porcentaje
bajo
Figura 6. Dosis del adsorbente a) Cr(VI) y b) Cu(II);
tiempo de contacto c) Cr(VI) y d) Cu(II)
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Tabla 4. Mejores resultados en remoción de Cr(VI) y Cu(II)
Metal Biomasa Condiciones Remoción Concent. Límite
% (mg/L) permisible Normativa*
(mg/L)
Cr VI CN pH 4 - 3g/L - 2h 91,11 0,022 0,5 Dentro
CB pH 3 - 4g/L - 4h 92,96 0,019 0,5 del límite
Cu II CN pH 5,5 - 5g/L - 30min 97,10 0,010 1,0 permisible
CB pH 5,8 - 3g/L - 30min 69,57 0,032 1,0
*Tabla 9. Límite de Descarga a un cuerpo de agua dulce. Anexo 1 del libro VI de TULSMAN
Estudio de la cinética
Los parámetros y ajustes de los mo-
delos cinéticos utilizados se muestran
en la Tabla 5 y Figura 7, donde el mo-
delo cinético de Elovich se ajusta
mejor a los datos experimentales de
Cr(VI) en ambas cáscaras, mientras
que el Cu(II), se interpretó mejor en
el modelo cinético pseudo segundo
orden linealizado. (Tabla 6).
Tabla 5. Cinética pseudo primer orden, pseudo segundo orden y Elovich
Pseudo primer orden (PPO) Pseudo segundo orden (PSO) Elovich
Adsorbato Adsorbente qe K1 R2 qe K2 R2 α β R2
Cr (VI) CN 0,0775 0,1790 0,9794 0,0799 5,3333 0,9917 2389,2481 231,0721 0,9925
CB 0,0579 0,1740 0,9674 0,0596 6,4313 0,9867 1116,7298 304,9730 0,9949
Cu (II) CN 0,0118 7,5046 0,9649 0,0118 4,04x1043 0,9649 9,49x1037 8561,2180 0,9564
CB 0,0132 10,8375 0,8017 0,0132 4,42x1042 0,8017 5,06x1044 8787,3412 0,7819
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InfoANALÍTICA 10(2)
Julio 2022
Tabla 6. Modelos cinéticos linealizados para Cu(II)
Adsorbente CN CB
R2 qe k2 R2 qe k2
PPO Lineal 0,4052 —- —- 0,5610 —- —-
PSO Lineal 0,9989 0,0113 -45,9670 0,9964 0,0112 -15,3346
Elovich Lineal 0,2187 —- —- 0,5809 —- —-
Figura 7. Cinética de pseudo primer orden, pseudo segundo orden
y Elovich en la adsorción de metales con CN y CB
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Caracterización de los bioadsorbentes
En la Tabla 1 se observa la caracteri-
zación obtenida de ambas cáscaras,
donde el porcentaje de cenizas para
la CN y CB se asemeja a los estudios
de Rincón et al., (2005) y Monsalve,
Medina & Ruiz (2006) respectiva-
mente, siendo resultados favorables
ya que los porcentajes de cenizas
altos no resultan efectivos para la
bioadsorción pues la presencia de
impurezas interfiere en dicho pro-
ceso.
De la misma forma, el porcentaje de
humedad de la CN y CB comparadas
con otras investigaciones (Martínez et
al., 2017; Tómala et al., 2009) se en-
cuentran dentro de los rangos norma-
les. Este parámetro es un factor
fundamental ya que al existir un bajo
contenido de este se favorecen los
procesos de bioadsorción, puesto
que se conserva bien el material en
el tiempo y se facilita la obtención de
partículas más finas y homogéneas.
Además, valores altos de humedad
pueden presentar crecimiento bacte-
riano y formación de aglomerados
(Cardona, Cabaña & Zepeda, 2013).
Análisis de infrarrojo
En la Figura 3 correspondiente a la
CN se aprecian los espectros infrarro-
jos antes y después del proceso de
adsorción. Antes del tratamiento, los
picos comprendidos en torno a
3261,51 cm-1 corresponden a la vi-
bración de estiramiento de los enla-
ces O-H de alcoholes, fenoles y
ácidos carboxílicos presentes en la
pectina, celulosa, hemicelulosa y lig-
nina, es por esto que poseen grupos
hidroxilo libres en la superficie del
adsorbente (Gnanasambandam &
Proctor, 2000). En los picos 2980,12
y 2911,50 cm-1 aparecen bandas li-
gadas al enlace de estiramiento C-H
de grupos metilo, metileno y grupos
metoxi. Los picos de 1738,51 a
1605,93 cm-1 revelan la presencia de
los grupos éster carbonilo C=O pre-
sentes en los grupos carboxilo (-
COOH, -COOCH3) de la pectina,
hemicelulosa y lignina (Romero,
2013) y C=C debido a la presencia de
benceno o anillos aromáticos presen-
tes en la lignina (Feng, Guo, & Liang,
2009). Los picos entre 1400 y 1200
cm-1 pueden deberse al estiramiento
simétrico de -COO de la pectina. El
DISCUSIÓN
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InfoANALÍTICA 10(2)
Julio 2022
pico alrededor de 1050,05 cm–1 co-
rresponde a la vibración de estira-
miento de enlaces C-OH de
alcoholes y ácidos carboxílicos (Guo
et al., 2010).
Al comparar los espectros antes y
después del proceso de adsorción, se
visualiza que los picos después del
tratamiento muestran un aumento en
la intensidad de las bandas a excep-
ción del pico comprendido en los en-
laces C-H que aparecen entre la
región 2850 a 3000 cm–1. Además,
existió un cambio en los picos corres-
pondiente a la vibración C=C, lo que
indica variación en la energía de
unión del grupo funcional y, por
ende, se confirma la participación de
grupos ácidos carboxílicos en la
unión de iones de Cr(VI) y los grupos
funcionales hidroxilo y carbonilo en
la unión de Cu(II), resultados que se
asemejan a la investigación de Tejada
et al., (2015) & Tejada et al., (2017).
En el caso de la CB sin tratar mos-
trada en la Figura 4, el pico ancho
dado en 3267,37 cm–1 corresponde a
las vibraciones O-H, debido al esti-
ramiento de alcoholes, fenoles y áci-
dos carboxílicos presentes en la
pectina, celulosa y lignina, estable-
ciendo hidroxilos libres (Castro,
2015). El pico que se observa en
1585,68 cm–1 con vibraciones de fle-
xión e intensidad media corresponde
a N-H de las aminas primarias. El
pico alrededor de 2910,53 cm-1 se les
da a las vibraciones C-H de grupos
metoxi, mientras que el pico obser-
vado en 1729,35 cm–1 pertenece al
estiramiento carbonilo C=O que
puede ser por las vibraciones de los
grupos carboxilos de la pectina y la
lignina. Los picos dados entre
1582,30 cm–1 pueden relacionarse
con las vibraciones del anillo aromá-
tico de la lignina, y los picos entre
1374,99 y 1240,96 cm–1 se atribuyen
a la flexión C-H asociados con la ce-
lulosa y hemicelulosa. Por último,
los picos alrededor de 1027,87 cm–1
pertenecen al estiramiento de enla-
ces C-O (Moron, 2018).
Comparando los espectros dados con
las mejores adsorciones, donde existe
pequeñas desviaciones en las fre-
cuencias de bandas, se puede decir
que los picos correspondientes a las
vibraciones C=O de los grupos car-
boxílicos, además de otros grupos
funcionales como los hidroxilos y las
aminas, se involucran en el meca-
nismo de unión de los metales Cr(VI)
y Cu(II).
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UTILIZANDO CÁSCARAS DE NARANJA Y BANANO COMO BIOADSORBENTE
Moreira et al., 37–63
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Caracterización del agua residual
En la Tabla 2 se visualiza que el pH
se encuentra dentro del rango esta-
blecido de una composición propia
del agua residual, en tanto que los
TDS poseen una contaminación de
media a fuerte. El DBO5se ubica en
un alto grado de contaminación, sin
embargo, en la Tabla 3, después de
aplicar los bioadsorbentes, los valo-
res disminuyen debido a que la CN y
CB actúan como floculantes orgáni-
cos naturales por su contenido de po-
lisacáridos y derivados de la celulosa
según investigaciones de Mendoza &
Santana (2021), y en particular, la CN
obtuvo valores más bajo debido a
que ésta acidifica la mezcla e incre-
menta la formación de flóculos aglo-
merados en una fase liviana según el
estudio de Campo et al., (2018). Los
otros parámetros mostrados en la
Tabla 2 no poseen límites según la
normativa evaluada, puesto que va-
rían según la ubicación, hora y clima.
Ensayos de bioadsorción
Efecto del pH
El pH es una de las variables más im-
portantes en la adsorción de iones
metálicos presentes en solución
acuosa, ya que los iones de hidró-
geno son grandes competidores de
adsorbatos e intervienen en el tipo de
variedad iónica de los metales y en
la ionización de los grupos funciona-
les superficiales. Dentro de la inves-
tigación, los pH para ambas cáscaras
fueron elegidos basándose en el dia-
grama de distribución de especies (Fi-
gura 2) y el punto de carga cero (CN:
Pzc: 4,80) y (CB: Pzc 5,7) (Figura 5),
lo cual demuestra que, en condicio-
nes de pH de la disolución inferior al
punto neutro del material, la superfi-
cie del adsorbente será cargada posi-
tivamente, facilitando el enlace con
aniones, como en el caso del Cr(VI),
que se encuentra presente como
HCrO4–y Cr2O72–. Por el contrario, si
el pH de la disolución es superior al
punto neutro del material, la carga
superficial del adsorbente es negativa
y favorecerá la unión de cationes,
como el Cu(II).
Efecto de dosis de adsorbente
La concentración del bioadsorbente
influye dentro de la adsorción, ya
que, a dosis altas, la eliminación del
metal se ve afectada por la agrega-
ción parcial entre los sitios de unión
activos disponibles (Anwar et al.,
2010) siendo reflejado en las Figuras
56
InfoANALÍTICA 10(2)
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6a y 6b, donde se observa la máxima
remoción para cada metal que luego
tiende a bajar o mantenerse cons-
tante y esto puede deberse a la poca
disponibilidad de sitios activos.
Efecto del tiempo de contacto
La reacción de bioadsorción de me-
tales pesados normalmente se com-
pleta en un intervalo de tiempo
reducido, alcanzándose el equilibrio
en pocas horas (Sanchis, 2010) como
fue el caso del Cr(VI), pero el Cu(II)
logró un tiempo mucho más corto en
la adsorción, debido a que los iones
metálicos encuentran los sitios de
unión activos vacantes, obteniendo
una adsorción rápida; con el paso del
tiempo, el sitio de unión se vuelve li-
mitado y los sitios superficiales res-
tantes son difíciles de ser ocupados
por iones de cobre debido a la forma-
ción de fuerzas repulsivas entre el
metal en la superficie sólida y la fase
líquida (Srivastava et al., 2006; Achak
et al., 2009). Según la investigación
se deduce que el pH influyó en dis-
posición de iones Cu2+ libres que ya
no pudieron adherirse en la superfi-
cie del material.
Los resultados mostrados en la Tabla
4 evidencian buenos porcentajes de
remoción de las dos cáscaras. En el
caso del Cr(VI), para la CN obtuvo un
porcentaje de remoción de 91,11 %,
siendo mejor que los conseguidos en
la investigación de Pinzón & Cardona
(2010). Para la CB, se logró una remo-
ción del 92,96 %, resultado casi simi-
lar a la investigación de Memon et al.,
(2009). Para el Cu(II) se obtuvo un
porcentaje de remoción del 97,10 %
empleando la CN, superando el resul-
tado obtenido en el estudio de Afolabi
et al., (2021). La CB obtuvo un por-
centaje de remoción de 69,57 %,
siendo bajo comparado con los estu-
dios de Hossain et al., (2012), y esto
se pudo deber a que no se pudo
mantener constante el pH durante el
tiempo de adsorción ya que era muy
inestable en su medición.
Cinética
Al realizar los ajustes de datos expe-
rimentales, se evidencia que para el
metal Cr(VI) en ambas cáscaras el
modelo de Elovich es el que mejor
describe el proceso de adsorción, cri-
terio que coincide con otras investi-
gaciones como la realizada por Te ja-
da et al., (2015). El modelo asume
que la tasa de adsorción de soluto
disminuye exponencialmente a me-
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dida que aumenta la cantidad de so-
luto adsorbido (Kajjumba, et al.,
2018). Mientras que, para la adsor-
ción de Cu(II) se ajusta el modelo de
pseudo segundo orden, representa-
ción similar al modelo obtenido por
Chalco (2018). El modelo PSO asu -
me que la tasa de adsorción de soluto
es proporcional a los sitios disponi-
bles en el adsorbente y la velocidad
de reacción depende de la cantidad
de soluto en la superficie del adsor-
bente (Kajjumba et al., 2018).
CONCLUSIÓN
Se disminuyó el Cr y Cu en aguas re-
siduales utilizando las cáscaras de
naranja y banano como adsorbentes,
logrando buenos resultados en cada
ensayo de bioadsorción. Se obtuvo
un 91,11 % de máxima adsorción
para el Cr(VI) utilizando la CN, a pH
4, en un tiempo de 2 horas y una re-
lación de 3 g/L, mientras que, para la
CB, se consiguió un máximo porcen-
taje de remoción del 92,96 % para
un pH de 3, tiempo de 4 horas y una
relación de 4 g/L. Por el contrario,
para la adsorción de Cu(II) em-
pleando la CN, se consiguió obtener
un porcentaje máximo de remoción
de 97,10 % a un pH de 5,5 en un
tiempo de 30 min y con una concen-
tración de 5 g/L, en tanto que, para la
CB, a pH 5,8 en un tiempo de 30 min
y con una concentración de 3 g/L se
consiguió un 69,57 % de remoción;
a partir de estos resultados se com-
probó que la adsorción de Cr(VI) es
mejor para las dos cáscaras. Sin em-
bargo, el Cu(II) tuvo una excelente re-
moción en la CN, pero en la CB no
tanta debido a que fue más difícil
mantener el predominio del ion me-
tálico.
El modelo de Elovich se describe
mejor para el Cr(VI) en ambas cásca-
ras, mientras que, para la adsorción
de Cu(II) se ajusta el modelo de
pseudo segundo orden.
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InfoANALÍTICA 10(2)
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