EVALUACIÓN DEL PROCESO DE ADSORCIÓN EN TRES TIPOS DE CARBÓN ACTIVADO GRANULAR PARA UNA FUENTE DE AGUA SUPERFICIAL

Trabajo de grado

Aspirante a grado en Ingeniería Ambiental:

MARIA JULIANA MONTENEGRO CALVO

Asesor:

MANUEL RODRIGUEZ SUSA

Universidad de los Andes – Colombia

Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental

Bogotá – Colombia

2017

2

Tabla de contenido

INDICEDEILUSTRACIONES..........................................................................................................2

ÍNDICEDETABLAS.......................................................................................................................3

INTRODUCCIÓN...........................................................................................................................4

MARCOTEÓRICO.........................................................................................................................4ADSORCIÓN.......................................................................................................................................4ADSORCIÓNFÍSICA..............................................................................................................................5PROPIEDADESFÍSICASDELCARBÓNACTIVADO.........................................................................................5FACTORESQUEAFECTANLAADSORCIÓNFÍSICA........................................................................................7ISOTERMASDEADSORCIÓN................................................................................................................10

IsotermadeLangmuir:.............................................................................................................10IsotermadeFreundlich:...........................................................................................................12Isotermasmulti-solutos:..........................................................................................................13

EFECTIVIDADDELAADSORCIÓNCONGACPARACIERTOSCONTAMINANTES................................................13

METODOLOGÍA.........................................................................................................................15

RESULTADOS.............................................................................................................................19

CONCLUSIONESYRECOMENDACIONES.....................................................................................26

BIBLIOGRAFÍA...........................................................................................................................27

Indice de ilustraciones ILUSTRACIÓN 1. DIPOLO Y CUADRUPOLO............................................................................................................5ILUSTRACIÓN 2. EFECTO DE SOLUTOS EN LA TENSIÓN SUPERFICIAL DE UN LÍQUIDO (UNIVERSIDAD AUTÓNOMA

DE NUEVO LEÓN, 1998).............................................................................................................................9ILUSTRACIÓN 3. EFECTO DE ELECTROLITOS INORGÁNICOS EN LA TENSIÓN SUPERFICIAL DE SOLUCIONES

ACUOSAS HTTP://WWW.CHE.NCKU.EDU.TW/FACULTYWEB/LEEYL/94%20界面現象/CHAPTER%2008%20LIQUID-LIQUID%20INTERFACE2.PDF......................................................................9

ILUSTRACIÓN 4. ISOTERMA DE LANGMUIR, CON B COMO QM. TOMADO DE HTTP://WWW.CHIMICAMO.ORG/CHIMICA-FISICA/ADSORBIMENTO.HTML (CHIMICAMO, 2012)........................................................................................11

ILUSTRACIÓN 5. ISOTERMAS DE FREUNDLICH DE ACUERDO A LA CONSTANTE N DE INTENSIDAD DE ADSORCIÓN. TOMADO DE: HTTP://SLIDEPLAYER.COM/SLIDE/4217876/ (PRATIK, S.F.).......................................................12

ILUSTRACIÓN 6. COMPUESTOS CON MUY ALTA PROBABILIDAD A SER ADSORBIDOS (ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR - UNIVERSIDAD DE SEVILLA)..................................................................................................13

ILUSTRACIÓN 7. COMPUESTOS CON ALTA PROBABILIDAD A SER ADSORBIDOS (ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR - UNIVERSIDAD DE SEVILLA)...................................................................................................................14

ILUSTRACIÓN 8. COMPUESTOS CON PROBABILIDAD MODERADA A SER ADSORBIDOS (ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR - UNIVERSIDAD DE SEVILLA)..................................................................................................14

ILUSTRACIÓN 9. COMPUESTOS QUE NO PUEDEN SER ADSORBIDOS (ESCUELA POLITÉCNICA SUPERIOR - UNIVERSIDAD DE SEVILLA).....................................................................................................................14

3

ILUSTRACIÓN 10. LUGAR DONDE SE TOMÓ LA MUESTRA DE AGUA SUPERFICIAL...............................................15ILUSTRACIÓN 11. BALANZA GRAVIMÉTRICA.....................................................................................................15ILUSTRACIÓN 12. MONTAJE EXPERIMENTAL CONTACTO GAC Y MUESTRA DE AGUA........................................16ILUSTRACIÓN 13. MONTAJE FILTRACIÓN MUESTRAS.........................................................................................16ILUSTRACIÓN 14. FILTROS UTILIZADOS.............................................................................................................16ILUSTRACIÓN 15. EJEMPLO DE FILTRO CONTAMINADO CON PEQUEÑAS PARTÍCULAS RESULTADO DE LA

ABRASIÓN DEL GAC................................................................................................................................17ILUSTRACIÓN 16. TUBOS LISTOS PARA INGRESAR AL AUTOSAMPLER COT.......................................................17ILUSTRACIÓN 17. AUTOSAMPLER COT.............................................................................................................18ILUSTRACIÓN 18. COMPORTAMIENTO GRÁFICO DE ISOTERMAS DE LANGMUIR. FREUNDLICH Y LINEAL...........22ILUSTRACIÓN 19. ISOTERMA DE ADSORCIÓN PARA COT CON GAC HYDRAFFIN 30N. Tº 19ºC. PH 7.3. 24 HORAS

DE AGITACIÓN.........................................................................................................................................22ILUSTRACIÓN 20. ISOTERMA DE ADSORCIÓN PARA COT CON GAC CGC 8X30. Tº 19ºC. PH 7.3. 24 HORAS DE

AGITACIÓN..............................................................................................................................................23ILUSTRACIÓN 21. ISOTERMA DE ADSORCIÓN PARA COT CON GAC HYDRAFFIN CC. Tº 18.4ºC. PH 7.45. 24

HORAS DE AGITACIÓN..............................................................................................................................23ILUSTRACIÓN 22. . ISOTERMA DE ADSORCIÓN PARA COT CON GAC HYDRAFFIN CC. SIN DATO DE 0.3G DE

GAC. Tº 18.4ºC. PH 7.45. 24 HORAS DE AGITACIÓN................................................................................24ILUSTRACIÓN 23. GRÁFICA DE AJUSTE PARA ADSORCIÓN DE COT CON HYDRAFFIN 30N.................................24ILUSTRACIÓN 24. GRÁFICA DE AJUSTE PARA ADSORCIÓN DE COT CON CGC 8X30..........................................25ILUSTRACIÓN 25. GRÁFICA DE AJUSTE PARA ADSORCIÓN DE COT CON HYDRAFFIN CC...................................25

Índice de tablas TABLA 1. ESTÁNDAR AMERICANO PARA DETERMINACIÓN DE TAMAÑO DE PARTÍCULA (COONEY, 1998)............6TABLA 2. CARACTERÍSTICAS DE LOS 3 DIFERENTES GAC UTILIZADOS.............................................................18TABLA 3. COMPILADO DE RESULTADOS PARA HYDRAFFIN 30N........................................................................20TABLA 4. COMPILADO DE RESULTADOS PARA CGC 8X30.................................................................................21TABLA 5. COMPILADO DE RESULTADOS PARA HYDRAFFIN CC.........................................................................21TABLA 6. PARÁMETROS DE AJUSTE AL MODELO DE FREUNDLICH PARA LA ADSORCIÓN DE COT EN UNA FUENTE

DE AGUA SUPERFICIAL.............................................................................................................................26

4

Introducción Un tren convencional de tratamiento de agua potable tiene: 1) Coagulación, 2) Floculación, 3) Sedimentación, 4) Filtración, 5) Desinfección. Se tiene entonces una alta probabilidad de formación de subproductos de desinfección (SPDs) en situaciones donde el afluente tenga altas trazas de materia orgánica natural (MON) que posteriormente pueda reaccionar con desinfectantes como Cl2, cloraminas, O3, entre otros. Es claro que el intento por controlar los SPDs no puede poner en peligro la desinfección, ya que los riesgos en una desinfección deficiente son mucho mayores que los de consumo de SPDs. (Organización Mundial de la Salud, 2006) Es ahí donde los procesos de adsorción, ampliamente utilizados en contextos de importancia tecnológica, biológica y ambiental, entran a perfeccionar la calidad del efluente obtenido disminuyendo el riesgo de ingesta de SPDs. El carbón activado granular (GAC), material utilizado por excelencia, tiene la capacidad de retener contaminantes como pesticidas, herbicidas, detergentes, hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), compuestos fenólicos y trihalometanos (THM); además de la materia orgánica natural (MON) que corresponde a una mezcla compleja de compuestos formados como resultado de la descomposición de material animal y/o vegetal en el ambiente. (Dabrowski, 2001) Se recomienda entonces incluir una etapa de adsorción previa a la desinfección que reduzca el potencial de formación de SPDs sin necesidad de reducir la dosis de desinfectante ni representar un efecto adverso en la erradicación de microorganismos patógenos. Para el diseño de esta nueva etapa en el tren de potabilización es necesario conocer el tipo de GAC que mejor se adapta a las condiciones ambientales y que mayor eficiencia tendrá en cuanto a vida útil y desempeño en retención de contaminantes. Este documento está focalizado en la teoría de la adsorción en potabilización y la comparación final de 3 diferentes tipos de carbón activado, de acuerdo a su eficacia en la disminución de niveles de Carbón Orgánico Total (COT) para una muestra de agua de la Quebrada San Francisco, Bogotá.

Marco teórico Adsorción “La adsorción corresponde a la transferencia de una molécula de la fase líquida hacia la fase sólida. Este fenómeno obedece a las leyes de equilibrio entre la concentración en fase líquida y la concentración en fase sólida, sobre la superficie del material adsorbente”. (Delgado, 2003) Existen 3 tipos de adsorción: química, de intercambio iónico y física. La primera se debe a interacciones químicas entre el adsorbato y el adsorbente; es común para partículas gaseosas. La segunda ocurre por atracción electrostática y la tercera se debe a fuerzas de atracción de Van der Waals y es la que ocurre por el uso de GAC en fuentes de abastecimiento para potabilización.

5

Adsorción física Se entiende entonces que la adsorción física está dominada por la fuerza de atracción de Van der Waals que sienten el adsorbato (soluto) y los átomos superficiales del GAC (adsorbente). Para que dicha atracción suceda se debe producir un dipolo instantáneo en la molécula del soluto que induzca un dipolo en la superficie adsorbente. La distribución asimétrica de los electrones alrededor del núcleo del adsorbato/soluto origina un dipolo instantáneo en él, y cuando esto sucede cerca del GAC, se induce un dipolo en la superficie de éste. La fuerza de atracción originada va a depender entonces de la distancia entre las moléculas que se quieren adsorber y la superficie activa del carbón. Cabe resaltar que la configuración de dipolo no es la única que se puede dar. También está la posibilidad de que se generen cuadrupolos instantáneos que induzcan cuadrupolos en la superficie del GAC. Un ejemplo de éstos es el dióxido de azufre SO2 que tiene la siguiente configuración simétrica: -O-+S+-O-. La siguiente imagen ilustra un dipolo y un cuadrupolo, siendo el color verde cargas positivas y el morado cargas negativas.

Ilustración 1. Dipolo y cuadrupolo

Ya que las fuerzas de Van der Waals no son tan fuertes, la adsorción física es un proceso reversible. De esta manera los contaminantes van a migrar de donde hay mayor concentración a donde hay menor concentración. Así, el GAC debe ser reemplazado en lapsos determinados según la calidad del afluente y diseño de tanque/columna de adsorción. El cálculo de la vida útil del GAC es determinante en cuanto a que un periodo sobreestimado ocasionaría el retorno de los contaminantes al agua una vez la superficie del carbón se colmate; en cambio, si el tiempo se subestima se estaría inutilizando el carbón y se incurriría en sobrecostos en el tratamiento del agua. Propiedades físicas del carbón activado Cada tipo de GAC tiene diferentes propiedades que lo hacen único y sobresaliente para determinados contextos de adsorción. Estas propiedades van a depender de su origen y método de activación principalmente. A continuación se enlistan algunas de las características medibles que pueden encontrarse en la ficha técnica del GAC:

ò Ceniza: corresponde al residuo remanente de calentar cierta masa de carbón 954ºC durante 3 horas continuas. Es usualmente el 3-10% del peso original del carbón.

ò Humedad: se determina a partir de la diferencia de pesos de una muestra conocida de carbón (entre 5-10g) antes y después de llevar a 150ºC durante 3 horas. El peso final debería ser menor al inicial ya que el contenido de agua del carbón (humedad) se pierde.

ò Densidad: hay densidad aparente, particulada y real. La aparente será masa/volumen de carbón seco. Normalmente su valor oscila entre 0.5-0.6 g/mL; si el carbón fue

6

hecho a base de madera entonces su densidad aparente estará entre 0.24-0.3 g/mL. (Cooney, 1998)

ò Tamaño de partícula: se determina experimentalmente con ayuda de una máquina que agita entre 100-200g de carbón durante 10 minutos a través de diferentes tamices. Dado que se conoce la masa inicial de carbón que se distribuye en los diferentes tamices; se tendrá una relación porcentual para cada tamaño. Los tamaños para GAC comercial son: 8x20, 8x30, 10x30, 12x20, 12x30, 12x40, 20x50. (Cooney, 1998) Estas relaciones de tamaño corresponden a la relación de los nominal sieve mesh numbers que se encuentran estandarizados en Estados Unidos de la siguiente manera:

Tabla 1. Estándar americano para determinación de tamaño de partícula (Cooney, 1998)

Nominal Sieve Mesh

Number

Opening Size

Number (mm)

4 4.70 6 3.33 8 2.36 12 1.65 14 1.40 16 1.17 18 0.991 20 0.833 25 0.701 30 0.589 35 0.495 40 0.417 45 0.351 50 0.295 60 0.246 80 0.175 100 0.150 200 0.074 325 0.043

De esta manera cada nominal sieve mesh number está relacionado con un tamaño de abertura del tamiz en milímetros. Un carbón activado de 8x20 tendrá un tamaño de partícula entre 2.36 – 0.833 mm; en su mayoría, el carbón logra pasar a través del tamiz 8 pero se queda retenido en el de 20. Un carbón 20x50 tendrá una distribución de tamaños entre 0.833 – 0.295 mm. Así, entre más grande el nominal sieve mesh number menor será el tamaño de la partícula. Un carbón de tipo 12x40 tiene un rango de tamaños muy amplio (entre 1.65 – 0.417 mm), es decir que es un carbón al que se podrán adsorber contaminantes muy pequeños y grandes. El uso de uno o del otro dependerá de la calidad del afluente que se tiene y la calidad del efluente deseada; además de los costos comprendidos en el cambio constante del GAC.

7

ò Dureza: Se determina experimentalmente sometiendo una muestra de carbón a constante agitación con perlas de acero inoxidable. Idealmente el carbón debe ser capaz de resistir fenómenos abrasivos, tanto por seguridad de quienes lo manejan (riesgo de inhalación) como por optimización de su uso. A mayor % de dureza, más deseado será el GAC.

ò Distribución de tamaños de poro: el tamaño del poro es muy desigual, al igual que sus formas. Éste dependerá principalmente del material base del carbón y de su método de activación. Comercialmente los poros se clasifican en: 1) Macroporos: >100 Ä; 2) Microporos: < 10-20 Ä (usual para adsorción de gases) y 3) Transicionales: 100 Ä< x >10 Ä. (Ä: angstrom: 0.1 nm: 1x10-10m)

ò Área superficial: Se calcula con la fórmula BET; de Brunauer, Emmett y Teller. ò Naturaleza de la superficie: Según las condiciones de activación se pueden producir

2 tipos de carbón activado: 1) L-type: durante la activación se lleva a una temperatura entre 200-400 ºC en presencia de vapor de agua o CO2. Resulta un carbón hidrofílico que se carga negativamente al entrar en contacto con el agua ya que adsorbe OH-. Como consecuencia el agua quedará acidificada. En su superficie predominan los óxidos ácidos como carboxílico, grupo carbonilo, lactona, grupo peróxido, anhídrido carboxílico. (Cooney, 1998) 2) H-type: durante la activación se lleva a una temperatura > 750ºC en presencia de vapor de agua o CO2. Resulta un carbón hidrofóbico que se carga positivamente al entrar en contacto con el agua porque adsorbe protones; como consecuencia el agua queda alcalina. En su superficie predominan óxidos básicos como lactones, quinonas, hidroxilos fenólicos y carboxilatos. (Cooney, 1998) Este último es el tipo de carbón activado que más se produce.

Factores que afectan la adsorción física

ò Temperatura: la energía cinética aumenta con la temperatura. A mayor energía cinética, mayor vibración y probabilidad de desorción.

ò Naturaleza del solvente: la adsorción se afectará si el solvente es a fin con el soluto. Adsorber un contaminante orgánico que se encuentra en una solución (solvente) orgánica será más complejo que, por ejemplo, remover COT del agua. Esto se debe a que el solvente está compitiendo con el GAC por interactuar y acoplarse con el soluto (contaminante a remover). A menor afinidad soluto-solvente mejor será la adsorción.

ò Área superficial del carbón: se podría pensar que a mayor área superficial del GAC mejor será la adsorción. Sin embargo esta relación se encuentra fuertemente ligada con la caracterización del afluente, la determinación de los contaminantes que se quieren adsorber y la distribución de tamaños de poro. Pensar en remover moléculas grandes y complejas del agua como Sub-Productos de Desinfección (SPDs) puede resultar imposible si se maneja un GAC con una distribución de tamaño de poro muy pequeña (microporos). Para esas grandes moléculas, los pequeños poros serán inasequibles y no habría adsorción. Entonces a pesar de ser importante utilizar un carbón con la mayor proporción de espacios activos (área superficial) posible, esta área debe estar maximizada para determinado(s) tamaño(s) de poro según las necesidades de remoción.

8

ò Estructura porosa del carbón: dicho lo anterior, existen ciertos estudios que relacionan algunos contaminantes con el mínimo diámetro que debe tener el poro del GAC para ser asequible. Por ejemplo: 1) Yodo: 10 Ä, 2) Permanganato de potasio: 10 Ä, 3) Azul de metileno: 15 Ä, 4) Eritrosina roja: 10 Ä, 5) Sustancias con alto peso molecular: 28 Ä. (Cooney, 1998)

ò Naturaleza del soluto: las sales disociadas como cloruro de sodio o nitrato de potasio no se adsorben. Por otra parte, los solutos no disociados como yodo o cloruro de mercurio si se adsorben. (Cooney, 1998) De esta manera, un soluto ionizado es mucho más difícil de adsorber, en comparación a un soluto neutro. Para el caso de remoción de COT en agua, la adsorción será mejor en tanto el contaminante sea no polar (el agua no es a fin con solutos no polares) y tenga baja solubilidad. Adicionalmente, si se piensa en la interacción que habrá entre molécula de soluto y superficie del GAC, entre más grande sea la molécula, más evidentes serán las fuerzas de atracción de Van der Waals que se presenten. Será más fácil remover entonces moléculas más orgánicas y complejas. La regla de Traube enfatiza la premisa anterior.

ò Volumen de poro : representa el volumen total de los poros de una partícula de carbón por unidad de peso del mismo. Se calcula experimentalmente llenando los poros del GAC con nitrógeno. Aquellos a base de madera tienen mayor volumen de poro: 2.2-2.5 mg/L, mientras que los origen mineral oscilan entre 0.8_1.2 mg/L. (Cooney, 1998)

ò pH de la solución: ciertos adsorbatos pueden ionizarse a determinado pH predominante; si esto sucede, la eficiencia de adsorción se verá reducida ya que los iones con misma carga producen fuerzas electrostáticas de repulsión que son más fuertes a las fuerzas de atracción de Van der Waals. Sin fuerzas repulsivas el carbón activado tiene una mayor probabilidad de alcanzar una alta densidad de colmatación en su superficie. Se puede concluir que la adsorción varía inversamente con la cantidad de carga del adsorbato.

ò Un ensayo realizado por (Cooney, 1998) demuestra cómo varía el porcentaje de adsorción del ácido salicílico en agua dependiendo del pH de la solución: entre más ácido (1-2) más se acerca al 100% de eficiencia, mientras que a pH de 12-13 el % de eficiencia de adsorción se reduce a cerca del 20%. Esto se debe a que el punto isoeléctrico del ácido (punto en el que la carga neta de una molécula =0)se pierde una vez el pH de la solución empieza a ser > 1.

ò Presencia de sales inorgánicas: la presencia de sales como cloruro de sodio mejoran la adsorción de iones orgánicos debido a que la carga iónica de esta sal es contraria a la del adsorbato orgánico y por tanto las fuerzas de repulsión se reducen. Algunos ejemplos de adsorbatos orgánicos son: fenol, ácido benzoico, anilina, ácido antranílico.

ò Competencia entre solutos: como se describió anteriormente, la afinidad entre el espacio activo del carbón y el adsorbato dependerá del tamaño de la molécula este último. Si se trata de un agua con contaminantes de diferente tamaño molecular, la competencia no será un factor dominante. Sin embargo, en un caso de uniformidad en cuanto a los contaminantes presentes en el agua, la competencia entre solutos será evidente y el % de eficiencia de adsorción se va a reducir para alguna o todas de las especies en disputa.

ò Tensión superficial: el valor de la tensión superficial depende de la intensidad de las interacciones intermoleculares en el líquido: entre más interacciones interacciones se

9

presenten, mayor será el valor de la tensión superficial. De esta manera, a menor tensión superficial mejor adsorción ya que las interacciones entre solutos y/o soluto-solvente serán menores. Este concepto de interacción de las moléculas o iones de un soluto con el solvente se conoce como solvatación. Dependiendo del grado de solvatación la tensión superficial será mayor o menor: - Alto grado de solvatación del soluto = alto grado de asociación con el agua =

aumento de la tensión superficial (I). Ejemplo: sales iónicas. (Universidad Autónoma de Nuevo león, 1998) El efecto será mayor de acuerdo a la serie Hofmeister: Li+ >Na+ >K+ F- >Cl- >Br- >I- (ver imagen)

- Bajo grado de solvatación del soluto = disminución interacciones intermoleculares del líquido = descenso tensión superficial (II). (Universidad Autónoma de Nuevo león, 1998)

- Uso de tensoactivos o surfactantes = alta disminución de la tensión superficial (III). (Universidad Autónoma de Nuevo león, 1998)

La siguiente imagen ilustra las 3 relaciones descritas:

Ilustración 2. Efecto de solutos en la tensión superficial de un líquido (Universidad Autónoma de

Nuevo león, 1998)

Ilustración 3. Efecto de electrolitos inorgánicos en la tensión superficial de soluciones acuosas

http://www.che.ncku.edu.tw/facultyweb/leeyl/94%20界面現象/Chapter%2008%20Liquid-liquid%20interface2.pdf

Dado el propósito de este trabajo, es importante añadir que “los ácidos húmicos y humus disuelto del suelo en agua también reducen la tensión superficial del agua” (Tschapek et al, 1978). De esta manera, la remoción de materia orgánica con carbón activado es factible.

10

Isotermas de adsorción

Como se mencionó anteriormente la adsorción es reversible. Ésta sucederá hasta que la velocidad de adsorción de las moléculas sobre la superficie sea la misma que la velocidad de desorción de las mismas. A esta condición se le conoce como el equilibrio de adsorción y ocurre cuando la capacidad de adsorción a X concentración es cero. Las isotermas de adsorción son la manera de representar dicho equilibrio. Las isotermas de adsorción se construyen a partir de una ecuación que relaciona la cantidad de soluto (COT) adsorbido en el sólido (GAC) con el equilibrio de concentración del soluto en solución a una temperatura constante determinada. (University of Washington, 2009)

De manera general y en el caso de soluciones con un único soluto se tiene que el equilibrio de adsorción está representado por:

𝑞 ∗ 𝑊 = 𝑉 ∗ (𝐶𝑜 − 𝐶𝑒)

donde: 𝑞= cantidad del sustrato adsorbido al carbón (mg soluto/ g carbón) 𝑊= cantidad de carbón (g carbón) 𝑉= volumen de la solución (L solución) 𝐶𝑜= concentración inicial del soluto en solución (mg soluto/ L solución; ppm) 𝐶𝑒= concentración final del soluto en solución (mg soluto/ L solución; ppm)

Las isotermas se construyen experimentalmente para cada caso de estudio en específico; es decir que aquellas encontradas en la literatura no pueden aplicarse a todo contexto. Factores como temperatura, pH, velocidad de mezcla, tiempo de contacto, calidad del afluente y tipo de carbón influyen al momento de determinar la eficiencia de adsorción. La forma de construir las isotermas se basa en el hecho que 𝐶𝑜 no se puede controlar, en cambio la cantidad de GAC empleada en el proceso sí. De esta manera se fija un volumen de solución y se varían los valores de 𝑊 para obtener diferentes 𝐶𝑒. A continuación se presentan 2 isotermas diferentes y la aclaración en cuanto a ensayos multi-solutos:

Isoterma de Langmuir:

Para encontrar el equilibrio de adsorción se deben igualar las ecuaciones de adsorción (1) y desorción (2):

𝑘 ∗ 𝐶𝑒 ∗ 1 − 𝜃 𝑒𝑞 1

𝑘0 ∗ 𝜃𝑒𝑞(2) con: 𝑘 y 𝑘0 como constantes, 𝜃 como la fracción de la superficie del carbón que está cubierta (es proporcional a 𝑞) y 𝐶𝑒 como la concentración de equilibrio del adsorbato en solución después de la adsorción. Al igualar ambas ecuaciones se obtiene:

11

𝑞 = 𝜃 =𝑘 ∗ 𝐶𝑒

𝑘0 + 𝑘 ∗ 𝐶𝑒𝑒𝑞 3

Que será equivalente a la eq (4) si remplazamos 𝑏 = 𝑘/𝑘′ y añadimos el término 𝑞𝑚 como una constante que representa el valor máximo de 𝑞𝑜𝜃 a medida que el valor de 𝐶𝑒 aumenta. En otras palabras 𝑞𝑚 representa la concentración de contaminante adsorbido una vez que la capa molecular está cubierta. Ver ilustración 4.

𝑞 = 𝜃 =𝑏 ∗ 𝑞𝑚 ∗ 𝐶𝑒1 + 𝑏 ∗ 𝐶𝑒

𝑒𝑞(4) Finalmente la ecuación debe ser linealizada para determinar los valores de 𝑞𝑚 y 𝑏 que corresponden a las incógnitas de la ecuación. Las ecuaciones (5) y (6) son dos formas diferentes de hacerlo:

1𝑞=

1𝑞𝑚

+1𝐶𝑒

∗1

𝑏 ∗ 𝑞𝑚𝑒𝑞(5)

𝐶𝑒𝑞=

1𝑞𝑚

∗𝐶𝑒𝑞𝑚

+1

𝑏 ∗ 𝑞𝑚𝑒𝑞(6)

Para encontrar el valor de 𝑞𝑚 y 𝑏 se deben realizar varios ensayos con diferentes cantidades de carbón y mismo volumen de agua para obtener diferentes parejas de 𝑞 VS 𝐶𝑒. De esta manera se grafica X como ;

<= VS Y como ;

> y con la ecuación de la

recta se encuentran la pendiente y el intercepto de donde se despejan las variables desconocidas. Se debe tener en cuenta que Langmuir asume que existe un número fijo de puntos accesibles disponibles en la superficie del adsorbente y que la energía de adsorción es uniforme en todos los puntos de adsorción. (Escuela Politécnica Superior - Universidad de Sevilla)

Ilustración 4. Isoterma de Langmuir, con b como qm. tomado de

http://www.chimicamo.org/chimica-fisica/adsorbimento.html (Chimicamo, 2012)

12

Isoterma de Freundlich:

Su ecuación general es: 𝑋𝑚= 𝑘 ∗ 𝐶𝑒; @𝑒𝑞(7)

con: BC

= cantidad adsorbida por peso unitario de adsorbente 𝑘= constante empírica 𝐶𝑒= concentración de equilibrio del adsorbato en solución después de la adsorción 1 𝑛= constante empírica Igual que con Langmuir, la ecuación se debe linealizar mediante la obtención de diferentes parejas 𝑞 VS 𝐶𝑒 que permitan determinar 𝑘 y 1 𝑛. Se tiene entonces que:

log 𝑞 = log 𝑘 +1𝑛∗ log 𝐶𝑒 𝑒𝑞(8)

Se recalca que esta isoterma no tendrá punto en las coordenadas de 𝑞 = 0 ni 𝐶𝑒 = 0.

Como se mencionó anteriormente, 𝑘 y 1 𝑛 son constantes empíricas y además específicas del sistema, entonces cada tipo de GAC empleado en esta investigación tendrá diferentes valores para cada una de estas constantes. Aquel GAC con mayor valor de 𝑘 y 1 𝑛, será el que tenga mayor capacidad e intensidad de adsorción para este específico tipo de agua y los solutos contaminantes encontrados en ella. Freundlich asume que no hay valor máximo de soluto adsorbido; es decir que no admite fenómenos de saturación y la capacidad de 𝑞 se incrementa hasta el infinito con el aumento de 𝐶𝑒. (Delgado, 2003) Además permite más de una mono-capa molecular de cobertura y distingue las energías de adsorción como diferentes y exponenciales. La validez de esta isoterma en caso de concentraciones bajas fue verificada por autores como (Lei Li, 2005) y (Najm, 1996). Gráficamente se debe obtener una isoterma cóncava, convexa o lineal dependiendo del valor encontrado para la constante 𝑛 de intensidad de adsorción.

Ilustración 5. Isotermas de Freundlich de acuerdo a la constante n de intensidad de adsorción.

Tomado de: http://slideplayer.com/slide/4217876/ (Pratik, s.f.)

13

Isotermas multi-solutos: Las isotermas descritas anteriormente corresponden a un único soluto; sin embargo existen isotermas para 2 solutos. Ra bien, si se presumen escenarios reales se pueden presentar las siguientes situaciones: 1) Un contaminante domina la muestra y se convierte en el objetivo de adsorción, 2) Hay cientos de contaminantes en la muestra que desean adsorberse de manera simultánea. De esta manera la aplicabilidad de isotermas para exclusivos 2 solutos es muy baja. Para el desarrollo de este trabajo se tiene la ventaja de que el parámetro objetivo de estudio es el COT, el cual agrupa diferentes contaminantes en un solo indicador. Gracias a que el COT se trabaja como un pseudocomponente, se pueden utilizar las isotermas de Langmuir y Freundlich, siendo Freundlich la más recomendada debido a sus asunciones y las bajas concentraciones finales que se esperan obtener.

Efectividad de la adsorción con GAC para ciertos contaminantes

Ilustración 6. Compuestos con muy alta probabilidad a ser adsorbidos (Escuela Politécnica

Superior - Universidad de Sevilla)

14

Ilustración 7. Compuestos con alta probabilidad a ser adsorbidos (Escuela Politécnica Superior -

Universidad de Sevilla)

Ilustración 8. Compuestos con probabilidad moderada a ser adsorbidos (Escuela Politécnica

Superior - Universidad de Sevilla)

Ilustración 9. Compuestos que no pueden ser adsorbidos (Escuela Politécnica Superior -

Universidad de Sevilla)

15

Metodología Con el fin de determinar la eficiencia de adsorción de 3 diferentes GAC se procedió a realizar sus isotermas. Para lo anterior se realizaron los siguientes pasos:

1. Se recolectaron dos muestras de agua superficial en la quebrada San Francisco ubicada en cercanías al cerro Monserrate – Bogotá. Esta zona ahora cuenta con un espacio para realizar recorridos y actividades contemplativas, avistar la flora y fauna de los cerros orientales y caminar y disfrutar el paisaje de los cerros y de la ciudad. (Alcaldía Mayor de Bogotá, 2016) Por la facilidad que tienen las personas de acceder a la quebrada tanto para bañarse como para arrojar residuos y desperdicios, además de las variaciones climatológicas y microbiológicas que propician cambios a nivel físico-químico en el agua, las concentraciones de COT iniciales difieren entre sí.

Ilustración 10. Lugar donde se tomó la muestra de agua superficial

2. Se pesaron 6 diferentes masas de GAC para cada tipo/referencia de carbón activado.

Estos valores estuvieron comprendidos entre 0.1 ±9 ∗ 10LMhasta 1.2 ±9 ∗ 10LM gramos. Se utilizó una balanza gravimétrica de 4 cifras decimales como la que se muestra en la ilustración 11.

Ilustración 11. Balanza gravimétrica

3. Se utilizaron 6 beakers de 600 mL y 6 planchas agitadoras con perla magnética para

agitar durante 24 horas continuas y a velocidad idealmente constante las diferentes

16

masas de GAC con la muestra de agua con el fin de alcanzar la concentración en equilibrio de las soluciones. A continuación se observa el montaje:

Ilustración 12. Montaje experimental contacto GAC y muestra de agua

4. Pasadas las 24 horas, se procedió a filtrar cada una de las muestras con el fin de

deshacerse de pequeñas partículas de carbón generadas por la abrasión y evitar interferencia y resultados erróneos en las posteriores lecturas de COT del automuestreador. Ver ilustración 13, 14 y 15.

Ilustración 13. Montaje filtración muestras

Ilustración 14. Filtros utilizados

17

Ilustración 15. Ejemplo de filtro contaminado con pequeñas partículas resultado de la abrasión del

GAC

5. Se almacenaron las muestras en pequeños tubos especializados para el carrusel del

Autosampler de COT y se les añadieron 2 gotas a cada tubo de ácido fosfórico al 3% para su preservación.

Ilustración 16. Tubos listos para ingresar al Autosampler COT

6. Se utilizó el Autosampler O-I-Analytical Aurora 1030 (ver ilustración 17) para

determinar el COT en ppm de la muestra sin entrar en contacto con GAC y la disminución de COT de las 6 muestras que tuvieron un periodo de agitación de 24 horas. Con estas diferencias de concentración y unos cálculos que serán explicados más adelante, se lograron construir las isotermas de adsorción. Este muestreador utiliza los reactivos ácido fosfórico 3% y persulfato de sodio 10%. El primero para disminuir el pH de la muestra y permitir que carbonatos y bicarbonatos se transformen en CO2 (TIC: carbono inorgánico total) y el segundo para oxidar la materia orgánica (TOC: carbono orgánico total). De esta manera en los resultados se obtendrán tanto los valores de TIC como los valores de TOC para cada muestra. Cabe resaltar que el muestreador se programa para que realice el número de repeticiones deseadas para cada muestra. En este caso se realizaron 3 por cada una, es decir que el valor de TOC reportado y utilizado en los cálculos corresponde al promedio de estas 3 mediciones.

18

Ilustración 17. Autosampler COT

7. Se construyeron las isotermas de adsorción a partir de los siguientes datos: 1) Gramos

de GAC (m), 2) Concentración inicial de COT en ppm (Ci), 3) Concentración final de COT en ppm (Cf), 4) Porcentaje de remoción, 5) 𝑞 = (𝐶𝑖 − 𝐶𝑓)/𝑚, 6) 𝐿𝑜𝑔(𝑞), 7) 𝐿𝑜𝑔(𝐶𝑓).

Como se mencionó anteriormente, se utilizaron 3 diferentes GAC. A continuación se enuncian las características encontradas en las fichas técnicas de cada uno.

Tabla 2. Características de los 3 diferentes GAC utilizados

Hydraffin 30N Hydraffin CC CGC 8x30 Índice de Yodo (mgI2/g GAC) 988 1058 803.7 Humedad (%peso) 3.9 1.2 8 Densidad aparente (kg/m3) 469 515 430 Resistencia a la abrasión (%) > 90 - > 80 Dureza (%) - 98 95 Granulometría 8x30 8x30 8x30 Contenido cenizas (%peso) < 15 < 4 < 15 Área superficial método BET (m2/g) 950 1150 -

Existe la posibilidad de que alguna de las pruebas no haya sido realizada para determinado GAC. Es el caso de la resistencia a la abrasión en Hydraffin CC, dureza en Hydraffin 30N y área superficial en CGC 8x30. Al no encontrarse dicho valor en la ficha técnica correspondiente, el valor no se reporta.

19

Resultados Según (Ávila, 2012) los resultados se adaptan al modelo de Freundlich, ya que éste ha probado correlacionar apropiadamente la adsorción en fase líquida de gran variedad de compuestos orgánicos y metálicos sobre materiales de carbón activado (Bansode et al, 2003), (Uysal & Ar, 2007), (Amuda et al, 2007) y (Kalavathy et al, 2010).

Las tablas 3, 4 y 5 presentadas a continuación resumen los resultados obtenidos en el proceso de generación de isotermas de adsorción para los 3 diferentes tipos de GAC. Las columnas numeradas del 1-6 representan cada una un diferente beaker; es decir que representa un equilibrio de solución diferente ya que la masa de GAC utilizado para cada uno varió. La primera columna contiene los parámetros obtenidos del automuestreador, el gramaje de GAC utilizado en cada ensayo, y los parámetros calculados para la adecuación de las isotermas de Freundlich. A continuación se explica cada uno:

ò GAC (g) corresponde a la masa de GAC utilizada en cada beaker. Como se mencionó en la metodología, se buscó que las masas variaran entre 0.1-1.2 g; cada uno con un error máximo de ±9 ∗ 10LM g.

ò Ci (ppm) corresponde a la concentración inicial de COT de la solución. Dicha concentración será la misma para todos los beakers de un mismo grupo de ensayos ya que se trata del COT de la muestra de agua superficial antes de entrar en contacto con el GAC. El valor de COT inicial para los primeros dos grupos de ensayos es el mismo ya que se trataba de la misma muestra de agua superficial. Para el tercer grupo de ensayos el valor es diferente porque a pesar de tratarse de una muestra proveniente de la misma fuente de agua superficial, factores como la temperatura, incidencia de lluvias, descargas aguas arriba, entre otros, modifican el valor inicial de COT.

ò Cf (ppm) corresponde a la concentración de COT en equilibrio. Este valor será diferente para cada beaker ya que el equilibrio varía de acuerdo a la capacidad adsortiva del GAC y de la masa del mismo con la que se puso en contacto el agua, además de la especie que se trata (soluto: COT) y su concentración en la solución. (Universidad Jaume I de Castellón) Las últimas dos condiciones son constantes en todos los ensayos por lo que en este caso predominan las características de cada GAC y la masa utilizada en cada ensayo. Idealmente a medida que la masa de GAC aumenta, la concentración en equilibrio debe disminuir; sin embargo, dicha premisa no siempre se cumplió. Se estima que errores como exceso de agitación de la solución y por consiguiente abrasión del GAC, pudieron haber generado error por desorción en los resultados.

ò Xi (%) corresponde al porcentaje de COT que fue removido en cada beaker. De igual manera que en Cf (ppm), el valor es diferente para cada ensayo y se espera que el Xi(%) aumente a medida que aumenta la masa de GAC.

ò q (ppm COT/g GAC) corresponde a la cantidad de COT adsorbido al sólido (GAC). Este valor debe disminuir a medida que la masa de GAC aumenta. Se calcula como q = Ci − Cf

GAC. ò Log(q) es el logaritmo en base 10 de la cantidad de sustrato (COT) adsorbido al GAC.

Este es un cálculo necesario para la realización de las isotermas de Freundlich debido a la ecuación general de la misma y su linealización. Ver eq(8).

20

ò Log(Cf) es el logaritmo en base 10 de la concentración de COT en equilibrio y al igual que Log(q), es un cálculo necesario para la realización de las isotermas de Freundlich debido a su ecuación general y linealización de la misma.

A continuación se relacionan los cálculos de la primera columna de los resultados para Hydraffin 30N. Es decir los cálculos realizados para el beaker #1 del grupo de ensayos para dicho GAC. Los demás valores se obtuvieron de la misma manera.

𝐺𝐴𝐶 𝑔 = 0.1021𝑒𝑞 9

𝐶𝑖 𝑝𝑝𝑚 = 7.3050𝑒𝑞 10

𝐶𝑓 𝑝𝑝𝑚 = 2.9440𝑒𝑞 11

La ecuación 9 corresponde al valor arrojado por la balanza gravimétrica a la hora de pesar la masa de GAC que entraría en contacto con el agua. La ecuación 10 y la ecuación 11 corresponden a valores obtenidos con el automuestreador de COT.

𝑋𝑖 % = 7.3050 − 2.9440

7.3050∗ 100 = 59.6988%𝑒𝑞 12

𝑞𝑝𝑝𝑚𝐶𝑂𝑇𝑔𝐺𝐴𝐶

= 7.3050 − 2.9440

0.1021= 42.7130𝑒𝑞 13

log;_ 42.7130 = 1.6306𝑒𝑞(14)

log;_ 2.9440 = 0.4689𝑒𝑞(15)

Tabla 3. Compilado de resultados para Hydraffin 30N

Hydraffin 30N # beaker 1 2 3 4 5 6 GAC (g) 0.1021 0.3015 0.5005 0.8071 1.0029 1.2015 Ci (ppm) 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 Cf (ppm) 2.9440 1.6200 1.7000 1.2340 1.3030 1.4290 Xi (%) 59.6988 77.8234 76.7283 83.1075 82.1629 80.4381 q (ppm COT/g GAC) 42.7130 18.8557 11.1988 7.5220 5.9846 4.8906 Log(q) 1.6306 1.2754 1.0492 0.8763 0.7770 0.6894 Log(Cf) 0.4689 0.2095 0.2304 0.0913 0.1149 0.1550

21

Tabla 4. Compilado de resultados para CGC 8x30

CGC 8x30 # beaker 1 2 3 4 5 6

GAC (g) 0.1025 0.3027 0.5018 0.8041 1.0013 1.2091 Ci (ppm) 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 7.3050 Cf (ppm) 3.0400 1.8810 1.4630 1.1430 1.2390 1.5970

Xi (%) 58.3847 74.2505 79.9726 84.3532 83.0390 78.1383 q= (ppm COT/g GAC) 41.6098 17.9187 11.6421 7.6632 6.0581 4.7209

Log(q) 1.6192 1.2533 1.0660 0.8844 0.7823 0.6740 Log(Cf) 0.4829 0.2744 0.1652 0.0580 0.0931 0.2033

Tabla 5. Compilado de resultados para Hydraffin CC

Hydraffin CC # beaker 1 2 3 4 5 6 GAC (g) 0.1074 0.3045 0.5002 0.8001 1.0054 1.2016 Ci (ppm) 3.0370 3.0370 3.0370 3.0370 3.0370 3.0370 Cf (ppm) 2.1330 1.0060 1.5200 1.3060 1.5430 1.5660 Xi (%) 29.7662 66.8752 49.9506 56.9970 49.1933 48.4360 q= (ppm COT/g GAC) 8.4171 6.6700 3.0328 2.1635 1.4860 1.2242 Log(q) 0.9252 0.8241 0.4818 0.3352 0.1720 0.0879 Log(Cf) 0.3290 0.0026 0.1818 0.1159 0.1884 0.1948

A partir de las filas demarcadas en las tablas anteriores es posible construir las isotermas de adsorción de Freundlich y las gráficas de ajuste de las mismas. Idealmente la isoterma resultante debe ser como la que se observa en la ilustración 18 con el nombre “Freundlich”; sin embargo, en especial el beaker #2 del grupo de ensayos de Hydraffin CC arrojó un valor que irrumpe con el esperado de la gráfica. De esta manera se presentarán los resultados con el valor de dicho beaker y sin ese valor (ilustraciones 21 y 22 respectivamente).

22

Ilustración 18. Comportamiento gráfico de isotermas de Langmuir. Freundlich y Lineal

Ilustración 19. Isoterma de adsorción para COT con GAC Hydraffin 30N. Tº 19ºC. pH 7.3. 24

horas de agitación

El GAC Hydraffin 30N a pesar de ser el de mayor índice de yodo, alcanza una remoción de 83.1% que comparada con CGC 8x30, no es la mejor. Adicionalmente se observa una decadencia en la efectividad de adsorción con gramajes superiores a 0.8g.

0102030405060708090

100

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

RemociónCO

T(%

)

Masacarbón(g)

Hydraffin30N

23

Ilustración 20. Isoterma de adsorción para COT con GAC CGC 8x30. Tº 19ºC. pH 7.3. 24 horas de

agitación

El GAC CGC 8x30 demuestra tener la mejor efectividad de remoción entre las 3 referencias trabajadas, logrando una eficiencia en remoción de COT de hasta 84.35%. Esto a pesar de tener el menor índice de yodo, el mayor % de humedad y la menor densidad aparente.

Ilustración 21. Isoterma de adsorción para COT con GAC Hydraffin CC. Tº 18.4ºC. pH 7.45. 24

horas de agitación

Como se mencionó anteriormente, el beaker de gramaje 0,3g demostró una eficiencia de remoción mayor a la esperada; por tal motivo el valor irrumpe con el patrón que se esperaba obtener. Pudo haber sucedido que errores experimentales conllevaran a que las muestras de los beakers del 3-6 no alcanzaran el nivel esperado de remoción. Se plantean errores como la velocidad de agitación y la constancia de la misma durante las 24 horas.

0102030405060708090

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

RemociónCO

T(%

)

Masacarbón(g)

CGC8x30

0102030405060708090100

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

RemociónCO

T(%

)

Masacarbón(g)

HydraffinCC

24

Ilustración 22. . Isoterma de adsorción para COT con GAC Hydraffin CC. Sin dato de 0.3g de

GAC. Tº 18.4ºC. pH 7.45. 24 horas de agitación

Para efectos de la construcción de la isoterma, se tomaron los valores aquí presentados. Es decir el % de remoción del beaker #2 con 0.3g de GAC no fue tenido en cuenta. A continuación se presenta el resultado del ajuste de las isotermas de adsorción de COT para las 3 diferentes referencias de GAC. Como se mencionó en la descripción de la Isoterma de Freundlich, se graficó la eq.8 de tal manera que se pudiera encontrar el valor de las constantes 𝑛 y 𝑘.

Ilustración 23. Gráfica de ajuste para adsorción de COT con Hydraffin 30N

El R cuadrado fue de 0.94055. Con una pendiente de 1.8945 y un intercepto de 0.7747. Es un buen ajuste a la tendencia.

0102030405060708090100

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

RemociónCO

T(%

)

Masacarbón(g)

HydraffinCC

y=1,8945x+0,7747R²=0,94055

0,4

4

0,05 0,5

Log(q)

Log(Ce)

Hydraffin30N

25

Ilustración 24. Gráfica de ajuste para adsorción de COT con CGC 8x30

El R cuadrado fue de 0.99993. Con una pendiente de 1.7311 y un intercepto de 0.7814. Se trata de un muy buen ajuste. La tendencia es clara.

Ilustración 25. Gráfica de ajuste para adsorción de COT con Hydraffin CC

El R cuadrado fue de 0.99452. Con una pendiente de 2.9225 y un intercepto de -0.0243. Se trata de un muy buen ajuste. La tendencia es clara. La tabla de a continuación enlista los parámetros de ajuste para el modelo de Freundlich de isotermas de adsorción.

y=1,7311x+0,7814R²=0,99993

0,2

2

0,01 0,1 1

Log(q)

Log(Ce)

CGC8x30

y=2,9225x- 0,0243R²=0,99452

0,1

10,05 0,5

Log(q)

Log(Ce)

HydraffinCC

26

Tabla 6. Parámetros de ajuste al modelo de Freundlich para la adsorción de COT en una fuente de

agua superficial

Hydraffin 30N CGC 8x30

Hydraffin CC

m 1.8945 1.7311 2.9225 b 0.7747 0.7814 -0.0243 k 5.9525 6.0451 0.9456 1/n 1.8945 1.7311 2.9225 n 0.5278 0.5777 0.3422 R2 0.9406 0.9999 0.9945

Según (Ávila, 2012) el parámetro n permite determinar la efectividad de remoción de COT. Entre más grande sea n, es decir entre menor sea la relación 1/n, mejor será el proceso de adsorción. De esta manera, el GAC CGC 8x30 logra una disminución mayor de COT en comparación con las otras dos referencias utilizadas, tal y como se observa en las isotermas obtenidas. El % de remoción alcanza a ser de 84.35% para CGC 8x30, mientras que para Hydraffin 30N se llega al 83.10% y con Hydraffin CC se alcanza el 66.87%. Así, se demuestra que el carbón activado granular es efectivo para eliminar carbono orgánico total del agua, dentro del que se pueden encontrar plaguicidas y compuestos que producen sabores y olores. (Organización Mundial para la Salud , 2006)

Conclusiones y recomendaciones

ò A pesar de que el GAC CGC 8x30 es el de menor índice de yodo, fue el que mejor desempeño demostró en los ensayos.

ò Se recomiendan condiciones completamente iguales al momento de poner en contacto el agua con el carbón activado: temperatura y pH.

ò Se recomienda más número de equipos agitadores funcionando de manera simultánea, y además que hayan sido sometidos a un adecuado proceso de calibración que permita determinar la velocidad de mezcla a todo momento y así garantizar condiciones constantes.

ò El tiempo de agitación es largo; según diferentes autores puede variar entre 24-48 horas. De esta manera es importante garantizar que la magnitud de la velocidad de agitación no contribuirá a fenómenos de abrasión del GAC ni evaporación de la muestra que incrementen la concentración de COT en el agua.

ò La inclusión de carbón activado granular en los procesos de potabilización de agua pueden contribuir a la remoción de pesticidas, herbicidas y materia orgánica natural (precursora de los SPDs) entre otros.

ò Llevar a la mínima concentración la MON antes del proceso de desinfección permite disminuir el riesgo de formación de SPDs y por tanto disminuir la ingesta de los

27

mismos, lo que colateralmente reduce las probabilidades de desarrollar ciertos tipos de cáncer relacionados/atribuidos a dichas sustancias.

ò Existe gran variedad en el mercado de GAC. Cada uno cuenta con una ficha técnica que especifica sus características físicas y químicas como el índice de yodo, el % de humedad, el área superficial y granulometría, entre otras.

ò Dependiendo de las características del afluente a tratar, habrá un GAC más efectivo que otro.

ò Los ensayos previos serán siempre importantes para determinar el periodo de vida útil del GAC y el diseño de los filtros por ejemplo.

Bibliografía Cooney, D. O. (1998). Adsorption desing for wastewater treatment . Boca Raton, Florida,

Estados unidos: Lewis Publishers. Escuela Politécnica Superior - Universidad de Sevilla. (s.f.). MANUAL DEL CABÓN

ACTIVO. Sevilla, España. Universidad Autónoma de Nuevo león. (07 de agosto de 1998). Efecto de un soluto sobre la

tensión superficial de un líquido. México. Obtenido de http://lqi.tripod.com/FQAv/soluto.htm

Alcaldía Mayor de Bogotá. (27 de 02 de 2016). Un nuevo espacio para los caminantes de Bogotá: el sendero ecológico de San Francisco. Obtenido de http://www.bogota.gov.co/article/temas-de-ciudad/habitat/sendero-ecologico-san-francisco

Dabrowski, A. (2001). Adsorption - from theory to practice. ELSEVIER(93), 135-224. Organización Mundial de la Salud. (2006). Guías para la calidad del agua potable. 1. Ginebra,

Suiza. Delgado, C. D. (2003). Agua potable para comunidades rurales, reuso y tratamientos

avanzados de aguas residuales domésticas. (RIPDA-CYTED, Ed.) México. Ávila, O. M. (2012). EVALUACIÓN DE UN PROCESO INTEGRADO DE ADSORCIÓN Y

OXIDACIÓN AVANZADA PARA EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES INDUSTRIALES REALES. Universidad Nacional de Colombia, Ingeniería Química y Ambiental, Bogotá.

Organización Mundial para la Salud . (2006). Guías para la calidad del agua potable (3ª ed., Vol. I). Genève, Suiza.

University of Washington. (11 de marzo de 2009). Adsorbtion equilibrium. Washington, USA.

Lei Li, P. A. (31 de marzo de 2005). Predicting Adsorption Isotherms for Aqueous Organic Micropollutants from Activated Carbon and Pollutant Properties. Environmental Science & Technology, 39(9), 3393–3400.

Chimicamo. (31 de agosto de 2012). Chimicamo. Recuperado el 2017, de http://www.chimicamo.org/chimica-fisica/adsorbimento.html

Pratik, R. P. (s.f.). Slideplayer. Obtenido de http://slideplayer.com/slide/4217876/ Universidad Jaume I de Castellón. (s.f.). Instituto Universitario de Plaguicidas y Aguas.

Obtenido de Procesos de adsorción: http://www.agua.uji.es/pdf/leccionHQ17.pdf Universidad Nacional Autónoma de México. (s.f.). UNAM. Obtenido de Departamento de

química: http://depa.fquim.unam.mx/amyd/archivero/Unidad3Adsorcion_19664.pdf

28

Bansode. R.R. et al.. 2003. Adsorption of metal ions by pecan shell-based granular activated

carbons. Bioresource Technology. 89. 115-119. Amuda. O.S.. Giwa. A.A. & Bello. I.A.. 2007. Removal of heavy metal from industrial

wastewater using modified activated coconut shell carbon. Biochemical Engineering Journal. 36. 174-181.

Kalavathy. H.. Karthik. B. & Miranda. L.R.. 2010. Removal and recovery of Ni and Zn from aqueous solution using activated carbon from Hevea brasiliensis: batch and column studies. Colloids and surfaces B: Biointerfaces. 78(2). 291-302.

Uysal. M. & Ar. I.. 2007. Removal of Cr (VI) from industrial wastewaters by adsorption Part I: Determination of optimum conditions. Journal of Hazardous Materials. 149. 482- 491.