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ÍNDICE Tratamiento de aguas residuales a partir de un proceso catalítico. ….………………………… 1-7

Predicción del poder calorífico de residuos sólidos municipales a partir de su análisis próximo.

....…………………….… 8-13

Caracterización de residuo agroindustrial para la generación de energía. ...………...…………… 14-20

Degradación de fenol en presencia de luz ultravioleta y cobre depositado en arcilla como catalizador. ..………………………. 21-26

Eliminación de compuestos aromáticos de efluentes gaseosos mediante la fotocatálisis en presencia de TiO2 soportada. ....…………………….. 27-32

Tratamiento químico de zeolitas naturales para usos bactericidas a través de un portador polimérico. ...……..….…………… 33-40

Caracterización de los jales del distrito minero de Guanajuato para su remediación mediante el uso de biosólidos. ...….……………….…. 41-46

Escalamiento del proceso de eliminación de grasas en aguas residuales municipales. ..…………………….… 47-52

Aplicación del proceso de hidrocarbonización a los a la fracción sólida de RSU y residuos cítricos. ..…………………….… 53-58

Renewable Energy, Biomass & Sustainability Vol 3 (1): 1-7 (2021)

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TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES A PARTIR DE UN PROCESO CATALÍTICO

Rogel-Ramírez. A., Rangel-Granados,Q. Rojas M. M., Flores-Becerril M. Facultad Estudios Superiores Zaragoza U.N.A.M. Batalla 5 de Mayo S/N, esq. Fuerte de

Loreto Col. Ejército de Oriente, CP 09230 México, D.F.

Recibido: 28 de enero 2021, aceptado: 28 de marzo 2021.

Resumen En general el tratamiento de aguas residuales se clasifica en cuatro niveles: tratamientos primarios, secundarios, terciarios y cuaternarios. Cada nivel de tratamiento está dirigido hacia la remoción de contaminantes específicos. Los tratamientos primarios involucran un simple proceso físico que remueve sólidos y aceites suspendidos; los tratamientos secundarios están diseñados para remover material soluble no removido por métodos físicos y los tratamientos terciarios y cuaternarios son usados para mejorar la calidad del efluente removiendo contaminantes específicos que no fueron eliminados durante los tratamientos primarios y secundarios. El propósito de este trabajo, es definir la eficiencia del proceso de oxidación catalítica como alternativa para el tratamiento de las aguas residuales que contienen fenol. En primera instancia, este proceso se seleccionó debido a que este compuesto orgánico tóxico es resistente a la degradación biológica y por degradación química, utilizando como agente oxidante cloro, se generan subproductos que son peligrosos para la vida acuática.

Palabras Clave: Oxidación catalítica, aguas residuales, remoción de fenol.

Abstrac In general, wastewater treatment is classified into four levels: primary, secondary, tertiary and quaternary treatment. Each level of treatment is directed toward the removal of specific pollutants. Primary treatments involve a simple physical process that removes suspended solids and oils; secondary treatments are designed to remove soluble material not removed by physical methods; and tertiary and quaternary treatments are used to improve effluent quality by removing specific pollutants that were not removed during primary and secondary treatments. The purpose of this work is to define the efficiency of the catalytic oxidation process as an alternative for the treatment of wastewater containing phenol. In the first instance, this process was selected because this toxic organic compound is resistant to biological degradation and chemical degradation, using chlorine as the oxidizing agent, generates by-products that are hazardous to aquatic life.

Key words: Catalytic oxidation, wastewater, phenol removal.


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Introducción El agua es el compuesto más importante para la vida y la industria por sus propiedades físicas y químicas y el bajo costo que implica su uso. La falta de tratamiento de las aguas residuales trae consigo la contaminación de ríos, lagos y mares, ya que el agua es empleada en muchas de las fábricas como disolvente o reactante, como generador de fuerza mecánica y/o eléctrica y como medio de transferencia de calor. Las fábricas son generadoras de la mayor parte de las aguas residuales en comparación con las actividades doméstica, agrícola, municipal y sanitaria; además de que desechan gran cantidad de compuestos altamente tóxicos, como el cromo y el mercurio, así como, compuestos orgánicos y derivados de hidrocarburos, cianuro, arsénico y antimonio, entre otros. Aproximadamente el 98% de los residuos peligrosos salen de las fábricas en estado líquido y de éste tan sólo el 1% reciben tratamiento; el resto se arroja al drenaje de las ciudades, sin ningún tipo de tratamiento. Es por ello que el agua residual debe ser sometida a tratamientos por dos razones: 1) Es un recurso no renovable y cuya carencia en la actualidad se manifiesta en zonas áridas que año con año aparecen en diferentes puntos del mundo y la escasez en algunas poblaciones que no pueden desarrollarse debido a la falta de este vital líquido y 2) Disminuir la toxicidad en las aguas residuales a fin de no provocar desequilibrios ecológicos en la flora y fauna de los cuerpos receptores, ya que los niveles de contaminación de ésta han crecido de forma indiscriminada (Vera, 2017).

Existen diversas tecnologías que se emplean para el tratamiento de las aguas residuales. La selección entre una tecnología y otra depende de la procedencia del efluente, ya que éste tendrá determinadas características; esto es, la cantidad y tipo de contaminantes varían de un agua residual a otra. Por ejemplo, si el agua residual: A) Contiene sólidos o gotas de aceite suspendidas, dependiendo del tamaño de éstos pueden emplearse: sedimentación, filtración, coagulación, flotación con aire o coalescencia. B) Contiene contaminantes volátiles se tienen los procesos de evaporación, absorción con carbón activado, extracción líquido-líquido y ósmosis inversa. C) Contiene compuestos inorgánicos y orgánicos disueltos en bajas concentraciones se tienen los procesos de precipitación química, intercambio iónico, oxidación y reducción química, lodos activados, lagunas aireadas, tanque de estabilización, filtros por goteo, reactores de película y degradación anaerobia. D) Contiene compuestos inorgánicos y orgánicos disueltos altamente tóxicos en altas concentraciones, se tienen los procesos de oxidación con aire húmedo, oxidación supercrítica, oxidación química o incineración. E) Contiene metales los cuales se desean recuperar, se tienen los métodos de precipitación química, recuperación electrolítica, intercambio iónico y ósmosis inversa (Chatzisymeon et al., 2010). Para seleccionar la tecnología más apropiada se debe caracterizar el agua residual basándose en sus parámetros orgánicos, físicos y específicos; de tal manera que se tengan identificados y cuantificados cada uno de los compuestos contaminantes. El mayor porcentaje de las aguas residuales es originado durante procesos industriales químicos conteniendo altas concentraciones de compuestos orgánicos, los cuales son difíciles de oxidar biológicamente; un ejemplo de estos compuestos son los compuestos fenólicos. La oxidación catalítica en fase líquida tiene una gran importancia dentro del campo del tratamiento de las aguas residuales, debido a que es un método muy eficaz (remociones superiores al 99%) para la eliminación de compuestos orgánicos no-volátiles extremadamente tóxicos que no pueden ser eliminados utilizando métodos convencionales y que se encuentran presentes en la corriente residual en grandes concentraciones. La clave en este tipo de procesos, consiste en la selección del catalizador, el cual debe garantizar el mayor grado de oxidación del compuesto a eliminar


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(Vera, 2017).

Mediante la oxidación catalítica, los compuestos tóxicos son degradados a compuestos que pueden ser eliminados de la corriente residual mediante otros mecanismos más sencillos tales como: filtración, sedimentación, intercambio iónico, coagulación, entre otros. Los métodos utilizados con mayor frecuencia para la degradación de compuestos tóxicos o desfenolización de las aguas residuales industriales son: Extracción con solvente; Degradación microbial; Adsorción sobre carbón activado; Oxidación química: a) Autoxidación, b) Oxidación catalítica y oxidación supercrítica y tratamientos térmicos (Chatzisymeon et al., 2010).

Algunos de estos métodos, aunque efectivos y útiles presentan serias desventajas en comparación con la oxidación catalítica, tales como: bajos niveles de degradación del compuesto tóxico, formación de compuestos peligrosos, aplicables sólo en un determinado rango de concentraciones del compuesto tóxico, periodos bastante prolongados para que ocurra la degradación, compuestos tóxicos resistentes a la degradación microbiana y altos costos de operación y mantenimiento. De aquí que resulte indispensable resaltar la importancia de la oxidación catalítica, como una alternativa para el tratamiento de aguas residuales que contienen compuestos difíciles de eliminar y que es necesario degradarlos por su alta toxicidad para evitar daños al medio ambiente (Belhateche, 1995). El compuesto elegido para su estudio dentro de este trabajo fue el fenol, ya que la ingestión de este compuesto en poca cantidad produce náuseas, vómitos, colapsos circulatorios, parálisis, convulsiones, coma, orina de color verde difuso y necrosis bucal. La dosis mortal para un adulto varía de 8 a 15 gramos, pero se han producido fallecimientos incluso con 1.5 g; la muerte sobreviene por asfixia o por colapso cardiaco. El envenenamiento puede producirse incluso por adsorción dérmica. Los compuestos fenólicos provocan color y sabor aún en pequeñas concentraciones (0.0005-0.001 mg/L), y cuando las aguas son desinfectadas con cloro. El rango de toxicidad del fenol para los peces de río o mar y vida acuática menor se ha encontrado que es de 0.10 a 50 mg/L, por lo cual es considerado como un residuo altamente tóxico tanto para el hombre como para la vida acuática y resulta indispensable aplicar un tratamiento al agua residual en cuestión a fin de eliminar el fenol en el mayor porcentaje posible (Chatzisymeon et al., 2010). Otro punto importante, es el hecho de que el fenol es un compuesto empleado en la manufactura de: resinas, colorantes, hormonas vegetales, herbicidas, agentes sintéticos curtientes, materiales fotográficos y perfumes. En el presente trabajo se analizaron los tres catalizadores sólidos: CAT-1; con 42% de CuO, 47% de ZnO y 10% de Al2O3; CAT-2, con 55% de CuO y 45% de Al2O3 y CAT -3, con 4% de CuO, 2% de Mn, 1% de La y 93% de ZnAl2O4. Habiendo seleccionado al de mayor actividad catalítica mediante el análisis de la Figura 1.

Figura 1. Actividad de los catalizadores considerados.

CONCENTRACION DE FENOL ENEL SISTEMA 1.

2

1.0

0.8

0.2

20

40

60

80

100

120

140

160

TIEMPO(min)

CAT-2

CAT-3

CAT-1


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El catalizador que ofrece una mayor actividad para el proceso de la oxidación catalítica del fenol, identificado como CAT-1. Acerca de su estabilidad se sabe que es alta, a pesar de que su vida es corta, por ejemplo: la vida del ciclo del catalizador analizado es de dos batch (0.4 L de agua/g catalizador.). La actividad del CAT-1 varía en función de la temperatura de reacción y presión parcial de oxígeno. Conforme aumenta la temperatura de reacción del proceso a presión parcial de oxígeno, se incrementa la actividad del catalizador Figura 2.

Figura 2. Concentración residual de fenol en función del tiempo a diferentes temperaturas de reacción.

De igual manera podemos observar que para una misma temperatura a altas presiones parciales de oxígeno aumenta la actividad del catalizador CAT-1, según se muestra en la Figura 3. El polímero producido durante la oxidación catalítica del fenol desactiva reversiblemente alcatalizador, al depositarse en la superficie de este; sin embargo, el catalizador puede serregenerado fácilmente por calentamiento.

Figura 3. Concentración residual de fenol en función del tiempo a diferentes presiones parciales de O2 (bar)


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Metodología El proceso de oxidación catalítica del fenol consiste en colocar en un reactor tipo batch (intermitente) con agitación mecánica, el agua residual a tratar. Posteriormente, se adiciona la cantidad de catalizador fresco necesaria. Cuando se alcanzan las condiciones de temperatura y presión específicas del proceso se comienza la inyección de aire. Las condiciones de operación para el caso analizado son: Temperatura 130°C; PºO 2= 5.6 bar; Ptotal= 13.1bar; N = 1,000rpm; flujo de aire 1L/min; pH=5.5 – 7.5. a estas condiciones la oxidación del 99.88 % del fenol, se lleva a cabo en un tiempo aproximado de 50 minutos (Díaz-Uribe et al., 2015). Un esquema propuesto para el tratamiento de las aguas residuales provenientes de la industria de los plaguicidas, antes de aplicar un tratamiento de oxidación catalítica se muestra en la Figura 4. Para efecto de este estudio, los balances de materia y energía, se realizaron únicamente para el reactor en donde se lleva a cabo la oxidación catalítica (Ver Figura 5).

Figura 4. Propuesta para el tratamiento de las aguas residuales Proveniente de la industria de los plaguicidas.

Si

No

Si

Agua Tratada

Eliminación de Sólidos

Adicionar HCl, H2SO4 o CO2

si pH > 9.0

Adicionar Mg(OH)2, Ca(OH)2 o

Cal si pH < 6.0

Tanque de Uniformización de

Concentración

Agua Residual con Baja

Concentración de Desechos

Agua Residual con Alta

Concentración de Desechos

Eliminación de

Compuestos Tóxicos

Eliminación de

Compuestos

Orgánicos Volátiles

Eliminación de Sólidos

Remoción de Grasas y Aceites

Neutralizador


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Figura 5. Esquema del reactor intermitente en el que se lleva a cabo la oxidación catalítica del fenol.

Resultados y discusión Con base a la revisión bibliográfica realizada se recomienda realizar más trabajos experimentales a nivel laboratorio a fin de poder estudiar con mayor detalle los siguientes puntos: 1) Realizar un seguimiento por etapas del mecanismo de la reacción identificando los compuestos intermediarios. 2) Estudiar el catalizador empleado: geometría, área superficial, volumen de poro, dispersión metálica, resistencia a la fractura, estabilidad, selectividad y métodos de regeneración. 3) Realizar corridas a otras condiciones de operación, analizando la influencia de la concentración inicial del fenol, presión parcial de oxígeno, y presión total del sistema. 4) Extrapolar el análisis a otros contaminantes como: clorofenoles, nitrofenoles, ácido acético y fórmico entre otros. 5) Determinar experimentalmente la cinética de reacción y obtener el modelo cinético correspondiente. 6) Hacer estudios en otros tipos de reactores; por ejemplo, en un reactor de lecho empacado. Analizar sus ventajas y desventajas respecto al caso analizado en el presente trabajo. 7) Estudiar la influencia de la concentración del catalizador, dado que se informa que esta si afecta el valor de la constante de velocidad de reacción.

Conclusiones Con base al análisis de la información obtenida durante el proceso de investigación del presente trabajo, se obtuvieron las siguientes conclusiones: 1) El campo de aplicación del proceso de oxidación catalítica para el tratamiento de las aguas residuales es muy amplio, dado que la mayoría de los efluentes industriales contienen compuestos orgánicos (llamados también refractarios) los cuales no pueden ser tratados mediante otras técnicas, ya sea por sus altas concentraciones en el flujo residual o por sus resistencia a la biodegradación. Mediante la oxidación catalítica pueden tratarse aguas residuales provenientes de: Química básica; Petroquímica básica; Petroquímica secundaria; Resinas sintéticas; Hules sintéticos; Adhesivos; Plaguicidas; Fertilizantes; Colorantes y pigmentos; Jabones y detergentes; Fármaco-química; Farmacéutica; Galvanoplastia. 2) La oxidación catalítica es la mejor alternativa para el tratamiento de las aguas contaminadas con compuestos refractarios ya que


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en comparación con los tratamientos térmicos (oxidación con aire húmedo, oxidación supercrítica e incineración) las condiciones de operación (temperatura y presión) son menores (proceso menos severo), los costos de energía disminuyen y se logran remociones cercanas al 100%. 3) El mejor agente oxidante para los tratamientos de oxidación catalítica es el oxígeno debido a que no hay formación de compuestos tóxicos y los tiempos de oxidación son menores. La cantidad requerida de oxígeno para lograr la oxidación es pequeña y al tomarse del ambiente no implica un costo alto. 4) El catalizador más efectivo para la oxidación catalítica del fenol es el denominado CAT-1, ya que presenta una mayor actividad, la cual se manifiesta en un tiempo de oxidación menor. 5) Todas las reacciones de oxidación son exotérmicas en mayor o en menor grado. Del balance de energía de la reacción estudiada se obtuvo que la cantidadde energía calorífica liberada es de 3,022.8966 cal/mol, energía que puede ser utilizada parasustentar parte de la energía requerida por el proceso; por ejemplo, empleándola paraprecalentar la alimentación al reactor. 6) De forma general, se reporta que el orden de reacciónde las oxidaciones catalíticas de los compuestos refractarios es de uno, a diferencia de esto,en el presente trabajo se obtuvo que el orden de la reacción es de cero. Ya que el modelocinético correspondiente a primer orden únicamente representa el 50% de los puntos obtenidosmediante experimentación, contrariamente el modelo cinético de orden cero ajusta al 73% dedichos puntos. Las incongruencias entre la información bibliográfica y los resultados de estainvestigación pueden deberse factores como: a) El uso de correlaciones matemáticas, para laobtención de las cantidades de fenol degradadas a diferentes intervalos de tiempo a partir dedatos experimentales de trabajos anteriores a una diferente concentración inicial a la aquíestudiada. b) Los puntos del caso base se leyeron de gráficas, las cuales al tener escalas muycerradas aportan un mayor porcentaje de error. c) El efecto de la concentración del catalizadoren el sistema, la cual no pudo evaluarse para el caso estudiado. d) El porcentaje de error delos resultados experimentales debidos a la calibración y precisión del equipo empleado, asícomo el factor humano que todo ello involucra.

Referencias

Belhateche, D. H. (1995). Choose appropriate wastewater treatment technologies. Chemical engineering progress, 91(8).

Chatzisymeon, E., Fierro, S., Karafyllis, I., Mantzavinos, D., Kalogerakis, N., & Katsaounis, A. (2010). Anodic oxidation of phenol on Ti/IrO2 electrode: Experimental studies. Catalysis Today, 151(1-2), 185-189.

Diaz-Uribe, C. E., Vallejo, W., Reales, Y., & Correa, P. (2015). Degradación de fenol por proceso Haber-Weiss fotoinducido por luz visible con tetracarboxifenilporfirina de cobre (II) anclada al dióxido de titanio. Prospectiva, 13(2), 47-53.

Vera, I. G. C. (2017). Diseño e implementación de un sistema de tratamiento de Aguas residuales. Dominio de las Ciencias, 3(1), 536-560.


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PREDICCIÓN DEL PODER CALORÍFICO DE RESIDUOS SÓLIDOS MUNICIPALES A PARTIR DE SU ANÁLISIS PRÓXIMO

Rogel R. A., Flores B. M., Rangel G. JB., Ortiz R. M. Carrera de Ingeniería Química

Facultad Estudios Superiores Zaragoza –U.N.A.M. Batalla 5 de Mayo S/N, Esq. Fuerte de Loreto Col. Ejército de Oriente, C. P.: 09230, México, D. F.

Teléfono: (55) 56230731 FAX: (55) 57736331 [email protected]

Resumen

Se han utilizado varios métodos para determinar el poder calorífico de combustibles sólidos como carbón, biomasa y residuos municipales sólidos biomásicos (RMSB) tanto por experimentación utilizando una bomba calorimétrica o mediante modelos matemáticos basados en sus composiciones. En este trabajo se propone una forma diferente de desarrollar un modelo para predecir el poder calorífico de los RMSB a partir de datos de su análisis próximo. Se usó un gran número de muestras de mezclas de cáscaras de vegetales y frutas, así como de diferentes alimentos. Se propone un modelo basado en los análisis próximos de estas mezclas. El mejor modelo tiene un coeficiente de determinación de 0.92 para la regresión de poder calorífico como función del contenido de material volátil (V) y carbón fijo (C) de la muestra. Los poderes caloríficos predichos por el modelo son congruentes con los obtenidos experimentalmente. La aplicación del modelo es para residuos municipales sólidos biomásicos con contenido de cenizas hasta de un 55%.

Palabras clave: poder calorífico, residuos sólidos municipales, modelos matemáticos.

Abstract

There have been various methods used for determining a heating value of solid fuel such as coal, biomass and municipal solid waste (MSW) either by experiment using a bomb calorimeter or by modelling based on its compositions. This work proposes another aspect in developing models to predict the heating value of mixture of municipal solid waste from its proximate analyses data. The extensive number of samples was made mixing in different proportions vegetables and fruits husks and different meals, as an approximation to the municipal solid waste compositions. Based upon proximate analyses, the model was proposed. The best result shows coefficient of determination (R2) of 0.92 for the model based on the proximate analyses. The


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heating values obtained from the model were in good agreement with that attained by experiment. The application of the selected model was appreciable for the municipal solid waste with ash content up 55% (db).

Key words: heating power, municipal solid waste, mathematical models.

Introducción El análisis próximo y el análisis último de los materiales biomásicos son necesarios para su uso eficiente y limpio, mientras que el poder calorífico determina el contenido de energía de estos materiales. Hay una gran variedad de correlaciones para determinar el poder calorífico de la biomasa a partir de su análisis último, y su forma generalizada es muy útil para modelar el comportamiento térmico del gasificador, pero requiere de equipo especializado y costoso. Tomando en cuenta esto, se propone una correlación para determinar el poder calorífico de los residuos municipales sólidos biomásicos a partir de un análisis próximo, que solo requiere una balanza, un horno y personal ligeramente entrenado (Alameda Power & Telecom, 2004).

El poder calorífico de los materiales, sólidos, líquidos o gases puede determinarse experimentalmente en una bomba calorimétrica o calcularse a partir de su composición o algunas propiedades utilizando un modelo matemático (Hernández-Acero y García Ballesteros, 2021). Se han propuesto varios modelos para predecir el valor calorífico de muchos tipos de materiales de composiciones muy diversas (Changdong y Azevedo, 2005). El objetivo de este trabajo es desarrollar correlaciones entre el valor calorífico y las características (análisis próximo o análisis último) de diferentes residuos de verduras, frutas y comida, comunes en la Ciudad deMéxico.

A parte del método experimental, hay tres tipos de modelos que son utilizados normalmente para calcular los valores caloríficos, basados en los siguientes análisis: Composición química, Análisis Próximo y Análisis Último.

Los primeros dos análisis son comunes cuando se manejan residuos municipales y materiales lignocelulósicos o biomasa, mientras que el análisis último se utiliza mayormente para combustibles líquidos y carbones (Puchong et al., 2005). El análisis próximo involucra típicamente la determinación de contenidos de humedad, material volátil, carbón fijo y cenizas, mientras que el análisis último incluye un análisis de los contenidos de carbón, oxígeno, hidrógeno, nitrógeno y azufre. La Tabla 1 muestra las correlaciones más comunes para determinar el poder calorífico de materiales carbonosos.


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Tabla 1. Correlaciones para predicción de Poder calorífico de materiales Biomásicos. Ecuación Aplicación Base Referencia

Modelos Basados en el Análisis próximo PCS = aF + b Biomasa seca Demirbas, 1997 PCS = aV + b RMS seca Kathiravale et

al., 2003 PCS = aV + bF Biomasa seca Cordero et al.

2001 PCS = a(V + F) + b Biomasa seca Cordero et al.

2001 PCS = aV + bF + c RSM seca Kathiravale et

al., 2003 PCS = a(V + F) - bM RSM Secado al

aire Abu-Qudais y Abu-Qudais,

2000 PCS = aV + bF - cM RSM Secado al


2000 PCS = aV + bF – cM + d RSM Secado al


2000 Modelos basados en el Análisis Último PCS = aC + b Biomasa seca Channiwala y

Parikh, 2002 PCS = aC + bH + cO Biomasa seca Zanzi et al.,

2002 PCS = aC + bH + cO + d Biomasa seca Cordero et al.

2001 PCS = aC + bH + cO + dN + e RSM seca Kathiravale et

al., 2003 PCS = aC + bH + cN + dS + eO + f Biomasa seca Cordero et al.

2001 PCS = (33.5C + 142,3H – 15,4O – 14,5N)/100 Biomasa seca Demirbas, 1997

Metodología Los RMSB se suponen constituidos por cáscaras de verduras, cáscaras de frutas y residuos de alimentos. Se preparan mezclas, en diferentes proporciones de estos componentes. Las muestras sólidas se oxidan con mayor rapidez en la bomba de oxígeno cuando su tamaño de partícula es de malla 60 o menor. El tamaño de partícula es importante porque afecta la rapidez de combustión; partículas grandes pueden no quemarse con la rapidez adecuada y las partículas pequeñas pueden ser arrojadas fuera de la cápsula por la turbulencia de los gases durante la combustión rápida.


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Las características de los residuos municipales sólidos biomásicos fueron determinadas de acuerdo con ASTM D3172-89. Este estándar indica como realizar el análisis próximo del RSMB; es decir, determinación de contenidos de humedad, material volátil, carbón fijo y cenizas. Los poderes caloríficos fueron determinados de acuerdo con el estándar ASTM D2015.

El poder calorífico expresa cuanta energía se desprende de la combustión de una cantidad determinada de combustible, por ejemplo en Joules/kilogramo. El poder calorífico superior incluye el calor obtenido por la condensación del vapor de agua producido en la combustión. Un poder calorífico inferior no incluye este calor.

Determinación Experimental del Poder Calorífico Inferior (PCI)

Se pesa la muestra de RMSB, molidos a tamaños menores de 200 micrómetros, entre 0.8-1.2 g y se vierte en la cápsula de la bomba de combustión de oxígeno (Parr 1108), la cual se encuentra en un baño de agua de masa conocida. Luego, se agita durante 5 minutos para que alcance el equilibrio, antes de efectuar la corrida. Al final de este periodo se empieza a contar el tiempo se lee la temperatura con variaciones de 1/10 de grado, a intervalos de 1 minuto durante 5 minutos. Al inicio del sexto minuto se oprime el botón de ignición y se mantiene presionado durante 5 segundos, hasta que la luz del piloto se apague (Figura 1).

Figura 1. Bomba calorimétrica.

Se realizó un análisis de regresión lineal a los datos experimentales, después de minimizar los efectos de heteroscedasticidad, multicoinealidad y autocorrelación, utilizando el modelo de mínimos cuadrados.

Utilizando criterios de la varianza mínima y de coeficiente de determinación mayor se encontró la curva de ajuste, más apropiada.


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Resultados La Tabla 2 Muestra los resultados obtenidos para el análisis próximo de diferentes residuos municipales sólidos biomásicos. Como el poder calorífico de un material depende del contenido de carbono, oxígeno e hidrógeno, principalmente, se utilizaron los datos de material volátil (V) y Carbón fijo (CF), para realizar el análisis de regresión.

Los valores del contenido de material volátil se encuentran en el intervalo de 22.5-69.3 en por ciento en masa para las cáscaras de frutas y de 27.88-61.8 para las cáscaras de verduras. De forma similar, el contenido de carbón fijo está en el intervalo de 7.0-23.41 para los residuos de frutas y de 8.26-24.35 para desperdicios de verduras.

Los valores del poder calorífico de los diferentes materiales analizados, se encuentran en el intervalo de 6-18 MJ/kg de material seco y la correlación más adecuada es:

LHV = -0.27V + 1.388C

Donde V = material volátil, en % en masa; C = carbón fijo, en % másico y LHV= poder calorífico, MJ/kg.

Tabla 2. Análisis Próximo de Residuos Municipales Sólidos Biomásicos. Residuos Volátiles

% en peso Carbón F. % en peso

Cenizas % en peso

Cáscaras de Frutas Granada 46.60 22.02 31.37 Mandarina 30.00 21.11 48.88 Mango 69.30 7.04 23.66 Manzana 45.15 19.38 35.46 Melón 46.78 7.18 47.04 Naranja 35.00 23.41 41.65 Piña 22.5 22.3 55.15 Plátano 59.76 11.30 28.93 Sandía 55.98 7.02 37.00 Toronja 25.97 18.22 55.8 Tuna 47.72 4.45 47.82

Cáscaras de verduras Aguacate 27.88 19.76 52.35 Papa 61.8 8.28 30.02 Pepino 26.06 24.35 58.11 Zanahoria 41.67 8.26 50.06 Comida 18-20 15-18 60.65


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Conclusiones A partir de la gasificación de residuos municipales sólidos biomásicos se obtiene un gas combustible con un poder calorífico entre 3-5 MJ/Nm3 de gas de síntesis producido, adecuado para ser alimentado a un motor de combustión interna y producir energía eléctrica.

La correlación presentada permite la predicción del poder calorífico de mezclas de residuos municipales, con un error absoluto de menos del 10%.

Referencias

Abu-Qudais M, Abu-Qudais HA. (2000). Energy Conversión Management; 41: 1609. Alameda Power & Telecom. (2004). Investigation into Municipal Solid Waste gasification for

Power generation. Changdong S., Azevedo, J.L.T. (2005). Estimating the higher heating value of biomass fuels

from basic analysis data. Biomass and Bioenergy, Volume 28, Issue 5,, pages: 499-507. Channiwala SA, Parikh PP. (2002) Fuel; 81: 1051. Cordero T, Márquez F, Rodríguez- Mirasol J, Rodríguez JJ. (2001). Fuel; 80: 1567. Demirbas A. (1997). Fuel, 76(5): 431. Hernández-Acero, F.A., García Ballesteros, N.A. (2021). Evaluación del poder calorífico de

pellets fabricados con biomasa residual del sector cacaotero, aprovechando la energía liberada en un horno quemador, para el calentamiento de aire usado en el secado de almendras de cacao, aplicando mecanismos de transferencia de calor. Universidades Tecnológicas de Santander.

Kathiravale S, Yunus MNM, Sopian K, Samsudin AH, Rahman RA. (2003). Fuel, 82:1119. Puchong Thikhuntod, Vissanu Meeyoo, Pramoch Rangsunvigit, Boonyarach Kitiyanan, Kitipat

Siemanond, Thirasak Rirksomboon. (2005). Predicting the heating value of sewage sludges in Thailand from proximate and ultimate analyses. FUEL, vol 84, issues 7-8, 849-857.

Zanzi R, Sjostrom K, Bjornborm E. (2002). Biomass & Bioenergy, 23: 357.


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CARACTERIZACIÓN DE RESIDUO AGROINDUSTRIAL PARA LA GENERACIÓN DE ENERGÍA

Pliego-Bravo Y., A. Cabrera-Gómez A., Cortés-Ochoa M. A., Morales-González A.

Tecnológico Nacional de México/Instituto Tecnológico de Orizaba. Oriente 9 No. 852, Colonia E. Zapata. Orizaba, Ver. México Cp 94320

[email protected]

Recibido: 10 de marzo 2021. Aceptado: 3 de mayo 2021

Resumen

El poder calorífico de la biomasa depende mucho del tipo de biomasa considerada y de su humedad. En el proceso de elaboración de cerveza se generan una serie de subproductos. Entre ellos, el afrecho, producción específica en sustancia seca de 4 kg/hL de cerveza. El afrecho se utiliza principalmente como forraje. El contenido de humedad del afrecho fresco, normalmente es del 75 al 80%, desde el punto de vista económico, impide su aprovechamiento térmico directo. El objetivo de este trabajo es aprovechar el potencial calorífico del residuo lignocelulósico de origen agroindustrial, como fuente alternativa de energía. La metodología desarrollada fue: Reducción de tamaño del material para tener mayor superficie de contacto durante el análisis. El análisis del afrecho consistió en la caracterización física y térmica, se replicó cada muestra por triplicado, realizando los siguientes análisis: humedad, cenizas, carbón fijo. El análisis térmico determinado por dos procedimientos: calorímetro diferencial de barrido (DSC) y termobalanza. Los resultados obtenidos permiten ver que los residuales en cenizas son de alrededor del 1%, lo cual es muy conveniente para este tipo de aprovechamiento energético propuesto, la gasificación. De la caracterización térmica mediante DSC (calorimetría diferencial de barrido) en la primera parte se observa que es un material apropiado para generar energía. Así como la identificación de las temperaturas a las que se efectúa la descomposición de la materia orgánica (celulosa, lignina y hemicelulosa).

Palabras clave: afrecho, energía alterna, gasificación.

Abstract

The calorific value of biomass depends very much on the type of biomass considered and its moisture content. In the brewing process, it generates a series of by-products. Among them, the spent grains, specific production in dry substance of 4 kg/hL of beer. The spent grains are mainly used as fodder. The moisture content of fresh spent grains, normally between 75 and 80%,


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prevents its direct thermal utilization from an economic point of view. The objective of this work is to take advantage of the calorific potential of the lignocellulosic residue of agroindustrial origin, as an alternative source of energy. The methodology developed was: Reduction of the size of the material in order to have a larger contact surface during the analysis. The analysis of the bran consisted of physical and thermal characterization, each sample was replicated in triplicate, performing the following analyses: moisture, ash, fixed carbon. The thermal analysis was determined by two procedures: differential scanning calorimeter (DSC) and thermobalance. The results obtained show that the ash residuals are around 1%, which is very suitable for this type of proposed energy use, gasification. From the thermal characterization by DSC (differential scanning calorimetry) in the first part, it is observed that it is an appropriate material to generate energy. As well as the identification of the temperatures at which the decomposition of organic matter (cellulose, lignin and hemicellulose) takes place.

Key words: bran, alternative energy, gasification, gasification

Introducción La biomasa como fuente renovable de energía Biomasa. En la actualidad se ha aceptado este término para denominar al grupo de productos energéticos y materias primas de tipo renovable que se originan a partir de la materia orgánica formada por vía biológica. Quedan, por tanto, fuera de este concepto los combustibles fósiles o los productos orgánicos derivados de ellos, aunque también tuvieron un origen biológico en épocas remotas. El término biomasa se utiliza también en el campo de la ecología para designar a la materia orgánica total presente en un ecosistema determinado.

En México, el aprovechamiento de la biomasa mediante procesos de combustión está limitada al empleo del bagazo de caña, para producir vapor en la industria azucarera. Existe una experiencia limitada en el uso de calderas para producción de electricidad mediante el uso de residuos forestales, principalmente en Durango y Chihuahua. Hasta febrero del 2015 la generación de energía eléctrica correspondiente a este tipo de tecnología fue de 313 GWeh/año, empleándose como combustible el bagazo de caña.

La biomasa residual conformada por residuos de carácter orgánico dispone de un gran potencial para la generación de energía. Se puede producir de manera espontánea en la naturaleza o como consecuencia de la actividad del hombre, agrícola, forestal e industrial.

Transformación de la biomasa

La producción inicial de biomasa en la biósfera se realiza por medio del proceso fotosintético mediante el cual los vegetales son capaces de captar energía solar y almacenarla en los enlaces de las moléculas orgánicas que forman su biomasa.

CO2 + 2H2O ([CH2O] + H2O) + O2 (1)


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El poder calorífico de la biomasa depende mucho del tipo de biomasa considerada y de su humedad. Así normalmente estos valores de poder calorífico de la biomasa se pueden dar en base seca o en base húmeda. En general se puede considerar que el poder calorífico de la biomasa puede oscilar entre los 3000– 3500 kcal/kg para los residuos lignocelulósicos, los 2000 – 2500 kcal/kg para los residuos urbanos y finalmente los 10000 kcal/kg para los combustibles líquidos provenientes de cultivos energéticos (Yang et al., 2016).

GasificaciónBajo la denominación de gasificación se recogen todos aquellos procesos que llevan implícita una combustión en condiciones de defecto de oxígeno, con producción de monóxido y dióxido de carbono, hidrógeno y metano, en proporciones diversas según la composición de la materia prima y las condiciones del proceso. Atendiendo al agente gasificante el proceso de gasificación con aire, es el que, presenta un mayor interés económico y social. En este proceso, el oxígeno del aire quema parcialmente el residuo carbonoso procedente de la pirólisis (proceso simultáneo al de gasificación), y se genera el calor necesario para el proceso. Al no necesitar fuente de calor externa, este proceso permite con un bajo costo el aprovechamiento local. Por otra parte, las tecnologías de gasificación y purificación de gases son muy diversas dependiendo fundamentalmente de la aplicación posterior del gas. El aire se introduce principalmente para aporte de calor mediante la combustión de parte del residuo carbonoso. El producto a obtener es un gas combustible de bajo contenido energético (inferior a 6 MJ/Nm3). Los reactores más utilizados son los de lecho móvil en contracorriente (ó updraft) o en corriente paralela (ó downdraft) y los de lecho fluidizado. Este gas puede emplearse como combustible en quemadores de calderas o turbinas de gas o en aparatos de combustión interna. La gasificación con oxígeno o vapor de agua se utiliza para obtención de gas de medio contenido energético (10-20 MJ/Nm³) o de gas de síntesis. Es un gas de mayor calidad al no estar diluido con nitrógeno (CONAE, 2015).En el proceso de elaboración de cerveza se genera una serie de subproductos. Entre ellos, el afrecho que se produce en mayor cantidad, con una producción específica en sustancia seca de aproximadamente 4 kg/hL de cerveza. Hasta el presente, el afrecho se utiliza principalmente como forraje. No obstante, matemáticamente el valor calorífico del afrecho es mucho mayor que su valor nutritivo. Una tonelada de sustancia seca de afrecho equivale a aproximadamente 500 L de aceite combustible. El contenido de humedad del afrecho fresco, normalmente del 75 al 80%, desde el punto de vista económico, impide su aprovechamiento térmico directo (Munoz et al., 2014). Por lo tanto, primero debe tratarse. Esto significa una inversión en equipos técnicos con resultados económicos que la compensan de forma sostenible.


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Ventajas de la biomasa

La biomasa es una fuente renovable de energía y su uso no contribuye al calentamiento global. De hecho, produce una reducción los niveles atmosféricos del bióxido de carbono, como actúa como recipiente y el carbón del suelo puede aumentar.

Los combustibles de biomasa tienen un contenido insignificante de azufre y por lo tanto no contribuyen a las emisiones de dióxido de azufre que causan la lluvia ácida. La combustión de la biomasa produce generalmente menos ceniza que la combustión del carbón, y la ceniza producida se puede utilizar como complemento del suelo en granjas para reciclar compuestos tales como fósforo y potasio.

Restricciones en el uso de la biomasa

En naturaleza, la biomasa tiene relativamente baja densidad y su transporte aumenta los costes y reduce la producción energética neta. La biomasa tiene una densidad a granel baja, lo que hace el transporte y su administración difíciles y costosos. La clave para superar este inconveniente está en localizar el proceso de conversión de energía cerca de una fuente concentrada de biomasa, tal como una serrería, un molino de azúcar o un molino de pulpa o una cervecera (Bardes, 2013).

Metodología La metodología propuesta para este trabajo fue la siguiente: Muestreo y acondicionamiento del afrecho, análisis elemental, análisis bromatólogico empleando métodos normalizados y análisis térmico.

Muestreo y acondicionamiento de la materia prima

Las muestras se obtuvieron de una empresa cervecera. La reducción del material, se efectúo con una licuadora doméstica y posteriormente se tamizó con una malla número 40, con el objetivo de tener una mayor superficie de contacto durante el análisis.

Análisis bromatólogico

a) Determinación de contenido en humedadPara la determinación de humedad se empleó la norma ASTM. D-1348.

b) Determinación de contenido de cenizasPara la determinación de cenizas se empleará el Standard Method Number E1755-01“Standard Method for the Determination of Ash in Biomasa” que representa el peso dematerial sólido no combustible por kilo de biomasa.

c) Determinación de contenido de materiales volátilesPara esta determinación se empleó al Standard Method Number E872-82.


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Análisis térmico

Se realizó un análisis térmico para conocer la variación de distintas propiedades de la materia en función de la temperatura, es un estudio mediante calorimetría diferencial de barrido (DSC), se empleó una termobalanza modelo Diamond TG/DTA. Termogravimetria/Análisis térmico diferencial, marca Perkin Elmer. Es una técnica que se utiliza para estudiar los procesos que ocurren cuando una muestra es sometida a un calentamiento programado. Se emplearon de 5 a 6 mg de muestra previamente instalada en la celda base del calorímetro y se aplicó presión de 190 kPa con aire. La velocidad de calentamiento fue 20 ºC/min y el intervalo de temperatura de 25 a 550 ºC.

Se determinó la pérdida de peso del afrecho en una termobalanza marca Perkin Elmer Instruments Pyris modelo Diamond TG/DTA. Termogravimetria/Análisis térmico diferencial se realizaron tres corridas con diferentes condiciones de calentamiento las cuales fueron a 10, 20 y 40 ºC/min. Con un régimen de calentamiento de 20 a 550 ºC.

Resultados y discusiónLo que es muy importante notar es el alto contenido de humedad que presenta la materia prima. Se presentan los resultados de los análisis realizados al residuo agroindustrial, afrecho.

Tabla 1. Análisis elemental del afrecho Experimento NT (%) C (%) H (%) S (%)

1 5.450812 49.6163 6.907885 0.227400

2 5.571771 49.7705 6.958453 0.1192573

Promedio 5.511292 49.69341 6.933169 0.1733287

Desv.estándar 0.085518 0.10875 3.56*10-2 7.64*10-2

En la Tabla 1 se aprecia el relevante contenido en carbón en promedio de 49.69341en porcentaje y un bajo contenido de azufre (menor al 0.2 %).

Tabla 2. Análisis bromatológico del afrecho Experimento Humedad

(%) Cenizas (%) Proteínas

(%) Grasas

(%) 1 75.0922 1.1691 15.3081 9.0707 2 75.1841 1.2932 14.5543 9.0218 3 75.0135 1.2117 14.8790 8.7697

Promedio 75.0966 1.2247 14.9138 8.9541 Desv.estándar 0.0853 0.0630 0.3781 0.1615

De acuerdo a los resultados mostrados en la Tabla 2, el afrecho tiene un contenido de humedad mayor a 60% por lo que es preciso someterlo a un secado, para adecuarlo a un tratamiento térmico, ya que la cantidad de humedad influye sobre el balance térmico del


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proceso, el contenido de cenizas muestra la cantidad de sólidos que será necesario retirar del gasificador por unidad de masa procesada.

Tabla 3. Análisis lignocelulósico para el afrecho Experimento Extractivos

(%) Celulosa

(%) Lignina

(%) Hemicelulosa

(%) 1 9.0707 27.6089 12.2489 48.9285 2 9.0218 30.4558 12.4588 51.9364 3 8.7697 31.5558 12.8847 53.2102

Promedio 8.9541 29.8735 12.5308 51.3583 Desv.estándar 0.1615 2.0368 0.2644 1.7951

Las determinaciones realizadas en el análisis lignocelulósico aportan datos específicos del afrecho en donde es muy importante observar que el porcentaje de lignina es en promedio 12.5308 % en la muestra, ya que determina el poder calorífico o cantidad de energía recuperable.

Figura 1. Termograma del afrecho realizado en Termobalanza Pyris P.E

Los resultados expresados en cada velocidad de calentamiento son similares, no obstante en la velocidad de calentamiento de 20 °C/min la pérdida de humedad es aproximadamente del 95%, la pérdida de peso a una temperatura no mayor de los 560°C es de 10%.

A partir de los termogramas (Figura 1) se evaluó la pérdida de peso, el porcentaje en relación con la temperatura, en la curva se aprecia la pérdida de humedad a cierta temperatura en las velocidades de calefacción de 10, 20 y 40°C/min., en la velocidad de barrido se observó plenamente la descomposición de la materia orgánica a ciertas temperaturas, las temperaturas que se manejan son mayores de los 200°C. La descomposición de la muest ra se lleva a cabo por etapas: la primera señal corresponde a una temperatura menor de los


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200°C y representa el desprendimiento de humedad de la muestra, la segunda señal es de 220 a 315°C es la descomposición de la hemicelulosa, en la tercera señal de 315 a 400°C corresponde a la descomposición de la celulosa y finalmente la cuarta señal que es a temperaturas mayores a 400°C es la descomposición de la lignina.

ConclusionesLos resultados obtenidos hasta ahora permiten evaluar al afrecho como material adecuado para efectuar la gasificación y considerar la conversión termoquímica de la biomasa como un medio eficaz para convertirla en formas más útiles de energía; material propio para la obtención de energía como una alternativa, presenta una pequeña cantidad de residuales de 1.01%. Del análisis térmico, se tiene la identificación de las temperaturas a las que se efectúa la descomposición de la materia orgánica.

El desprendimiento de la humedad de la materia se efectúa a temperaturas menores a 200 ºC, la descomposición de la hemicelulosa a temperaturas 220 a 315 ºC, en el caso de celulosa dicho proceso se realiza a temperaturas de 315 a 400 ºC y a temperaturas superiores la descomposición de la lignina, también se puede señalar que el proceso no es reversible no presentando alguna señal durante esta operación y que a mayor temperatura de calentamiento existe una pérdida de masa superior.

Referencias

ASTM E1755-01 (2020), Standard Test Method for Ash in Biomass, ASTM International, West Conshohocken, PA.

ASTM E872-82 (2019), Standard Test Method for Volatile Matter in the Analysis of Particulate Wood Fuels, ASTM International, West Conshohocken, PA.

ASTM D1348-94 (2008), Standard Test Methods for Moisture in Cellulose (Withdrawn 2017), ASTM International, West Conshohocken, PA.

Berdes, G. 2013. The contribution of biomass in the future global energy supply: a review of 17 studies. Biomass and Bionergy 25, 1-28.

CONAE (2015). Comisión Nacional para el Ahorro de Energía (CONAE). 2005. Semblanza de energías renovables en México y el mundo.

Muñoz, D. M., Matta, A. J. P., y Guarin, M. F. C. (2014). Aprovechamiento de residuos agroindustriales como biocombustible y biorefinería. Biotecnología en el sector agropecuario y agroindustrial, 12(2), 10-19.

Yang, H., Yan, R., Chen, H., Zheng, C., Lee, D., y Liang, D. 2016. In-Depth investigation of biomass pyrolysis based on three major components: Hemicellulose, cellulose and lignin. Energy & Fuels. 20, 388-39.


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DEGRADACIÓN DE FENOL EN PRESENCIA DE LUZ ULTRAVIOLETA Y COBRE DEPOSITADO EN ARCILLA COMO

CATALIZADORGarcía A. R1, Contreras B. R. E.,1,2, Sandoval R, G1, Robles A. S1, Moctezuma V. E3

1 Instituto Tecnológico de Ciudad Madero, J. Rosas y J. Urueta S/N, Col. Los Mangos, Ciudad Madero, Tam. e-mail [email protected]

2 Facultad de Ciencias Químicas de la Universidad Veracruzana, Sección Poza Rica, Veracruz, México

3 Facultad de Ciencias Químicas de la Universidad Autónoma de San Luis Potosí, Av. Dr. Manuel Nava # 6, San Luis Potosí, México.

Resumen

Arcilla bentonita se pilareo con polioxicationes de aluminio e impregno con cobre. La distancia interlaminar se incrementó de 7.3 a 11.5 Å causando un incremento de alrededor de 200% en el área superficial de la arcilla. Los materiales se evaluaron en la degradación de fenol en un reactor intermitente usando O2 y H2O2 como oxidante y luz UV. La degradación de fenol alcanzo el 100% a diferentes tiempos de reacción con una mineralización de 86% para una arcilla pilareada e impregnada con 5% de cobre.

Palabras clave: degradación, fenol, catalizador.

Abstract

A Clay type bentonite was pillared with aluminum polioxications and impregnated with copper. Interlayer distance of bentonite was increased of 7.3 to 11.5 Å causing an increased about of 200 % in the surface area respect to bentonite without pillared. The material was tested in the phenol degradation in an intermittent reactor using O2 and H2O2 as oxidants and UV light. The phenol degradation reached 100% to different time of reaction and the mineralization was about of 86% for pillared clay impregnated with 5% of copper.

Key words: degradation, phenol, catalyst.


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Introducción La industrialización sin lugar a dudas ha producido una gran cantidad de satisfactores que han hecho la vida del ser humano más fácil, sin embargo ha traído consigo serios problemas de contaminación, en particular, la industria química en sus diversas ramas de producción desecha gran parte de sus vertidos residuales en lagos, lagunas, ríos, etc. causando un deterioro ambiental de gran magnitud. Entre los compuestos más tóxicos y resistentes a la degradación por métodos tradicionales se tiene al fenol y sus homólogos. Recientemente los procesos de oxidación avanzada se han convertido en una excelente alternativa para el tratamiento de residuos orgánicos, principalmente debido a su alta eficiencia por la degradación de residuos resistentes a la degradación. Durante el proceso se generan radicales OHo fuertemente oxidantes que permiten la rápida degradación de una gran variedad de compuestos orgánicos permitiendo obtener altos valores de mineralización (Leyva, 1998; Céspedes-Arcila y Sánchez-Achury, 2021). Dentro de los procesos mediante los cuales se producen radicales hidroxilos se encuentran la fotocatálisis heterogénea la cual emplea mayormente TiO2 en especial en su fase anatasa (Valente, 2005), el proceso fenton empleando sulfato de fierro y peroxido de hidrógeno bajo condiciones ácidas y temperaturas entre 20 y 40oC y foto-fenton proceso en el cual la fuente de energía es la luz UV (Lopes Tiburtios, 2005) son métodos alternativo a los procesos tradicionales de tratamiento de efluentes, adicionalmente se ha reportado que la oxidación de fenol por peróxido de hidrógeno catalizada por especies homogéneas de cobre o hierro en medio ácido (pH de 5-3.5) puede llevar a cabo la oxidación total de fenol a CO2. Por otra parte, las arcillas pilareadas se han usado ampliamente en diversas reacciones de refinación de petróleo, conversión de metanol, reacciones del tipo Friedel-Crafts, fotodegradación de sustratos orgánicos y reacciones catalizadas por materiales ácidos (Chae et al., 2001; Yomayusa-Wilches y Cañón-Roa, 2021). Assalin et al. (2006), trataron mediante ozonización catalítica una solución conteniendo 0.8 mmol/L de fenol adicionando 1 mg/L del ión cobre II observando hasta un 100% de remoción de fenol con un 40% de mineralización. La aplicación de materiales abundantes y de bajo costo susceptibles a acomodar en su estructura metales oxido reductores en procesos de purificación de efluentes como son las arcillas naturales es de gran interés desde un punto de vista económico. En este trabajo se reporta la síntesis, caracterización y foto-actividad de Cu y Fe depositados en una bentonita pilareada con polioxicationes de aluminio evaluadas en la degradación de fenol usando mezclas de oxígeno y H2O2.

Metodología Síntesis de los catalizadores. La arcilla expandida se preparó usando el método de entrecruzamiento en el cual el oligómero de hidroxialuminio, previamente elaborado, se puso en contacto con las partículas de bentonita. La solución oligomérica, con una relación de OH/Al = 2.0, se preparó por la adición lenta y agitación vigorosa de 660 ml 0.1 M de NaOH (J. T. Baker) a 330 ml 0.1 M de AlCl3·6H2O (Aldrich). Esta solución se maduró a 95 °C por 14 horas. Mientras tanto, se hizo una suspensión de bentonita adicionando 100 ml 0.01 M de NaCl a 1 g. de arcilla, agitando la mezcla y dejándola reposar por 24 horas a fin de formar un gel y finalmente remover el líquido. Se adicionó la solución oligomérica y agua al gel. Para cargar 2 mmoles Al/g de arcilla, se agregaron 60 ml de la solución oligomérica y 240 ml de H2O. Esto causó una


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floculación del gel y el color cambió de amarillo pálido a blanco. La arcilla floculada ocasionalmente se agitó mientras se mantenía a 50 °C por 4 horas, dejándola reposar posteriormente. El agua sobrenadante se removió y la arcilla se filtró y lavó con agua destilada hasta la ausencia total de iones Cl-. Posteriormente se secó a 40 y 70 °C por 12 horas, respectivamente. Finalmente el secado concluyó a 110 °C por 12 horas siendo calcinada a 300 °C(2 horas) y 500 °C (3 horas), con rampas de calentamiento de 15 y 10 °C/min., respectivamente.

La impregnación del cobre en la arcilla se realizó por el método de co-impregnación a humedad incipiente. Como precursor se usó [CuCl2·2H2O Productos Químicos Monterrey]. La activación del catalizador resultante se realizó mediante un tratamiento térmico (secado y calcinado) a las mismas condiciones que las empleadas con la arcilla pilareada.

Resultados En la Figura 1, se observan los patrones de difracción de rayos X de la arcilla sin pilareo (A) y pilareada (AP) calcinada a 500°C. En ambos patrones de difracción se observa el pico característico de la bentonita a 6° en la escala 2θ.

Figura 1. Patrón de DRX de arcilla sin pilarear (A) y arcilla pilareada (AP)

La arcilla presentó un cambio en su estructura laminar después del pilareo, su pico característico sufrió un desplazamiento a bajos ángulos. La distancia interplanar original de 7.3 Å para la bentonita sin pilareo pasó a 11.05 Å en la arcilla pilareada lo que indica la modificación de la estructura laminar, esta modificación influyó directamente sobre el área específica tal como lo muestran los datos de la tabla 1. Un comportamiento similar fue observado por Tusta y cols6., al pilarear una arcilla nativa del Perú.

10 20 30 40 50 60

AP

2 q

A


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Tabla 1. Área específica de arcilla sin pilareo y con pilareo y promovidas con cobre

Material Área Especifica m2/g

Arcilla (A) 31 Arcilla Pilareada (AP) 144 Arcilla Pilareada con 5% de cobre 109 Arcilla Pilareda con 7.5% de cobre 101

En la Figura 2 se reporta el efecto del contenido de cobre sobre la degradación de una sol. acuosa con un contenido de 200 ppm de fenol, 0.5 g de arcilla pilareada y 15% en volumen de H2O2. La más alta degradación del fenol, 97% peso fue obtenido con una arcilla con un contenido de 15% peso de cobre, sin embargo a partir de 7.5% peso de cobre, la degradación del fenol es de alrededor de 95%, con base en estos resultados se eligió la concentración de 5 y 7.5% peso para analizar la mineralización.

Figura 2. Porcentaje de degradación de una solución acuosa con un contenido de 200 ppm de fenol.

En la Figura 3 se reporta la degradación de una sol. acuosa de fenol (50 ppm) en presencia de luz UV, 90 cm3/min de O2 y 10% en vol. de H2O2 al 3%, y 0.25 g de catalizador. El tiempo de degradación varió dependiendo del catalizador usado, la arcilla pilareada con 5% y 7.5% de cobre degradaron completamente el fenol en 60 minutos con una mineralización de 86 y 72% respectivamente, mientras que con la arcilla pilareada (AP), la degradación total se obtuvo en

2 4 6 8 10 12 14 1655

60

65

70

75

80

85

90

95

100

% de

degra

dació

n de f

enol

Contenido de cobre (%)


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180 minutos con 52% de mineralización. Es evidente que el cobre tiene un efecto pronunciado sobre la degradación del fenol, este comportamiento fue causado por una rápida activación de la molécula de H2O2 por los iones de cobre, generando una elevada formación de radicales libre tipo OHo que interactúan rápidamente con el fenol causando su transformación.

Figura 3. Degradación de una sol. Acusa de 50 ppm de fenol en presencia de arcillas dopada con cobre.

La más alta capacidad de mineralización del catalizador AP-5Cu es consecuencia de una alta formación de radicales OH aunada a la mayor área específica de este material.

Conclusiones La arcilla pilareada e impregnada con un metal óxido reductor como el cobre pueden ser usados con éxito en la degradación de compuestos altamente recalcitrantes como el fenol. El cobre por si mismo, genera la activación del peróxido de hidrógeno en radicales altamente reactivos del tipo OHo que interactúan con los sustratos a degradar permitiendo la rápida transformación de estos. Concentraciones de cobre relativamente bajas permiten obtener elevadas tasas de degradación, por otra parte, el área del material al parecer tiene una gran influencia en el proceso de degradación.

Referencias

Assalin M.R; Lima Da Silva P, Duran N. (2006). Química Nova, 29, 24 Céspedes-Arcila, M. A. y Sánchez-Achury, J. D. (2020). Análisis comparativo del ciclo de vida

del proceso de tratamiento convencional y proceso de oxidación avanzada de una industria textil, a partir de la simulación de los software GPS-x 7.0.1 y GaBi Education. Trabajo de Grado. Universidad Católica de Colombia. Facultad de Ingeniería. Programa de Ingeniería Civil. Bogotá, Colombia.

Chae H. J; Nam I; Ham S. W; Hong S. B. (2001). Catalisis Today, 2001, 68, 31.

AP AP-5Cu AP-7.5Cu0

20

40

60

80%

De

Mine

raliz

ación

Catalizadores


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Leyva E; Moctezuma E; Ruiz, M.G; Torres Martínez L. (1998). Catálisis Today, 40, 367. Lopes Tiburtios E.R; Peralta Zamora P; Emmel A; Sauer E. L. (2005). Química Nova, 1, 61. Valente J.P.S; Araújo A. B; Bozano, D.F; Padilla, P.M; Florentino, A.O. (2005). Eclética Química,

30, 7. Yomayusa-Wilches, V. y Cañón-Roa, K. D. (2021) Evaluación de los parámetros que afectan la

degradación de compuestos emergentes en reacciones tipo fenton. [Trabajo de grado, Fundación Universidad de América] Repositorio Institucional Lumieres. https://hdl.handle.net/20.500.11839/8293.


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ELIMINACIÓN DE COMPUESTOS AROMÁTICOS DE EFLUENTES GASEOSOS MEDIANTE LA FOTOCATÁLISIS EN PRESENCIA DE

TiO2 SOPORTADA

Ramos G. C. E.1*, Ramos S. A.1, González P. R.O.2, Sandoval R. G.1, R. García A. R.1, Melo B. J. A.1.

1 Instituto Tecnológico de Ciudad Madero, J. Rosas Y J. Urueta S/N Col. Los mangos, 89440, Tel 833 21585 44. * e-mail [email protected]

2 Universidad Veracruzana, Zona Poza Rica-Tuxpan, Facultad de Ciencias Químicas: Av. Venustiano Carranza S/N. Col. Revolución, Poza Rica, Ver. Tel. 78282-27363

Resumen

El grado de degradación de compuestos orgánicos volátiles (benceno, tolueno y o-xileno) en fase gas, por medio del catalizador titania, empleando distintos soportes: g-alúmina, fibra de vidrio y perlas de vidrio fue estudiado en este trabajo. El catalizador se sintetizó, por la técnica Sol-Gel empleando como precursores butóxido de titanio y 2-propanol. La titania preparada se adhirió a los 3 soportes por medio de impregnación incipiente. Las reacciones de fotoxidación se efectuaron en un reactor tubular de vidrio empacado con cada uno de los soportes impregnados con titania y asistidos por radiación UV en el interior de una caja de madera recubierta de espejos para permitir la dispersión uniforme de la radiación y haciendo pasar una corriente de aire mezcla agua-compuesto orgánico distintas temperaturas de reacción (40, 80, 100, 120 y 140 °C), y a flujos variables (50, 70, 100, 120 y 150 mL/minuto). Las mejores conversiones se lograron para el benceno en el catalizador TiO2-fibra de vidrio, para el tolueno y o-xileno las mejores conversiones se obtuvieron con TiO2-g Alúmina.

Palabras clave: compuestos aromáticos, efluentes gaseosos, fotocatálisis.

Abstract

The degradation of Volatile Organic Compounds (VOCs) in gas phase (benzene, toluene and o-xilene), carried out using the Titania Dioxide and being supported under g-Alumina, glass fiber and glass little balls was studied in the present work. The catalytic materials were synthesized, following the Sol-Gel Method and using the precursors titanium dioxide and 2-propanol. The Titanium Dioxide was joined to the material designed as the support item by Dip-Coating


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procedure. The essays were performed in a tubular reactor built of glass and packed by the catalytic items, proved one by one and assisted by UV radiation. The photocatalytic reactor was inside a little wood box under covered with mirrors for allowing the light dispersion. The reaction started when a flow of the mix water/organic compound go through the pipe line that lead to the reactor at different temperatures (40, 80, 100, 120 y 140 °C) and different flows of current (50, 70, 100, 120 y 150 milliliters per minute). The better results were getting in the degradation of benzene using TiO2-glass fiber, whereas in cases of toluene and o-xilene the best catalytic material was TiO2-g Alumina.

Key words: aromatic compounds, gaseous effluents, photocatalysis.

Introducción Dentro del tratamiento de las emisiones ambientales de diverso origen: industrial, social, y agrícola, preocupan cada vez más los tratamientos de aguas residuales y la polución del aire, por los niveles de consumo cada día más elevado, tanto para las industrias, y como para el consumo humano y todos nuestros ecosistemas, donde se debe de tomar en cuenta que las fuentes de distribución y pureza presentan problemas de tratamiento, de diseño, y de elevado costo, ya que muchos de estos tratamientos que se han intentado requieren oxidación biológica, oxidación química y el uso del carbón activado para desinfección y limpieza. Una alternativa tecnológica de proceso oxidativo puede ser la fotocatálisis (Sánchez et al., 2005).

El empleo de la fotocatálisis heterogénea para la eliminación de compuestos orgánicos volátiles (COV´s) como el benceno, tolueno, xileno, etíl benceno, hexano, alcoholes, cetonas, aldehídos, éteres, esteres y otros más, requieren de la presencia de un catalizador semiconductor y un oxidante que sea capaz de realizar la oxidación en presencia de luz ultravioleta ya sea natural o artificial. Uno de los problemas más comunes es que la polución del aire no se trata una vezque se genera y la demanda de consumo requiere cada día más rapidez, y para ellocatalizadores efectivos, baratos y reactores que garanticen su transformación o eliminación enforma de compuestos menos nocivos (Rodríguez y Barrera 2020).

El tratamiento fotocatalítico consiste en el uso de la luz UV emitida por la luz solar o lámparas en un intervalo de longitud de onda por debajo de los 400 nm esencial para la activación del catalizador. El empleo de lámparas permite la caracterización precisa del tipo e intensidad de luz que se obtiene, sea por actinometría o mediante radiómetros. En el presente proyecto de investigación se pretende hacer un estudio para eliminar los compuestos orgánicos volátiles (BTX´s) en el aire utilizando un fotorreactor de lecho fijo continuo, con catalizador de TiO2 soportado en perlas de vidrio, fibra de vidrio, perlas de alúmina.

Metodología La síntesis del material semiconductor de Dioxido de Titania (TiO2) por el método Sol-Gel, según lo reportado por Cortez L. (Oyama et al., 2001; Leyva, 1999), modificando sus precursores y por tanto cantidades en la preparación. Se pesó la cantidad requerida del alcóxido precursor,


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en una cámara de atmósfera inerte, debido a que reacciona fácilmente con la humedad. Se mezcló el alcóxido (butóxido de titanio) con ¾ partes del peso del alcohol (2-propanol) total necesario, en un reactor de vidrio. Homogeinizando la mezcla durante una hora. Terminado el tiempo de reacción, se añade gota a gota el resto del alcohol (13.55 mL de 2-propanol ) y la cantidad correspondiente a la relación (1/16)(v/v) de HNO3.

Dejar agitar por 10 minutos más. Terminada la hidrólisis, la mezcla se mantuvo con reflujo a 65º C durante 2 horas. Se dejó el gel en añejamiento por 24 horas a temperatura ambiente. El xerogel obtenido se secó a 100º C durante 24 horas. Finalmente se calcinó el hidróxido de titanio obtenido a 500ºC por 2 horas en aire (20 ml/min) (López et al., 2001).

Previo a la impregnación se llevaron a cada uno los materiales (Alúmina, perlas de vidrio y fibra de vidrio) a lavado con agua destilada en el equipo ultrasónico por 6 horas cada uno a temperatura ambiente. Posterior a esto se secaron en la estufa por 24 horas, fueron colocados en desecador y se pusieron a peso constante inmediatamente antes de la impregnación. La impregnación de los soportes se efectuó por medio de la técnica dip-coating sumergiendo a cada uno de los soportes por 5 segundos en una sola impregnación. Posteriormente fueron secados a 120°C por 24 horas y calcinados a 500°C por 3 horas.

Los materiales fueron estudiados por difracción de rayos X, fisisorción de nitrogeno, termodesorción de amoniaco y microscopia electrónica. Las pruebas de degradación se realizaron en un reactor tubular de vidrio pirex con una cama catalítica de 20 cm de longitud y 1.9 cm de diámetro interno con dos lámparas UV-Trojan de 25 W. empleando 54 g de catalizador-alumina, 105 g de catalizador-perlas de vidrio y 9 g de catalizador-fibra de vidrio en forma separada en cada sesión, trabajando a temperaturas variables entre 40 a 1400C, con flujos de 50 a 150 ml/min. y a presiones de 0.5 a 10 cm de agua.

El sistema de reacción está conectado a un cromatógrafo de gases con DCT para el monitoreo de la reacción y también es conectado a una solución de Ba(OH)2 para el burbujeo de CO2.

Resultados El difractograma del semiconductor (TiO2/Al2O3) se muestra en la Figura 1, en donde se observa que los picos característico de la titania en la fase anatasa permanecen (2θ = 25.3, 37.8, 48.5, 54, 55.3, 62.5), el espectro presenta una ligera modificación en los puntos característicos de la alúmina (2θ = 62.5 y 68.9°), es decir ambos picos característicos permanecen, con la impregnación no se modificó la fase de la titania requerida. La titania soportada en alumina, presenta mejores características para la fotoxidación en comparación a los soportes perlas de vidrio y fibra de vidrio, debido a su área especifica mayor (146m2/g) y a que cuenta con el volumen de poro de 0.48, en comparación con los materiales de vidrio en los que no se cuenta con un volumen de poro significativo. Mediante TPD de NH3 se determinó la presencia de sitios ácidos de intensidad media a fuertes en baja concentración para ambos catalizadores. En la Tabla 1, se resumen los resultados de TPD de los cuáles se deduce que la acidez se debe a la TiO2 ya que el soporte proporciona muy poca acidez excepto para γ-alúmina que presenta una


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acidez elevada. El área bajo la curva (Am), es el área total de los sitios ácidos presentes en el catalizador y está en función del NH3 absorbido por la muestra, nos permite observar que los catalizadores con soporte en perlas de vidrio presentan poca absorción de NH3.

Tabla 1. Resultados de TPD-NH3 de los catalizadores preparados.

Catalizador Acidez Total μ mol-NH3/g

Área (Am)

TiO2 /Al2O3 205.34 414 TiO2 / PV 69.66 3 TiO2 / FV 103.22 208

En la Figura 2 se presenta una zona de la muestra TiO2/γ-alúmina donde se observa una distribución semi-uniforme del catalizador, con depósitos polifacéticos de cristales de titania, formando una superficie agrietada de catalizador. La imágen SEM de la figura 3 muestra una distribución uniforme formando una segregación o depósito de aglomerado de TiO2 en la superficie de la fibra de vidrio, en donde se observa una dispersión de partículas de catalizador y también en la parte central inferior se forman pequeñas islas de cúmulos de cristales formando botones de 1 a 2 µm, lo que podría indicar que no es realmente una película. En la imágenes SEM de la Figura 4 de la muestra TiO2/Perlas de vidrio se puede observar una dispersión de cristales de TiO2 de forma rectangular de 1 a 4 µm de longitud y una masa deforme de TiO2 depositada sobre la esfera de vidrio.

20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90

2 Theta

Figura 1. Difractograma del semiconductor (TiO2/Al2O3).

Inte

nsid

ad


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Figura 2 Imagen SEM de la Figura 3 Imagen SEM de la muestra TiO2/γ-alúmina (2000x). muestra TiO2/FV (2000x).

Figura 4 Imagen SEM de la muestra TiO2/PV (2000x).

Para la fotoxidación de o-xileno (Figura 5), se aprecia que las mejores conversiones se obtuvieron utilizando el catalizador TiO2/Alumina a la temperatura de reacción de 100°C. Los cinco flujos, muestran un comportamiento similar iniciando a los 40°C, e incrementándose a los 60°C, 80°C y logrando la mejor conversión a los 100°C. Posteriormente las conversiones descienden a partir de 120°C y continúan así hasta los 140°C. Después de realizar las reacciones de degradación utilizando como catalizador TiO2/Fibra de vidrio con los diferentes compuestos orgánicos (benceno, tolueno y o-xileno) y a diferentes flujos y temperaturas, se observa que el mejor porcentaje de fotodegradación lo presenta el o-xileno (69%, Tabla 4) obtenido con un flujo de 50 mL/ min y 100°C. En las curvas representativas de los porcentajes de fotoxidación con flujos de 70, 100, 120 y 150 mL/min se observa una caída abrupta de los porcentajes a partir de 120°C.

Figura 5. Degradación de o-xileno a distintos flujos de alimentación con TiO2/γ-Alúmina.

25

35

45

55

65

75

85

95

20 40 60 80 100 120 140

Temperatura de Reacción º C

% d

e de

grad

ació

n

50 mL/min 70 mL/min100 mL/min120 mL/min150 mL/min


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Tabla 4. Porcentaje de degradación de COV usando TiO2/PV con un flujo de 50 mL/min Tº C Benceno Tolueno Xileno 40 39 44 46 80 51 61 62

100 56 66 69 120 60 63 61 140 55 61 49

Conclusiones El uso del TiO2 fotocataliza reacciones de radicales libres degradando contaminantes orgánicos como los BTX´s y transformándolos en productos menos nocivos mineralizándolos hasta CO2 y H2O. El mejor porcentaje de fotodegradación lo presento el catalizador TiO2/g-Alúmina para el o-xileno (89%) y para el tolueno (86%). Lo cual se considera al efecto principalmente al soporte con un diámetro de poro de 0.48 cm3/g y área específica de 146 m2/g. Los mejores porcentajes para los tres soportes se obtuvieron utilizando un flujo de 50 mL/min. El catalizador TiO2-Perlas de vidrio al igual que TiO2/Al2O3 presento mejor comportamiento catalítico para el xileno con un porcentaje de degradación de 69% y de 66% para el tolueno a 100°C y con flujo de 50mL/min. Los mejores porcentajes degradación para el benceno se observan utilizando el catalizador TiO2/Fibra de vidrio con flujos de alimentación de 50 mL/min (81%) y 70 mL/min (81%) y a una temperatura de 100°C.

Referencias

Leyva, E. (1999). Degradación fotocatalítica de fenol sobre titania de alta área superficial. Facultad de Ciencias Químicas U.A.S.L.P.

López, T., Gómez, R., Sánchez, E., Tzompantzi, R., Vera. L. (2001). J. Sol-Gel Sci. Technol. 22, 99. Oyama, S. T., Clark, P., Texeira da Silva, V.L.S., Lede, E.J., Requejo, F.G. (2001). J. Phys. Chem., 105,

4961. Rodríguez P.M. y Barrera, D.C.E. (2020). Procesos de oxidación avanzanda en el tratamiento

de agua. 1a edición. Toluca, México. Sánchez B., Cardona A. I., Peral J. y Litter M. I. (2005). Purificación de gases por fotocatálisis

heterogénea: Estado del Arte. Cap. 2, Pág.27-50, CYTED.


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TRATAMIENTO QUÍMICO DE ZEOLITAS NATURALES PARA USOS BACTERICIDAS A TRAVÉS DE UN PORTADOR POLIMÉRICO

Osorio M. A., Hernández L. R., Ramírez B. R., Castro R. J., Santos L. J., Sánchez B. L. A. Facultad de Ciencias Químicas. Universidad Veracruzana. Prolongación Oriente 6 No. 1009, Col. Rafael Alvarado, Orizaba, Veracruz, C. P. 94340. MÉXICO. Tel/Fax (01 272) 72 4 01 20

([email protected]).

Resumen

Las zeolitas son materiales aluminosilicatos que tienen la facilidad de intercambiar elementos que se encuentran en su estructura por otros ajenos a ella; una modificación apropiada de esta puede ser usada como agente bactericida. La zeolita natural clinoptilolita que se encuentra en abundancia en varios estados de la republica mexicana, se seleccionó como material de trabajo. El propósito de este trabajo fue analizar y evaluar el efecto bactericida de la zeolita natural clinoptilolita modificada mediante la inclusión de iones metálicos como Ag+, Cu++ y Zn++ sobre películas poliméricas. El uso de este tipo de películas a base del polímero, poliestireno de alto impacto, HIPS (high-impact-polyestyrene), es principalmente en frigoríficos, los cuales tienen gran demanda en el área de alimentos. Las películas poliméricas con zeolita modificada fueron evaluadas con algunos de los principales microorganismos nocivos para la salud y que se desarrollan principalmente en los alimentos. Se realizaron pruebas experimentales para evaluar el efecto bactericida en tres tipos de películas, una adicionada con el ión Ag, otra con los iones Cu-Zn, y la tercera fue del material comercial Ion Pure adicionado de zeolita modificada con iones metálicos para fines de comparación. Los resultados obtenidos muestran la existencia del efecto bactericida en las películas poliméricas al observarse una reducción de microorganismos en las pruebas microbiológicas realizadas bajo condiciones específicas.

Palabras clave: tratamiento químico, zeolitas naturales, bactericidas.

Abstract

Zeolites are aluminasilicates materials which can to interchange elements inside structure by others outside there; an suitable modification can be used as bactericide agent. The natural zeolite clinoptilolite which is found in abundance in several states of Mexican Republic is chosen like job material. The purpose of this work is to analyze and evaluate the bactericide effect of the clinoptilolita natural zeolite modified by means of metallic ions as Ag, Cu-Zn on polymeric films. These films based on high impact polystyrene, HIPS, are used mainly in refrigerating which


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have great demand in foods. Polymeric films with modified zeolite were evaluated with some microorganisms harmful to the health and which are development in foods. Experimental tests were carry out to evaluate the bactericide effect in three types of films, one modified with ion Ag, other one modified with ions Cu-Zn, and other one more was the Ion Pure trademark film modified with metallic ions for a comparative study. The experimental results show that there is a bactericide effect in polymeric films because of reduction of microorganisms in microbiological tests carried out under specific conditions.

Key words: chemical treatment, natural zeolites, bactericides.

Introducción Los plásticos en sus diferentes terminaciones son materiales que compiten con el acero, vidrio, madera y muchos otros, incluso entre ellos mismos debido a la gran variedad de productos que se pueden obtener por medio de distintos métodos de producción (Moore et al., 1987; Ramos del Valle, 1993; Rubin, 2002). El procesamiento de películas a base de polímeros tiene una gran aplicación industrial, que va desde; reflectores de luz, embalajes alimentarios, interiores de frigoríficos, etc. La adición de diferentes elementos en películas poliméricas para fines de higiene y salud son cada día más comunes, estos elementos combaten agentes no deseados, principalmente en áreas de alimentos, que al entrar en contacto con el cuerpo humano provocan trastornos clínicos de considerable importancia (Bright et al., 2002).

La composición química de las zeolitas incluye además agua y cationes que compensan la carga eléctrica alrededor de los tetraedros que tienen en su centro un átomo de aluminio (Pérez-González et al., 2020). Estos cationes pueden ser intercambiados fácilmente mediante procesos químicos, lo cual les da a las zeolitas versatilidad para muchas aplicaciones, como en detergentes o pastas dentales (Rodríguez-Fuentes, 2002; Ochoa-Landin, 200; Top y Ülkü, 2004).

La adición de zeolitas modificadas con diferentes elementos a películas poliméricas para que actúen como agente bactericida en contra de microorganismos nocivos o deterioradores de alimentos, es el punto central de este trabajo (Méndez-Ares et al. 2021). Se analiza dicho efecto en diferentes películas por un tiempo determinado, considerando el tamaño de partícula y el área que ocupa la zeolita en la película polimérica (Flores-Acosta, 2005; Hernández-Luna, 2007).

El trabajo se distribuye de la siguiente manera: primero se presenta la metodología para la obtención de la zeolita modificada y la preparación de la película polimérica; a continuación se da el desarrollo experimental para caracterizar la zeolita soportada, así como las pruebas microbiológicas a las películas poliméricas soportando zeolitas modificadas para determinar la existencia de un efecto bactericida. Enseguida se presentan los resultados de los análisis químicos y las pruebas bacteriológicas realizadas a tres películas poliméricas. Finalmente se cierra el trabajo con algunas conclusiones.


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Metodología En esta sección se presentan las cuatro etapas que se utilizaron para obtener una zeolita modificada partiendo de una zeolita natural en polvo, el cual tuvo un tamaño de partícula no homogéneo, también se menciona el método de preparación de la película polimérica con la zeolita modificada soportada, así como el desarrollo experimental y las pruebas microbiológicas realizadas.

Etapa Tamizado. En esta etapa se separa la zeolita en polvo por tamaños de partícula. Para realizar un buen tamizado de la zeolita y alcanzar una buena separación del tamaño de grano se hacen tamizados de 150 gr. durante 10 min., pasando por las mallas 150, 200 y 325 mesh. El polvo que se utilizó fue el que quedó entre las mallas 150 y 200, por lo que tienen un tamaño en el rango de 7.4 a 10 μm.

Etapa Hidratación. Esta etapa se realizó con el fin de tener una zeolita estable para evitar que su deshidratación interfiera con la activación de la misma. Para hidratar la zeolita se utilizó una relación de 20 ml H2O/10 gr. de zeolita, con agitación de 10 min. Para obtener la zeolita modificada se siguió el método utilizado por (Flores-Acosta, 2005), el cual consiste en la activación de la zeolita e intercambio del ión metálico.

Etapa Activación de la zeolita. Esta acción se realizó con el fin de liberar espacio dentro de la cavidad de la zeolita al intercambiar parte de los iones Na por un H+. En esta etapa se realiza el intercambio iónico entre el Na+ de la unidad sodalita y el ión NH4, poniendo la zeolita a reflujo en una solución de NH4NO3 al 0.5M (100 gr. de zeolita/460 ml de sol.) durante 5 horas con agitación mecánica (400 rpm.), posteriormente se separó el NH4NO3 de la zeolita por filtración y se lavó colocando la zeolita en un recipiente con 0.5 L. de agua desionizada y agitación magnética durante 10 minutos. Finalmente se separó la zeolita del agua por filtrado en un embudo Buchner colocado en un matraz Kitazato al que se le hace un vacío primario. Con esto se consigue el sistema: zeolita-NH4+ el NH4 se descompone en NH3+ H+ (el NH3 es un gas que se evapora) y finalmente se tiene zeolita-H+. Al final de la etapa se tiene una zeolita activada. Esta activación se realizó también con una solución de NaCl 0.5M para obtener el sistema: zeolita–Na Después de esto, la muestra se secó a no más de 30°C para evitar algún cambio en la zeolita (Flores-Acosta, 2005).

Etapa Intercambio del Ion Metálico (Catión). Una vez que se tiene el sistema zeolita-H+ o zeolita-Na+ se llevó a cabo el intercambio iónico entre el Na+H+ y el ión metálico, esto se consigue aprovechando la propiedad intrínseca de las zeolitas de intercambiar cationes por otros de igual o diferente tamaño y carga. Para esto se puso la zeolita activada en la solución de una sal del ión metálico a incorporar, siempre y cuando esta sal fuera soluble en agua, como AgNO3, Cu(NO3)2, ZnSO4, etc. La zeolita en la solución se colocó en baño maría a 50ºC ±3 °C, posteriormente se lavó exhaustivamente con agua desionizada para eliminar el ión metálico localizado en forma residual fuera de las cavidades de la zeolita. En esta etapa se obtuvo el sistema zeolita-catión, donde el catión se encuentra formando enlaces con el oxígeno de una


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molécula de AlO2 de la estructura de la zeolita y con el oxígeno del agua en la zeolita (Flores-Acosta, 2005).

PREPARACIÓN DE LA PELICULA POLIMERICA. Las muestras de zeolita modificada, se incorporaron en el material plástico HIPS A-Tech 1115 de DOW CHEMICAL CO. Este material, básicamente poliestireno, es usado en componentes para refrigeradores, en gabinetes y puertas, en la capa de brillo del congelador y compartimientos de alimentos. La presentación de este tipo de material polimérico es generalmente en pellets (pelotillas) y para el propósito de este trabajo es tratado por extrusión, utilizando un extrusor de doble husillo co-rotatorio Werner & Pfleiderer (W&P) de 30 mm. Los pellets fueron cubiertos totalmente por los polvos de zeolita modificada sin la ayuda de agentes humectantes, esta operación se realizó para las muestras de zeolita en polvo en sus presentaciones de Ag y Cu-Zn, obteniendo películas poliméricas con un color característico. Estas películas se prepararon en el Centro de Investigación en Química Aplicada, CIQA, en Saltillo, Coah. El tercer material a evaluar es producto comercial conocido como Ion Pure, el cual no fue procesado por el CIQA.

DESARROLLO EXPERIMENTAL. Comprende la determinación de la composición química de los elementos contenidos en la zeolita soportada en las películas poliméricas, la identificación del tamaño y área de las partículas de zeolita mediante el uso de un software para procesamiento de imágenes, así como las pruebas microbiológicas con diferentes microorganismos para discutir la existencia de un efecto bactericida.

Determinación de la composición química de la zeolita contenida en las películas poliméricas. La composición de los cristales de zeolita soportada en las películas poliméricas y los porcentajes en peso de sus elementos fueron caracterizados en un Microscopio Electrónico de Barrido (Marca Philips ESEM, Modelo XL30), con Microsonda de Análisis Químico Elemental de Rayos X (Espectroscopia de Dispersión de Energía, EDS). Esta técnica permite obtener información sobre la composición química, es decir, el porcentaje en peso de los elementos de la zeolita en las películas.

Tamaño y área de las zeolitas en la película polimérica. Se determinó el tamaño y área de las partículas (zeolita modificada clinoptilolita) para cada una de las tres muestras (Ag, Cu-Zn y Ion Pure) en diferentes aumentos con la ayuda del software Image J (Image Processing and análisis in Java) el cual permite obtener el área que ocupan las partículas identificadas en color rojo, así como calcular el tamaño de las mismas, ya sea colectiva ò individualmente. Para la determinación del área de dichas partículas se tomo una muestra de película polimérica y se trató con un depósito de oro, para después introducirla en el Microscopio Electrónico de Barrido (SEM) y obtener las imágenes correspondientes en tres aumentos diferentes de 250x, 1000x y 2500x, en las cuales se observan las superficies que presentan dichas muestras para su análisis.

Pruebas microbiológicas a películas poliméricas soportando zeolitas modificadas. Las pruebas bacteriológicas se realizaron en la Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo se trabajó con 6 diferentes microorganismos; Listeria monocytogenes, Staphylococcus aureus, Escherichia coli, Pseudomona aureoginosa, Salmonella y Vibrio Choleare. Para la realización


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de estas pruebas se preparó el material correspondiente, como lo fue en primera instancia los tubos de ensaye con diluyente de peptona caseína con 9 ml cada uno, previamente esterilizados a 121 C por 15 min en autoclave. Esto se hizo con la finalidad de diluir la concentración de los microorganismos, después de haberlos centrifugado por 20 minutos a 3500 rpm y decantado en los tubos de ensaye, posteriormente se resuspendió el paquete celular con 3 ml de solución salina isotónica estéril (SSI) para tener una concentración aproximada de 109 células/ml.

A partir de esta suspensión se realizaron 7 diluciones, tomando 1 ml de la suspensión inicial en 9 ml de SSI (primera dilución) posteriormente de la primera dilución se tomó 1 ml y se transfirió a otro tubo que contenía 9 ml de SSI (segunda dilución) y así sucesivamente hasta llegar a una concentración aproximada de 1×105 bacterias/ml. Posteriormente, se tomaron 20 µl y se colocaron en la superficie de cada una de las muestras de las películas colocadas en cajas petri. Las muestras inoculadas se dejaron en condiciones húmedas y secas, cada una a 24 y 48 hrs, respectivamente. Para que las muestras tuvieran condiciones húmedas se agregó a las cajas petri 5 ml de agua destilada, procurando que no tocaran las muestras inoculadas. Una vez transcurrido el tiempo correspondiente para cada prueba (24 y 48 hrs) cada muestra de plástico se colocó en un tubo de ensaye con 9 ml de diluyente peptona caseína para después agitarlos durante 5 min. Realizada la agitación se tomaron alícuotas de 1ml y 100µl y por separado se colocaron en cajas petri estériles y vacías.

Posteriormente a estas cajas se les adicionó el medio de cultivo de Agar de Soya Tripticaseina (AST) y se incubaron a 35 C por 24 horas y 48 hrs. Cuando se va a realizar el cultivo se agrega al agar 750 μl del antibiótico rifampicina por cada 500 ml de agar esto con el fin de evitar contaminación de otro tipo de microorganismo, haciendo que solo crezca la bacteria de interés (solo la inoculada) y además se pueda hacer un conteo de colonias con mas precisión. Rehidratar 40 gr del medio en un litro de agua destilada. Reposar 10 a 15 min. Calentar agitando frecuentemente hasta el punto de ebullición durante 1 min para disolverlo por completo.

Paralelamente, se tomó una alícuota de 20 µl de la 7a dilución, y se colocó en cajas petri y se le agrego Agar de Soya Tripticaseína (AST) a las mismas condiciones ya antes mencionadas, para que estas cajas sirvieran como controles en el momento de hacer un análisis.

Una vez transcurrido el tiempo para cada muestra se realizó una comparación de las bacterias totales que hay en la dilución (cultivadas en los controles) y de aquellas que sobrevivieron al contacto con la superficie en estudio esto se realizó con la ayuda de uncuenta colonias. Obteniendo así el porcentaje de muerte o inactivación de los microorganismos sobre la superficies de las películas.

Resultados Los resultados obtenidos en los análisis químicos y pruebas microbiológicas realizadas a las películas poliméricas, son de gran importancia ya que contribuyen a hallar áreas de oportunidad para el desarrollo de tareas de investigación a corto y mediano plazo. La caracterización de las películas poliméricas se hizo a partir de la concentración y % en peso de los iones que contienen.


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cada una de las muestras de Ag, Cu-Zn y el material comercial Ion Pure, (Hernández-Luna, 2007). La Espectroscopia de Dispersión de Energía permitió observar el tamaño de partícula, la pérdida en % en peso y la pérdida de iones, así como el tiempo de eliminación de los microorganismos. Con el software image J se determinó el área y tamaño de las partículas de zeolitas soportadas en la película polimérica. Estas se identificaron en color rojo. Una comparación de los datos indica que la muestra con el ión Ag fue la que tiene el mayor número de partículas con un buen tamaño y una distancia entre ellas aceptable. Los resultados del efecto bactericida de las películas soportando zeolita clinoptilolita modificada, obtenidos de las pruebas que se realizaron a 24 y 48 hrs en condiciones húmedas y secas, mostrados en la Figura 1, indican que para la Salmonella las muestras poliméricas tuvieron un crecimiento de colonias 1.16 log10 para Ion Pure, siendo este el valor mas alto; para la muestra de Cu-Zn el crecimiento fue de 1 log10, siendo este el valor menor, mientras que la muestra de Ag tuvo un crecimiento de 1.07 log10. Este crecimiento es comprensible ya que el mayor desarrollo de estos microorganismos ocurre en esta etapa y están favorecidos por las condiciones húmedas con las que se efectúa esta evaluación.

Para las muestras poliméricas que se evaluaron con E. Coli el efecto bactericida fue mínimo en las muestras de Ag y Ion Pure siendo el más alto de 0.05 log10 para este último, no así para la muestra de Cu-Zn que tuvo un crecimiento de colonias de 0.79 l log10

Las pruebas realizadas en condiciones húmedas en un tiempo de 48 hrs demostraron un crecimiento en la mayoría de las muestras, como se puede ver en la Figura 2, solo hubo una reducción total de dos muestras en un solo microorganismo Pseudomona A. para las muestras de Ion Pure y Cu-Zn , para Vibrio C. el efecto bactericida fue total solo para la muestra de Ion Pure. El efecto bactericida mostrado en la Figura 3, por las películas en condiciones secas durante un tiempo de 24 hrs. Arrojo un solo dato donde no hubo reducción total y fue en el caso de la bacteria I.S.L., para la película con los iones de Cu-Zn donde solo hubo un decremento de 1.15 log10 de la concentración inicial, esto tal vez debido a la disminución del % en peso de los iones.

0

1

2

3

4

5

6

Salmonella E. Coli I.S.L Pseudomona Staphilococcus Vibrio. C

Red

uccio

n lo

g 1

0

Control Ag Cu,Zn Ion Pure

0

1

2

3

4

5

6


Red

ucc

ion

log

10


Figura 1. Efecto bactericida de películas poliméricas sobre

microorganismos en condiciones húmedas en 24 hrs.

Figura 2. Efecto bactericida de películas poliméricas sobre

microorganismos en condiciones húmedas en 48 hrs.


39

En la Figura 4, se puede observar que el efecto bactericida de las muestras en condiciones secas durante un tiempo de 48 hrs. Fue total ya que no hubo ninguna colonia para ninguna de las películas.

Conclusiones El comportamiento de las películas con iones de Ag, Cu-Zn es casi semejante al del producto comercial Ion Pure, ya que no muestran una diferencia significativa en dicho efecto al compararlas entre sí. La composición de la zeolita modificada especialmente con iones de Cu-Zn en la película polimérica muestra un efecto bactericida un poco superior, a la película con iones de Ag. Siendo viable el procesamiento de películas poliméricas con iones de Cu-Zn para sustituir al producto Ion Pure. Las películas poliméricas con zeolitas modificada en condiciones secas mostraron un efecto bactericida total sobre microorganismos Listeria monocytogenes, Staphylococcus aureus, Escherichia coli y Pseudomona aureoginosa, Salmonella y vibrio choleare. Las muestras de películas poliméricas en condiciones húmedas lograron reducir la cantidad de microorganismos de forma total para Pseudomona aureoginosa solo en las muestras con iones de Cu-Zn y el material Ion Pure.

Referencias

Bright R. K., Gerba C. P., Rusin, P. A. (2002). Rapid reduction of Staphylococcus Aureus populations on stainless steel surfaces by zeolite ceramic coatings containing silver and zinc ions. Journal of Hospital Infection 52.

Flores-Acosta M., (2005). “Nanopartículas de PbS en Zeolitas A4, F9NaX, FYNH4 y Ag1+, Cu2+ y Zn2+ en Clinoptilolita”. Centro de Investigación y Estudios Avanzados del I.P.N Unidad Querétaro. Tesis Doctoral.

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Moore, Harry D., Kibbey, Donald R. (1987). Materiales y Procesos de fabricación, Editores Noriega ,Limusa.

00,5

11,5

22,5

33,5

44,5


Red

ucci

on lo

g 10


00,5

11,5

2

2,53

3,54

4,5


Red

ucci

on lo

g 10


Figura 3. Efecto bactericida de las películas poliméricas en un tiempo de

24 hrs. en condiciones secas.

Figura 4. Efecto bactericida de las películas poliméricas en un tiempo de

48 hrs. en condiciones secas.


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Méndez-Ares, R., Martínez-García, A., González-Hurtado, M., Reguera-Núñez, L., Autié-Castro, G., & Farías-Piñeira, T. (2021). Membranas poliméricas cargadas con zeolita para su futuro empleo en la adsorción de gases contaminantes. Revista Cubana De Química, 33(2), 69-90. Recuperado a partir de https://cubanaquimica.uo.edu.cu/index.php/cq/article/view/5177

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CARACTERIZACIÓN DE LOS JALES DEL DISTRITO MINERO DE GUANAJUATO PARA SU REMEDIACIÓN MEDIANTE EL USO DE

BIOSÓLIDOS

Reyes M. A *, Rodríguez V. FDepartamento de Ingeniería Ambiental, Centro de Investigación y Desarrollo Tecnológico en

Electroquímica, S. C., Parque Tecnológico Querétaro-Sanfandila, C.P. 76730, Pedro Escobedo, Querétaro. Tel. (442) 211 6000, Ext. 6078. Fax. (442) 211 6001.e-mail:

[email protected]

Resumen

Se analizaron los residuos mineros provenientes de las minas Las Torres y Bolañitos, en el distrito minero de Guanajuato. En el primer sitio se obtuvieron dos muestras, una correspondiente a una mina en operación y otra a una mina abandonada. El objetivo fue identificar los elementos potencialmente tóxicos presentes en las muestras que representan un riesgo a la salud de la población. Las muestras se caracterizaron química y mineralógicamente. Los análisis mineralógicos mostraron que los jales están constituidos mayoritariamente por cuarzo, calcita, covelita y en menor proporción magnetita. Los resultados de concentración total en mg/kg para la mina Bolañitos fueron: Fe (30,642,95), Mn (693,11), Ni (243,05), Zn (110, 35), V (105,34) y Cu (24,62). En la mina activa Las Torres las concentraciones fueron: Fe (12, 422,36), Mn (326,71), Ni (130,85), Zn (56,73), y V (9,05). En la mina abandonada las concentraciones fueron: Fe (10,422, 36), Mn (562,41), Ni (114,95) y Zn (60,07). El contenido de materia orgánica fue totalmente nulo. En base a los resultados se propone la aplicación de biosólidos como una alternativa de remediación que permita inmovilizar los metales presentes.

Palabras clave: residuos mineros, biosólidos, metales pesados.

Abstract

Mining wastes from the mines Bolañitos and Las Torres, in the Guanajuato mining district were analyzed. In the first place two samples were investigated; one for a mine in operation and another for a mine abandoned. The objective was to identify potentially toxic elements present in the samples with risk to people's health. The samples were characterized by chemical and mineralogical methods. The mineralogical analysis showed that the tailings are composed


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mainly of quartz, calcite, covelite and, in a lower proportion magnetite. The results of total concentrations in mg / kg for the mine Bolañitos were: Fe (30, 642, 95), Mn (693, 11), Ni (243, 05), Zn (110, 35), V (105, 34 ) and Cu (24.62). In Las Torres Mine active the concentrations were: Fe (12, 422, 36), Mn (326,71), Ni (130, 85), Zn (56, 73) and V (9, 05). In the abandoned mine the concentrations were: Fe (10, 422, 36), Mn (562, 41), Ni (114, 95) and Zn (60.07). The content of organic matter was totally invalid. Based on the results intends the application of biosolids as an alternative remediation that allows to immobilize metals present.

Key words: mining waste, biosolids, heavy metals.

Introducción El distrito minero de Guanajuato es considerado uno de los más grandes del mundo, con una longitud de aproximadamente 20 km. Los residuos mineros, conocidos también como colas (tailings), relaves o jales mineros, son generados durante los procesos de recuperación de metales a partir de minerales metalíferos tras de moler las rocas originales que los contienen y mezclar las partículas que se forman con agua y pequeñas cantidades de reactivos químicos que facilitan la liberación de los metales (Aurora et al., 2005). La cantidad de elementos potencialmente tóxicos (EPT) han sido catalogados como fuente de contaminación de suelo y aire (Mendoza et al., 2006; Arán et al., 2020).

Los depósitos de jales son materiales no consolidados cuyas partículas pueden moverse fácilmente tanto por la acción del viento como por el impacto de las aguas de lluvia (Ramos y Siebe, 2006; Acosta, 2021). La disposición final de los residuos generados por la explotación minera ocasiona muchos problemas ambientales, entre los que se encuentra la pérdida de cobertura vegetal, la creación de estructuras poco consolidadas que son susceptibles a la erosión eólica e hídrica y la introducción de al ambiente de sustancias tóxicas en los procesos de beneficio, y la generación de acidez y metales pesados al exponer los minerales de los yacimientos a un ambiente oxidante (Ramos et al., 2004).

Es indudable el impacto ambiental que la dispersión de los EPT presentes en sitios de contención de los residuos mineros, conocidos como presas de jales, puede generar bajo ciertas condiciones, por otro lado los biosólidos son lodos que han sido sometidos a procesos de estabilización y que por su contenido de materia orgánica, nutrientes y características adquiridas después de su estabilización, puedan ser susceptibles de aprovechamiento (NOM-004-SEMARNAT-2002). La materia orgánica y otros componentes aportados por los biosólidospueden modificar la distribución y movilidad de metales. La materia orgánica es transformadaen compuestos de alto peso molecular, conocidas como sustancias húmicas. La habilidad delas sustancias húmicas de formar complejos estables con los metales ha sido ampliamentereconocida (Logan et al.,1997).

El objetivo del presente estudio fue caracterizar los jales mineros para poder conocer los EPT, presentes que bajo condiciones naturales pueden movilizarse al entorno y causar daños a la salud de la población y proponer los biosólidos como una alternativa de remediación.


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Metodología Se investigaron los residuos mineros de la mina Las Torres, en este sitio se obtuvieron dos muestras (una correspondiente a una mina en operación y otra a una mina abandonada), así como de la mina activa Bolañitos, en el Distrito Minero de Guanajuato. La primera pertenece al sistema de Vetas Madre y la segunda al sistema de vetas La Luz.

El muestreo de jales consistió en la obtención de muestras compuestas, utilizando un nucleador a una profundidad de 10 y 20 cm. El material resultante se mezcló en una cubierta de plástico y se homogeneizó. Se tomaron aproximadamente muestras de 20 kilos, las cuales fueron trasladas al laboratorio. En el laboratorio las muestras fueron secadas a temperatura ambiente, sometidas a una molienda y tamizadas en malla 10. Posteriormente se realizó un cuarteo para la obtención de la muestra sometida a análisis. Dado que en el análisis de trazas el tipo de recipiente utilizado y su limpieza son aspectos críticos, debido a la adsorción de algunos iones metálicos, la cual puede ser significativa. El material para guardar la muestra consistió en recipientes de polietileno de alta densidad, lavado con una solución de ácido nítrico grado reactivo al 20% preparada en agua destilada-deionizada (agua tipo 1).

Los metales analizados fueron los que establece la Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, también se analizaron sulfatos, carbonatos, cianuros, iones intercambiables así como aquellos metales que forman parte de la producción minera del distrito tales como Plomo, Cobre y Zinc (Anuario Estadístico de la Minería Mexicana, 2005 edición 2006).

Se realizó el análisis de los jales mineros para determinar la concentración de metales totales presentes en éstos utilizando técnicas espectrofotométricas, para el caso de mercurio (Hg), se utilizó un Espectrofotómetro de Absorción Atómica con Generador de Hidruros Modelo Analyst200/MHS-15 Perkin Elmer y aplicando el método EPA 7470 a , revisión 1, septiembre 1994. Para el resto de los metales se utilizó un Espectrofotómetro de Emisión Atómica con Acoplamiento Inductivo (ICP), modelo Optima 3300 DV Perkin Elmer aplicando el método EPA 6010B, revisión 2, 1996, el cuál es aplicable para cuantificar bajas concentraciones de metales en solución, por lo que las muestras deben digerirse previamente. Para ambos métodos se realizó la digestión de la muestra mediante el método EPA SW846-3051, utilizando una unidad de microondas especial para laboratorio (Mars X Cem).

El tamaño de muestra analizada fué (~ 0.5 g) la cuál se digirió con ácido nítrico concentrado (~ 10 mL), durante 10 min. Después de esto la muestra se dejó enfriar, se aforo a un volumen conocido con agua destilada (100 mL), posteriormente se filtró, y se analizó por el método correspondiente. Ambos métodos son aplicables para cuantificar concentraciones del orden de μg/L, para el caso del Generador de Hidruros, y de mg/L para el ICP.

Las determinaciones de contenido de materia orgánica y pH (NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004) fueron realizadas a las tres muestras. Las determinaciones de Cianuros y Sulfatos se realizaron con la técnica de espectrofotometría UV-Vis.


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Los análisis mineralógicos consistieron en la caracterización a detalle en muestras con perfiles de 10 y 20 cm. de profundidad.

Para el análisis mineralógico se utilizó la técnica de DRX utilizando un Difractómetro Marca Broker aXS, Modelo D8 Advance, con un rango de medición de 25 a 65 ª 2 θ, a una velocidad de barrido de 2 ª por minuto.

Resultados Para fines de este trabajo se analizaron 3 muestras de jales mineros procedentes de 2 minas Activas: Mina Bolañitos y Mina Las Torres, la primera perteneciente al sistema de Vetas La Luz (1 muestra) y la segunda correspondiente al Sistema de Vetas Madre, en esta última se tomaron 2 muestras, ya que en este sitio del mismo nombre se tienen 2 minas una en operación con 20 años y otra abandonada con 35 años. Datos aproximados.

Las concentraciones de metales totales encontrados en la mina activa Bolañitos en mayor proporción fueron Fe, Si, Mn, Ni, Zn. Los elementos mayoritarios encontrados en la mina Activa Las Torres, los valores más altos corresponden Fe, Si, Mn, Ni, Zn, V. Los elementos encontrados en la mina abandonada Las Torres en mayor proporción fueron Fe, Si, Mn, Ni, Zn, V y Cu. Los resultados de las muestras analizadas se muestran en la tabla 1. En todas las muestras los demás elementos permanecieron por debajo del límite de detección. Las concentraciones de cianuros permanecieron por debajo del límite de detección en las tres muestras <0,374 mg/kg. Las concentraciones de Sulfatos y Carbonatos fueron las siguientes: Bolañitos (60,3 y 828,5 mg/kg), Las Torres Mina Activa (208,7 y 404,4 mg/kg) y Las Torres Mina Abandonada (37,6 y 930,1 mg/kg) respectivamente.

Tabla 1. Determinación de concentraciones totales

Metales Analizados

M1 Concentraciòn en mg/kg



Fe 30,642,95 12,422,36 10,442,36Si 21,604,20 16,568,53 14,834,73Mn 693,11 326,71 562,41Ni 243,05 130,85 114,95Zn 110,35 56,73 69,07V 105,34 19,05Cu 24,62

Metales IntercambiablesCa 77,482,90 13,397,93 45,344,84Mg 19288,65 4,554,86 5,377.41Na 693,57 315,53Sulfatos y CarbonatosCO3 828,5 404,4 930,1SO4 60,3 208,7 37,6

M1: Mina " Bolañitos " (Jales Recientes)M2: Mina " Las Torres " (Jales Recientes)M3: Mina " Las Torres " (Jales Històricos)


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Los análisis mineralógicos mostraron que los jales están constituidos mayoritariamente por cuarzo, calcita, covelita y, en menor proporción covelita, magnetita y fierro y zinc en las tres muestras analizadas (figuras 1,2 y 3). Los análisis de contenido de materia orgánica revelaron la ausencia total de materia orgánica en las muestras analizadas. Los valores de ph determinados van de neutros a alcalinos en las tres muestras analizadas.

Figura 3. Principales especies minerales en jales mineros (mina abandonada Las Torres).

Muestra 1: Mina “ Las Torres “ (Jales Recientes)

QUARZO: Si02CALCITA: CaCO3COVELITA: CuSFIERRO-ZINC: Fe3Zn10MAGNETITA Fe304

Muestra 1: Mina “ Las Torres “ (Jales Recientes)

QUARZO: Si02CALCITA: CaCO3COVELITA: CuSFIERRO-ZINC: Fe3Zn10MAGNETITA Fe304

Muestra 3: Mina “ Bolaños” (Jales Recientes)

QUARZO (SiO2)COVELITA (CUS)SULFURO CUPROSO ( CUS2)CALCITA (CaCO3) FIERRO-ZINC (Fe3Z10)

Muestra 3: Mina “ Bolaños” (Jales Recientes)

QUARZO (SiO2)COVELITA (CUS)SULFURO CUPROSO ( CUS2)CALCITA (CaCO3) FIERRO-ZINC (Fe3Z10)

Figuras 2. Principales especies minerales e n jales mineros (mina activa Las Torres).

Figura 1. Principales especies minerales en jales mineros (mina

Bolañitos).

QUARZO: Si02 CALCITA: CaCO3 COVELITA: CuS FIERRO-ZINC: Fe3Zn10


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Conclusiones No existe generación de acidez debido a las altas concentraciones de calcita encontradas, aunque es posible que en el futuro pueda presentarse debido a cambios en las condiciones climáticas. Las altas concentraciones de metales encontradas en los jales mineros analizados (Fe, Ni, Mn y Cu), pueden tener un efecto fisiológico o tóxico sobre los organismos, dada su característica de cationes divalentes y semejanza estructural. Los cuales pueden desplazar a otros cationes con funciones fisiológicos una vez que penetran en las células de los organismos.

El contenido de materia orgánica en los jales mineros analizados fue totalmente nulo. Debido a esto se propone la aplicación de biosólidos como una alternativa de remediación en el tratamiento de residuos mineros.

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Norma Oficial Mexicana NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004, que establece criterios para determinar las concentraciones de remediación de suelos contaminados por arsénico, berilio, cadmio, cromo hexavalente, mercurio, níquel, plomo, selenio, talio y vanadio.

Ramos Y., Prol R., Siebe C. (2004). Características geológicas y mineralógicas e historia de extracción del Distrito de Guanajuato, México. Posibles escenarios geoquímicos para los residuos mineros. Revista Mexicana de Ciencias Geológicas, v. 23, núm. 2. 268-284.

Ramos Y., Siebe C. (2006). Estrategia para identificar jales con potencial de riesgo ambiental en un distrito minero: estudio de caso en el distrito minero de Guanajuato, México. Revista Mexicana de Ciencias Geológicas, v. 23, núm. 1. 54-74.

Renewable Energy, Biomass & Sustainability Vol 3 (1): 47- 52 (2021)

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ESCALAMIENTO DEL PROCESO DE ELIMINACIÓN DE GRASAS EN AGUAS RESIDUALES MUNICIPALES

V. C. M. Amaya G. I. Chávez, P. M. C. T. Moorillón Depto. de Ingenierías Química y Bioquímica, Instituto Tecnológico de Durango.

Av. Felipe Pescador 1830 Ote. 34080. Durango, Dgo., México. e- mail: [email protected]

Resumen

La conservación de los recursos hidráulicos ha sido el principal tópico de este año. Los países tratan continuamente de mejorar los procesos del tratamiento de aguas residuales para aminorar el daño de este recurso tan valioso. Las grasas y aceites, al ser inmiscibles en el agua, forman natas y espumas que entorpecen el tratamiento físico o químico. Los métodos manuales son poco prácticos y deficientes. Partiendo de un estudio preliminar, se logró aislar e identificar microorganismos lipolíticos nativos. El objetivo fundamental de este trabajo fue la eliminación de grasa presente en las lagunas de aireación de la Planta Tratadora de Aguas Residuales del municipio de Durango (PTAR), mediante la utilización de Pseudomonas fluorescens como microorganismo de alta actividad lipolítica. Se diseñó y construyó un modelo a escala 1:250 de la laguna de aireación con semejanza geométrica y dinámica. Con un diseño experimental del tipo factorial, se obtuvo un mejoramiento en la degradación de grasas y aceites gracias al 61.5% de rendimiento proyectado en los resultados de P. fluorescens con solo el 5% de inóculo en un tiempo de 108h bajo condiciones ambientales. El enfoque económico perfila a este trabajo como una solución de bajo costo y además de largo alcance.

Palabras clave: aguas residuales municipales, eliminación de grasas, escalamiento de procesos.

Abstract

Water resources conservation has been the main topic of this year. Countries continually try to improve the wastewater treatments processes to reduce the damage of this most valuable resource. Fats and oils, by their nature, are immiscible in water and by this reason, form skins and foams that hamper either physical or chemical treatments. Based on a preliminary study, in which native lipolytic microorganisms were isolated and identified. The main aim of this work was the elimination of fat present in the aerated lagoons of the Wastewater Treatment Plant of


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Durango, using Pseudomonas fluorescens as a high lipolytic activity microorganism. A model was designed and built with a scale of 1:250 from the aerated lagoon with geometric and dynamic similarity. With a factorial-type experimental design, an improvement on fats and oils degradation was obtained with 61.5% of efficiency, projected on the results of 5% inoculate concentration of P. fluorescens, 108h period and under environmental conditions. The economic approach to this work emerges as a low-cost solution and also far-reaching.

Key words: municipal wastewater, fats removal, process scaling.

Introducción La conservación de los recursos hidráulicos, la protección de las áreas de pesca y el mantenimiento de las aguas recreativas son preocupaciones adicionales en la actualidad. Esta necesidad alcanzó un máximo en la década de 1970. Se ha dicho en muchas ocasiones, y en parte sólo en broma, que la solución de la contaminación es la dilución. Para algunos contaminantes está afirmación tiene lógica, pues la purificación natural se hace cargo de ellos, siempre y cuando no sean cantidades grandes (Henry y Heinke, 1996).

Desde el estallido de la época industrial, las empresas que hoy en día manejan agua en sus procesos están obligadas, por ley, a tener un tratamiento de la misma antes de derramarla al drenaje. Estas fábricas utilizan constantemente el agua para el lavado de equipos, residuos y materia prima. El método biológico para disminuir el contenido de grasa es conocido como un proceso de lodos activados, sin embargo, aún después de ese tratamiento permanece una alta concentración de grasas y aceites, la cual puede ser reducida con el uso de un microorganismo lipolítico nativo (Winkler, 1995; Arciniega-Tenemaza y Salazar-Chacha, 2021).

Sabemos que las grasas son ésteres del glicerol y los ácidos grasos. Los microorganismos metabolizan las grasas solamente después de la hidrólisis del enlace éster, las enzimas extracelulares, llamadas lipasas, son las responsables de la reacción. Las fosfolipasas C y D rompen el enlace éster fosfato, son muy específicas y solo encontradas en algunas cepas microbianas.

Se encuentra publicado el uso de Pseudomonas para la degradación de metales pesados como plomo, cromo, aluminio, entre otros; siendo esta área importante porque genera un gran interés de investigación (Brock y Madigan, 1993; Colquehuanca-Solis, 2021).

En las lagunas de oxidación de la PTAR, se presenta una concentración de grasas y aceites de hasta 800mg/L a la salida del efluente, esto dependiendo de la época del año, según lo reporta el laboratorio de la PTAR. La norma oficial mexicana NOM-003-ECOL-1997, que establece los límites máximos permisibles de contaminantes para las aguas residuales tratadas que se reutilicen en servicios al público, establece una concentración máxima de grasas y aceite de 15mg/L en aguas residuales tratadas, por consiguiente se genera un problema en el manejo y disposición del efluente.


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Con el modelo a escala y el comportamiento real del microorganismo se puede lograr la implementación en la gran mayoría de las plantas de tratamiento internas de la industria de alimentos, refresquera, cervecera, químicas, escuelas, centros recreativos, gimnasios, talleres de servicio automotriz y otros más por mencionar.

Este proyecto pretende escalar el proceso de eliminación de grasa propuesto por López-García y Ramos-Briceño (2006); donde se aislaron microorganismos lipolíticos y se identificó a Pseudomonas fluorescens como el de mayor capacidad lipolítica en pruebas de laboratorio in vitro.

Metodología Se caracterizaron muestras de agua residual colectadas de la PTAR, tomando en cuenta como parámetros el contenido de grasa y aceite, el pH y la densidad óptica. Se inoculó P. fluorescens a diferentes concentraciones, en las muestras de agua residual para medir su comportamiento biodegradativo de grasas y aceites, todo esto, en un modelo construido con semejanzas geométrica y dinámica del prototipo de la PTAR, realizando las cinéticas a condiciones ambientales. Posteriormente, los datos obtenidos de las cinéticas de crecimiento de P. fluorescens a las diferentes concentraciones se cuantificaron y tabularon.

Antes de realizar la cinética de crecimiento, se estableció un diseño experimental en función de variables involucradas. El diseño experimental fue de tipo factorial teniendo como variables la concentración de inóculo y el tiempo de propagación. Como constante, el flujo de aire suministrado en intervalos de 36h como se muestra en la tabla 1.

Tabla 1. Diseño experimental. Concentración de

inóculo Tiempo X1 X1 T1 X1 T2 X1 T3 X1 T4

X2 X2 T1 X2 T2 X2 T3 X2 T4 X3 X3 T1 X3 T2 X3 T3 X3 T4 X4 X4 T1 X4 T2 X4 T3 X4 T4

X1 Pseudomonas fluorescens al 5%. T1 Tiempo inicial, 0h. X2 Pseudomonas fluorescens al 10%. T2 Tiempo medio 1, 36h. X3 Pseudomonas fluorescens al 15%. T3 Tiempo medio 2, 72hX4 Pseudomonas fluorescens al 20%. T4 Tiempo final, 108h.

Utilizando la construcción del diseño del modelo y con el agua residual como único medio de cultivo, se evaluó la cinética de crecimiento mediante turbidez, el pH (NMX-AA-008-SCFI-2000) y la capacidad lipolítica de P. fluorescens (NMX-AA-008-SCFI-2000).

La determinación del contenido de grasas y aceites fue realizada a cada una de las muestras tomadas de las cinéticas de crecimiento. El método consiste en acidificar una muestra para


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extraer las grasas y aceites en solución, de tal manera que se separa la grasa por filtración y posteriormente es extraída con un solvente orgánico a través del aparato Soxhlet.

Resultados Se confirmó la viabilidad y pureza de P. fluorescens aislada en un estudio preliminar (López-García y Ramos-Briceño, 2006) para la preparación de los inóculos a diferentes concentraciones (Figura 1).

Figura 1. Preparación del inóculo de P. fluorescens: (Izquierda) incorporación de agua destilada a cada uno de los tubos, (centro) inoculación de los matraces con agua residual

estéril, (derecha) desarrollo del inóculo en matraz.

Observando los datos expresados en porcentaje, se puede apreciar que la degradación de grasas y aceites presenta rendimientos entre 52 y el 61.5% de eficiencia, como lo muestran las gráficas 1.1, 1.2, 1.3 y 1.4 a diferentes concentraciones de inóculo incorporado.

Gráfica 1.1. Grasas y aceites Gráfica 1.2. Grasas y aceitesinoculación al 5% inoculación al 10%

Gráfica 1.3. Grasas y aceites Gráfica 1.4. Grasas y aceitesinoculación al 15% inoculación al 20%

0

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Conclusiones Pseudomonas flourescens demostró su capacidad lipolítica al degradar el contenido de grasa y aceite presente en las muestras de cada uno de los experimentos. Las condiciones óptimas de crecimiento para P. fluorescens, en el modelo a escala construido, fueron de una inoculación al 5%, en función al volumen de la muestra, con un tiempo de 108h y un rango de temperatura de 4 a 27° C. Se obtuvo el mayor rendimiento degradativo en la inoculación al 5%, el porcentaje reflejado en los datos fue del 61.5% de remoción de grasas y aceites de la muestra inicial.

Una inoculación inicial, en determinado porcentaje, tendrá lugar a la incorporación de una cantidad definida de una cepa microbiana, la cual podrá mantener su sobrevivencia en el medio de acuerdo a su interacción con el mismo, mayor si ésta es nativa. Finalmente, solo habrá un monitoreo de la concentración de dicha cepa en el medio sin necesidad de una inoculación posterior en un caso favorable.

La forma más sencilla y económica para eliminar nuestros residuos es siempre la más buscada, lamentablemente la creación de productos innovadores, la aceleración de la tecnología y la falta de cultura estarán pisando los talones de ésta.

Tratar con la microflora de las lagunas permitirá conocer soluciones más alcanzables y provechosas para el progreso de la PTAR, pues con la misma microflora se pueden realizar experimentaciones en los lodos activados y mejorar la degradación de la materia orgánica por medio de variaciones en la concentración y tipo de microorganismos en los lodos. Un ajuste en los lodos podría ser el inicio de formulaciones efectivas para la eliminación de residuos orgánicos en cualquier planta de tratamiento, río, lago y más.

Referencias

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APLICACIÓN DEL PROCESO DE HIDROCARBONIZACIÓN A LOS A LA FRACCIÓN SÓLIDA DE RSU Y RESIDUOS CÍTRICOS

Muñoz-Valeriano C, Rosas-Mendoza E.S. Alvarado-Vallejo A. División de Estudios de Posgrado e Investigación, Tecnológico Nacional de México/

Instituto Tecnológico de Orizaba, Av. Oriente 9 Núm. 852 Col. Emiliano Zapata, Orizaba, Veracruz, C.P. 94320, México.

Resumen

En México se generan diariamente 102,895 toneladas de residuos, de los cuales se recolectan 83.93 % y se disponen en sitios de disposición final 78.54 %, reciclando únicamente el 9.63 % de los residuos generados (SEMARNAT, 2017). Entre estos residuos se encuentran los Residuos Cítricos, los cuales provienen de la industria citrícola, principalmente del procesado de la fruta para la obtención de jugos. Dicho residuo normalmente se deposita en tiraderos a suelo abierto, lo que genera un problema serio de contaminación (Chávez y Aguilar). Por ello en este trabajo de investigación se estudia el aprovechamiento de los residuos orgánicos a través de la generación de un producto que contribuya a la mejora de las propiedades del suelo como los es el Hidrochar, un biocarbón producido de la fracción sólida de Residuos Sólidos Orgánicos y de Residuos Cítricos mediante la carbonización hidrotérmica.

Palabras clave: hidrochar, residuos cítricos, residuos sólidos.

Abstrac

In Mexico, 102,895 tons of waste are generated daily, of which 83.93 % are collected and 78.54 % are disposed in final disposal sites, with only 9.63 % of the waste generated being recycled (SEMARNAT, 2017). Among these wastes are citrus waste, which come from the citrus industry, mainly from the processing of the fruit to obtain juice. This waste is normally disposed in open dumps, which generates a serious contamination problem (Chavez and Aguilar). Therefore, this research work studies the use of organic wastes through the generation of a product that contributes to the improvement of soil properties such as Hidrochar, a biochar produced from the solid fraction of organic solid wastes and citrus wastes by means of hydrothermal carbonization.

Key words: hydrochar, citrus waste, solid waste.


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Introducción La rápida industrialización y una grave urbanización ha traído consigo recientemente un severo problema de escasez de recursos y contaminación ambiental. La biomasa lignocelulósica se ha considerado una materia prima renovable y amigable con el medio ambiente para producir diversos productos. La producción de valiosos materiales de carbono a partir de biomasa residual sigue creciendo especialmente para rutas de preparación simples y económicas (Gao et al., 2014). La carbonización Hidrotérmica (HTC, por sus siglas en inglés) es un proceso termoquímico de conversión de materia prima orgánica en un producto sólido con un alto contenido de carbono, llamado Hidrochar. Este proceso se lleva a cabo en la fase de líquido subcrítico, donde la biomasa húmeda se calienta en un sistema confinado con presiones de 2-6 MPa en un rango de temperatura de 180-260 °C, los tiempos de residencia oscilan entre 1-8 horas (Kambo y Dutta, 2015). El agua a presión con alta temperatura exhibe un producto iónico mayor que en condiciones ambientales, comportándose como un precursor de catalizador ácido/base y actuando como un solvente y un reactivo, comportamiento que es capaz de promover la transformación de la materia orgánica y su enriquecimiento en carbono. Generalmente la presión de reacción no es controlada en el proceso y se mantiene en autógeno con la presión del vapor del agua correspondiente a la temperatura de reacción (Funke y Ziegler, 2010). Por esta razón, se considera importante desarrollar condiciones de operación del proceso de carbonización hidrotérmica a partir de Residuos Sólidos Orgánicos y de Residuos Cítricos a fin evaluar la producción de Hidrochar como propuesta de gestión ambiental de los Residuos Sólidos Orgánicos, generados en el Mercado E. Zapata de Orizaba y de la industria Citrícola de la región norte del estado de Veracruz. Metodología Los Residuos de Frutas y Verduras se obtuvieron del mercado municipal E. Zapata de la ciudad de Orizaba Ver., se acondicionaron los residuos mediante trituración, molienda y centrifugado, en un molino triturador de cuchillas con tornillo transportador marca VEYCO modelo MCV 320. La recolección de Residuos Cítricos se realizó dentro de una empresa citrícola de la región, proveniente del proceso de extracción de jugo. Se redujo el tamaño de las cáscaras en tamaños aproximados de 3 a 5 mm. La fracción sólida de ambas muestras fueron caracterizadas con análisis de ST, SV, pH y humedad. Para realizar la HTC se establecieron condiciones de operación con el fin de estandarizar la producción de Hidrochar con ambos residuos. Se realizó un diseño experimental bifactorial de tres niveles, con valores para la evaluación de la producción de Hidrochar con dos réplicas con ambas muestras por separado. Para este diseño se establecieron los datos de la Tabla 1.


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Tabla 1. Diseño experimental HTC Matriz de Aplicación 2hr 4hr 6hr

Temperatura °C 200 HTC-1 HTC-4 HTC-7 220 HTC-2 HTC-5 HTC-8 240 HTC-3 HTC-6 HTC-9

En este diseño experimental se realizó cada muestra por duplicado, realizando un total de 18 experimentaciones por cada muestra, tanto de Residuos Sólidos Urbanos como de Residuos Cítricos.

Las muestras fueron introducidas en un reactor de carbonización hidrotérmica modelo kH-250 de acero inoxidable 304, con un forro interior de PTFE, el cual alcanza una presión hasta de 3 MPa y resiste temperaturas hasta de 250 °C. Dentro de este reactor se llevó a cabo la conversión de la biomasa en la fase del líquido subcrítico el cual actúa como un disolvente no polar que mejora la solubilidad de los compuestos orgánicos de la biomasa El tratamiento hidrotérmico por descarboxilación a una temperatura mayor a 150 °C degrada los grupos carboxilos (-COOH) y carbonilos (-C=O) produciendo respectivamente CO y CO2.

Una vez obtenido el producto, se acondicionó y posteriormente se realizaron los análisis presentados en la Tabla 2 para realizar la evaluación entre los diferentes hidrochar obtenidos.

Tabla 2. Métodos para la caracterización de hidrochar.

Análisis Unidad Método

Humedad % NORMA MEXICANA NMX-AA-16-1984.

ST % m/m Método gravimétrico 2540 B SM Standard

Methods

SV % m/m Método gravimétrico 2540 E SM de Standard

Methods

pH ------------ Potenciómetro 4500-H+ B Standard Methods

TOC ppm (mg/L) Combustión catalítica-infrarrojo

CIC meq/100g Determinación mediante Acetato de Amonio

Resultados Los resultados de los análisis realizados para la caracterización fisicoquímica de la fracción sólida de los Residuos Sólidos Orgánicos (RSO) y Residuos Sólidos Cítricos (RSC) se


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presentan en la Tabla 3. Los cuales ayudaron a determinar la influencia de ellos en la conversión de la biomasa dentro del proceso HTC.

Tabla 3. Caracterización fisicoquímica de RSO y RC.

Parámetros RSO RSC Unidades

Humedad 90 – 95 80 - 85 %

pH 4.84 - 5.58 3.85 - 5 -----

ST 8 -13 30 - 40 % m/m

SV 80 – 95 90 - 95 % m/m

Se realizaron las 18 pruebas experimentales de producción de Hidrochar con los diferentes factores y los resultados obtenidos fueron analizados estadísticamente utilizando el programa Minitab 18, en el cual se introdujo la matriz factorial deseada, en cada columna se añadió una variable de respuesta y sus valores obtenidos en cada experimento. Con esto se determinó que las condiciones óptimas para la producción de HTC de RSU es a 240 °C durante 2 horas y para la producción de HTC de RC es a 240 °C durante 4 horas.

Se realizaron pruebas experimentales con las condiciones óptimas para la producción de Hidrochar de los diferentes residuos con diferentes porcentajes de Humedad y se obtuvieron los resultados mostrado en la Figura 3 y 4 para cada residuo respectivamente.

Figura 1. Gráfico de interacción de los factores en la producción de Hidrochar RSU.

Figura 2. Gráfico de interacción de los factores en la produc

ción de Hidrochar RC.


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Por lo que se determina que a mayor contenido de humedad se obtiene mayor eficiencia de conversion de biomasa dentro del proceso HTC.

Conclusiones Se comprueba que las propiedades fisicoquímicas de los residuos utilizados en esta investigación tienen influencia significativa dentro del proceso de Carbonización Hidrotérmica. Los resultados obtenidos en los experimentos de producción de Hidrochar demuestran que la temperatura junto con el tiempo de residencia afecta de forma positiva como negativa al rendimiento de la biomasa dentro del proceso HTC. Con lo que se comprueba que a mayor tiempo de residencia de la biomasa dentro del reactor HTC, se obtiene un menor rendimiento de producción de Hidrochar.

Los principales parámetros que influyen dentro del proceso HTC con los residuos ya mencionados son la temperatura, la presión, contenido de humedad de cada muestra y el tiempo de residencia. El pH no tiene influencia significativa dentro de la conversión de la biomasa.

Se determinó que las condiciones óptimas para la producción de HTC de RSU es a 240 °C durante 2 horas y para la producción de HTC de RC es a 240 °C durante 4 horas con un contenido de humedad del 90%.

Referencias

SEMARNAT. (2017). Información sobre residuos sólidos urbanos. https://www.gob.mx/semarnat/acciones-y-programas/residuos-solidos-urbanos-rsu (Consultado octubre 2019).

Chávez, G. y Aguilar, C. 2012. Aprovechamiento de la industria citrícola. CienciaCierta.uadec.mx No. 29.

37.535.032.530.027.525.022.520.0

96

94

92

90

88

86

84

82

80

HTC RC (g)

Hum

edad

(%)

Gráfica de dispersión de Humedad (%) vs. HTC RC (g)

26252423222120191817

96

94

92

90

88

86

84

82

80

HTC RSU (g)

Hum

edad

(%)

Gráfica de dispersión de Humedad (%) vs. HTC RSU (g)

Figura 3. Gráfico de Humedad- Producción de Hidrochar con RC.

Figura 4. Gráfico de Humedad- Producción de Hidrochar

con RSU.


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P. Gao, Y. Zhou, F. Meng, Y. Zhang, Z. Liu, W.Zhang. 2014. Preparation and characterization of hydrochar from waste eucalyptus bark by hydrothermal carbonization

Kambo, H. S., y Dutta, A. (2015). A comparative review of biochar and hydrochar in terms of production, physico-chemical properties and applications. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 45, 359–378.

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