MÁSTER EN ESTUDIOS AVANZADOS EN QUÍMICA Trabajo Fin de Máster
Determinación de la absorción de cobre por sustratos basados en biochar, mediante técnicas de RMN
José María García de Castro Barragán
Sevilla, 2019
Índice
Resumen ...... ¡Error! Marcador no definido.
1. Introdución ...... 2 1.1. El biochar ...... 2 1.2. Estado del arte ...... 5 1.2.1. Los micronutrientes y su importancia...... 5 1.2.2. El cobre como micronutriente ...... 5 1.2.3. Contaminación por cobre ...... 6 1.2.4. El biochar y su uso en los suelos ...... 6 1.2.5. La adsorción de metales por el biochar ...... 10 1.2.6. Técnicas de RMN para estudios de adsorción de metales ...... 14
2. Objetivos ...... 17
3. Materiales y métodos ...... 18 3.1. Materias primas ...... 18 3.2. Proceso de pirolización de residuos ...... 19 3.2.1. Preparación de las materias primas ...... 19 3.2.2. Pirólisis...... 19 3.3. Determinación de pH ...... 21 3.4. Determinación de la conductividad eléctrica (EC) ...... 21 3.5. Determinación del contenido de fósforo asimilable (P Olsen) ...... 22 3.6. Determinación de la composición elemental: C, N e H ...... 23 3.7. Estudio del espectro de resonancia magnética nuclear en estado sólido de 13C (13C RMN) ...... 24 3.8. BET ...... 25 3.9. Contenido en cenizas ...... 26 3.10. Ensayo de adsorción ...... 27 3.8. Espectros de RMN tras el ensayo de adsorción ...... 28
4. Resultados y Discusión ...... 29 4.1. Composición elemental de los materiales pirolizados ...... 29 4.2. pH y EC ...... 31 4.3. Fósforo disponible ...... 32 4.4. Estudio de las espectros de 13C RMN ...... 34 4.5. BET ...... 37 4.6. Ensayo de adsorción ...... 39 4.6.1. Biochar de quitina ...... 39 4.6.2. Biochar de turba ...... 44 4.6.3. Biochar de Acrocomia ...... 47 4.6.4. Comparativas ...... 49 4.7. Estudio de los espectros de 13C RMN tras el ensayo de adsorción ..... 50
5. Conclusiones ...... 54
6. Bibliografía ...... 55
Resumen
El biochar es un material compuesto por materia orgánica pirolizada a alta temperatura. El biochar es objeto de estudio en este trabajo con el fin de encontrar una alternativa viable al uso de sustratos y fertilizante, para la agricultura. En experimentos previos, que estudian el biochar como sustrato para la germinación y crecimiento de plantas, se observaron decoloraciones foliares compatibles con posibles carencias de oligoelementos. Este hecho hizo pensar que el biochar puede retirar estos elementos nutritivos del medio.
Para demostrar tal hipótesis, se propuso este trabajo, en el cual se diseñó un ensayo de adsorción del oligoelemento cobre, que es un metal paramagnético, lo que permite, mediante la técnica de 13C RMN en estado sólido, estudiar cómo se adsorbe el mismo sobre el biochar.
Para el experimento, se seleccionaron y caracterizaron tres biochars, procedentes de Quitina (Ch), Turba (Pe) y Acrocomia aculeata (Ac); todos fabricados a temperaturas y tiempos diferentes. La caracterización del material consistió en la determinación del pH y la conductividad eléctrica (EC); la composición elemental y el contenido en cenizas, que proporcionan información sobre la composición del material; la superficie específica mediante BET; y el contenido de fósforo disponible en los materiales. Para el ensayo de absorción, se utilizaron disoluciones de nitrato de cobre a concentración creciente, puestas en contacto con el biochar durante 24 horas a 25ºC. Posteriormente las fases fueron separadas y analizadas. En la disolución en equilibrio se analizó el contenido en Cu2+, mientras que la parte sólida resultante del biochar de quitina fue analizada mediante 13C RMN en estado sólido, buscando encontrar los grupos y mecanismos responsables de la adsorción del metal al biochar.
Los resultados mostraron como en la adsorción de cobre por el biochar no solo influían la porosidad o la polaridad, sino que también influía la estructura del mismo. Todos los grupos funcionales interactuaban con el metal, contribuyendo de igual forma a la adsorción del mismo, incluso es probable que las nubes de electrones de los grupos aromáticos influyan. Con los resultados obtenidos se podría concluir que la adsorción de cobre por los biochars estudiados no es muy fuerte. Por lo tanto, éstos no serían capaces de secuestrar eficientemente cationes, lo que evitaría que compitieran con las plantas por los oligoelementos o micronutrientes.
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1. Introducción
1.1. El biochar:
Durante los últimos años, los científicos han estado buscando una alternativa al uso de sustratos como la turba y de fertilizantes. El uso de turba como sustrato, está ocasionando la sobreexplotación de las turberas, con el daño medioambiental que esto conlleva, al ser estas un importante sumidero de CO2 y unas grandes reservas naturales de agua (Kern et al., 2017). Por otro lado, los fertilizantes químicos pueden llegar a ser muy perjudiciales para el medio ambiente, produciendo una contaminación difusa, tanto en las aguas como en el aire, por compuestos nitrogenados (Wenchao et al., 2018). Así como su uso indiscriminado, produce la necesidad de usar más cantidad para el correcto desarrollo de las cosechas (Yiduo et al., 2019).
Es por ello que numerosos proyectos de investigación se han centrado en solucionar estos problemas buscando una alternativa al uso de turba como sustrato y de sustancias químicas como fertilizantes. Una de las más prometedoras alternativas que se ha encontrado es el biochar. Este material se origina a partir de desechos orgánicos, calentados en una atmósfera anaerobia (proceso de pirólisis) a temperaturas entre 350 y 1000°C. Algunos resultados preliminares obtenidos sobre el biochar han mostrado que los residuos pirolizados de lodo de depuradora pueden utilizarse como fertilizante, mientras que los procedentes de madera muestran una alta porosidad y pueden mejorar la textura de los suelos (Huang, 2019). Sin embargo, antes de poder aplicar estos materiales, sus propiedades y su impacto en el crecimiento de las plantas o el medio ambiente, deben ser bien descritos y estudiados. Las propiedades de los biochar dependen de la materia prima usada para su fabricación y de las condiciones a las que se haya sometido a la misma, determinando éstas la composición química y propiedades del biochar fabricado. En un estudio previo, realizado como TFG por el autor de este TFM, se trabajó con materiales pirolizados procedentes de cascarilla de arroz y lodo de depuradoras, a dos temperaturas distintas. Los resultaron obtenidos en las distintas caracterizaciones y ensayos, variaron al cambiar la temperatura de pirolisis de los materiales; hecho que se acentuaba aún más al comparar los fabricados con diferentes materias primas (García de Castro, 2018).
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La caracterización del material es clave para entender el comportamiento que tendrá una vez aplicado al suelo. Algunas propiedades estudiadas, como el pH, medido en una disolución acuosa en contacto con los biochars, son importantes para conocer cómo afectará la aplicación del material pirolizado; en este caso, al pH del suelo, que es una característica determinante para la solubilidad de los nutrientes del mismo. Otra propiedad es la conductividad eléctrica de la disolución acuosa antes mencionada, que proporciona información sobre los iones solubles que el material aporta al suelo; factor importante en el crecimiento vegetal, dado que un exceso o defecto de los mismos afectaría negativamente en el desarrollo de la planta (alta salinidad o deficiencia de sales, respectivamente) (Carter et al., 2013). Por otro lado, también se han estudiado en este trabajo propiedades químicas como el contenido en P asimilable (macronutriente esencial), el contenido en cenizas (minerales que contienen los materiales y proporción de oxígeno), así como su composición química, por diversas técnicas como el análisis elemental; todos ellos permiten conocer de que están hechos los biochars y prever así sus efectos.
Además de estas propiedades, han sido estudiadas las capacidades adsorbentes de los diferentes materiales pirolizados, haciendo estudios sobre su porosidad con el método de Stephen Brunauer, Paul Hugh Emmett y Edward Teller (BET), que permite conocer la superficie específica de los mismos; así como, ligado a lo anterior, un ensayo de adsorción de cobre, en el cual se estudia la capacidad de adsorción de este metal sobre el biochar, en disolución acuosa (Xue-jiao et al., 2011). Estos estudios proporcionan información sobre las interacciones que se producen entre los biochars y los metales, importante para conocer la capacidad de los materiales pirolizados para retener algunos oligoelementos. Otras propiedades y características de los biochars, tales como el estudio del contenido de otros nutrientes que estos aportan (por ejemplo, nitrógeno asimilable, potasio o micronutrientes), como el comportamiento de los vegetales en presencia de este material en el suelo, son motivos de interés y estudio, siendo necesario su estudio para un completo entendimiento y comprensión de los mismos.
Durante la realización de un experimento de germinación y crecimiento (TFG), se pudo observar como las plantas de tomate, que crecían en suelos tratados con diferentes clases de biochar, parecían tener carencias de algún micronutriente (García de Castro, 2018). Esto se intuía por las hojas, las cuales presentaban un importante deterioro en sus bordes, así como un amarilleo en las mismas, lo que podría ser indicativo de clorosis
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férrica. Uno de los principales motivos de la misma, puede ser la falta de oligoelementos en el vegetal (Prasad & Djanaguiraman, 2017) (Figura1). Estos indicios hicieron pensar que el biochar podría tener un gran poder para adsorber los metales, impidiendo que la planta pueda disponer de estos micronutrientes al no estar estos biodisponibles en el suelo. Otra posibilidad viable sería la contraria, es decir, que el biochar no absorba nada de metales pesados, y que las razones por las que las hojas sufren deterioro sean otras. Estas dos hipótesis apenas se basaban en pruebas sólidas y la bibliografía, si bien parece decantarse por la primera idea, la escasa información disponible deja serias dudas.
Las observaciones realizadas durante el trabajo de fin de grado sobre las deficiencias que parecían sufrir las plantas, abren nuevas puertas de estudio para averiguar el porqué de tal hecho. Por lo tanto, para investigar esta cuestión se propuso el presente trabajo, en el que se realizaría un ensayo de adsorción de metales pesados usando distintas clases de biochar.
Figura 1. Fotografías donde se puede apreciar perfectamente el amarilleamiento y el efecto quemado sobre las hojas de plantas de tomate. Fuente: Propia (García de Castro, 2018).
Con este fin, se usaron tres biochars muy diferentes entre sí, como los de Quitina (Ch) (rico en nitrógeno orgánico), Turba (Pe) y Acrocomia aculeata (Ac) (rico en lignina y celulosa, sirve como ejemplo similar a madera); todos fabricados a distintas temperaturas y tiempos. El metal usado para el ensayo fue el cobre (Cu), en su forma de nitrato de cobre trihidratado (Cu(NO3)2 · 3H2O), debido a su fácil disponibilidad y a que la escasa bibliografía encontrada al respecto, usaba este compuesto para los ensayos de adsorción al biochar. Aunque el principal motivo de su elección fueron sus propiedades paramagnéticas, que prometen la observación de su adsorción a la materia orgánica vía
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técnicas de resonancia magnética nuclear en el estado sólido (13C RMN). Se trata de un micronutriente esencial en las plantas, que, además, podría servir de ejemplo para observar el comportamiento del biochar en presencia de metales pesados en el medio de cultivo. La contaminación por este metal es también un tema a tratar por numerosos equipos de investigación, por lo que los resultados podrían ser útiles también para aquellos estudios sobre bioremediación de suelos contaminados por exceso de cobre.
1.2. Estado del arte:
1.2.1. Los micronutrientes y su importancia:
Los llamados micronutrientes, formados principalmente por ocho elementos traza de la tabla periódica (junto a otros compuestos), han suscitado el interés de la comunidad científica desde la década de los ochenta, debido a su importancia para las plantas y el resto de seres vivos (Welch & Shuman, 1995). Estos se denominan también minerales esenciales (Web del Instituto Linus Pauling, 2019) y están formados principalmente por B, Cl, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, y Zn, entre otros, que dependen de cada especie, tales como el Co, esencial para la fijación del N en leguminosas, o el Na, necesario para la fotosíntesis de algunas clases de plantas superiores. Estos elementos son esenciales para la resistencia de los vegetales frente a diferentes infecciones y para la correcta protección de las raíces frente a agentes externos. Las plantas suponen la principal fuente de micronutrientes minerales para los animales herbívoros y permite la entrada de los mismos en la cadena trófica (Welch & Shuman, 1995).
Los minerales no pueden ser producidos por los organismos vivos no vegetales, por lo que al estar éstos solo presentes en la tierra, tienen que ser obtenidos por los mismos de fuentes vegetales. En el caso de las plantas, estas obtienen estos minerales directamente del suelo.
1.2.2. El cobre como micronutriente
El cobre es un micronutriente necesario para la vida de los seres vivos debido a sus numerosas funciones en los mismos. El hecho de que esté presente en pequeñas cantidades no evita que su deficiencia provoque problemas en el organismo, debido al mal funcionamiento de ciertas funciones del mismo.
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En las plantas, el cobre interviene en algunas funciones vitales para las mismas. Algunas de las más importantes son los procesos fisiológicos de reducción-oxidación, donde destacan la respiración y el transporte de electrones en la fotosíntesis; la detoxificación de radicales superóxidos, la lignificación, la resistencia frente infecciones y la viabilidad del polen, crucial para la reproducción de algunas especies (Welch & Shuman, 1995). Desde un punto de vista metabólico, el cobre forma parte o interviene en la función de enzimas tan importantes como la citocromo c oxidasa, las lacasas, la ascorbato oxidasa, la Cu-Zn superóxido dismutasa, la fenolasa, varias amino-oxidadas o la plastocianina (Welch & Shuman, 1995). El cobre también forma parte de algunas proteínas, como es el caso las proteínas azules de cobre o cuproproteinas, que intervienen frecuentemente en procesos redox y en el transporte de oxígeno (Lewis & Tolman, 2004).
1.2.3. Contaminación por cobre
El cobre, si bien en cantidades adecuadas es necesario, puede suponer un problema de contaminación para los suelos cuando grandes cantidades de éste van a parar al medio ambiente. Esta contaminación suele ser de origen antropogénico, normalmente relacionada con la explotación minera y con el abuso de compuestos de cobre con efecto bactericida y fungicida (Tegenaw et al., 2019). La presencia en los suelos de grandes cantidades de cobre afecta a la biomasa existente en el mismo, afectando negativamente a la actividad bacteriana. Este menor rendimiento disminuye la fertilidad de los suelos y perturba el propio ecosistema, que se daña gravemente, al aparecer en él bacterias resistentes al cobre, en lugar de las comunidades bacterianas que normalmente habitan en ese medio (Altimira, 2010). Un ejemplo de suelos contaminados por Cu son los suelos aledaños al río Agrio, que resultaron contaminados con multitud de metales pesados, entre los que se encuentra el cobre, tras el desastre de Aznalcollar en 1998, que contaminó toda la zona (García-Carmona et al., 2019) y cuyos graves efectos perduran hasta hoy día (Yanes, 2015).
1.2.4. El biochar y su uso en los suelos
Numerosos estudios han tratado sobre el Cu, la contaminación por el mismo (Altimira, 2010) y su importancia como micronutriente mineral (Welch & Shuman, 1995; Lewis & Tolman, 2004). Sin embargo, pocos artículos relacionan el Cu con el biochar, una posible alternativa sostenible a los sustratos naturales y enmiendas orgánicas.
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El biochar ha sido desarrollado junto a varios otros productos, como las fibras de coco (Larcher & Scariot, 2009) o los residuos compostados (Guerrero et al., 2002), como un sustituto al uso de sustratos como la turba, y como una enmienda orgánica que, aplicada al suelo, parece reducir la movilidad y biodisponibilidad de los metales pesados, transformándolos en una forma química y físicamente más estable (Friesl-Hanl et al., 2019). Este uso del biochar en el suelo puede tener efectos tanto positivos como negativos en la capacidad de adsorción de metales del mismo; así como puede también afectar a la acción de los pesticidas y herbicidas que se le apliquen, los cuales pueden llegar a ser adsorbidos fuertemente, disminuyendo el riesgo de contaminación, pero también su eficiencia (Cabrera et al., 2011; Morillo et al., 2004).
El biochar se define como un residuo sólido, rico en C, procedente de biomasa transformada termoquímicamente mediante un proceso de pirolisis. Estos residuos pirolizados suelen ser muy estables, bioquímicamente hablando, aunque muy heterogéneos en su composición química y sus propiedades físicas, que dependen de la materia prima empleada en su producción (Lehmann, 2007). Algunos factores sobre sus características físicas, tales como superficie específica o algunas de sus características químicas, pueden ser controlados mediante el uso de determinadas condiciones de pirolisis, variando la temperatura (normalmente entre 350 y 1000 ºC) y el tiempo en el que la materia prima se ve sometida a la misma (Figura 2). Es por ello, que el cómo se realice el proceso de pirólisis determinará las propiedades del biochar fabricado (Lehmann, 2007).
Figura 2. Microfotografía de endocarpios de Acrocomia aculeata (arriba a la izquierda y centro) y diferentes clases de biochars generados por pirólisis a diferentes temperaturas (resto de imagenes). Fuente: Leon et al., 2016.
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Para que el material orgánico pirolizado se pueda certificar como biochar, debe cumplir una serie de características descritas en el Certificado Europeo del Biochar (European Biochar Certificate o EBC). Según el mismo, el biochar se define como una sustancia heterogénea, rica en compuestos orgánicos y minerales, y producida por pirolisis de biomasa. El origen de la misma es uno de los temas más importantes, ya que determina las propiedades del producto final. La materia prima debe proceder de desechos naturales, procedente de tecnologías limpias y en condiciones controladas, y su principal propósito debe ser distinto a su uso como combustible. Por otro lado, el material de partida debe estar libre de contaminación e impurezas orgánicas o inorgánicas, que puedan permanecer una vez pirolizado el mismo, ya que el fin prioritario de este material una vez tratado debe ser el de convertirse en enmienda orgánica para el suelo (EBF, 2019).
Según EBC también se requiere que se cumplan una serie de requisitos respecto a la composición química del biochar para que este pueda certificarse como tal. Uno de los más importantes es que su contenido en carbón sea superior al 50% de la masa seca del mismo, calificándose el producto, en caso contrario, como material carbonoso pirogénico (Pirogenic Carbonaceus Material o PCM) y no como biochar propiamente dicho. Para que sea certificado como tal, el material debe cumplir además con otros requisitos. Lo más importantes son los ratio H/Corg (grado de carbonización) y O/Corg, que deben estar por debajo de 0.7 y 0.4 respectivamente, siendo relevantes para la diferenciación de los biochars de otras clases de productos de carbonización. Por otro lado, las características químicas y físicas del material deben estar enlistadas y bien descritas. Estas son principalmente el pH, el contenido en agua y cenizas, el contenido en nutrientes (N, P, K, Mg y Ca), y el contenido en COV (compuestos orgánicos volátiles, generados en la pirolisis y esenciales para ciertas funciones). Finalmente, los metales pesados que contiene el material pirolizado también deben mantenerse en un rango determinado, así como el contenido en hidrocarburos poliaromáticos (HAP) y bifenilos policlorados (PCB)(Figuras 3 y 4), que deben estar por debajo del umbral marcado por EBF, 2019. Si el material cumple todos estos requisitos, el biochar puede ser considerado como tal y certificado.
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Figura 3. Selección de algunos hidrocarburos aromáticos policíclicos. Fuente: Nieto & Olawoyin, 2014.
Figura 4. Estructuras de algunos PCBs. PCB4 (2,2’-dicloruro de bifenilo), PCB19 (2,2’,6-tricloruro de bifenilo), PCB50 (2,2’,4,6-tetracloruro de bifenilo), y PCB100 (2,2’,4,4’,6-pentacloruro de bifenilo) tienen átomos de cloro en la posición orto de los anillos fenílicos, mientras que PCB36 (3,3’,5-tricloruro de bifenilo) contiene los sustituyentes cloruro en la posición meta de los anillos fenílicos. Fuente: Choi, 2016.
El biochar, así como otros materiales pirolizados, posee diferentes propiedades según su origen. Algunos, como los fabricados a partir de madera son ligeros y porosos (Huang, 2019), lo que facilita, al ser usados en el suelo, la retención de agua y nutrientes, lo que favorece a la fertilidad y el flujo de agua a las raíces, produciendo con ello, un ahorro de agua (Wild, 1992). La porosidad es por tanto una importante característica a estudiar, ya que de ella depende la capacidad de retención de nutrientes en el suelo.
Para el desarrollo apropiado de la mayoría de vegetales, el pH del suelo debe estar, entre 5.5-6.5 (Pansu y Gautheyrou, 2009). En este rango, la mayoría de los nutrientes de
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las plantas presenta su máxima solubilidad y pueden ser absorbidos por la raíz fácilmente. La aplicación de biochars con pH alto y elevado contenido de iones solubles a un suelo ácido, aumenta su pH y su conductividad eléctrica (EC). La mayoría de los biochar suelen ser básicos, lo que conlleva que apenas se observe un impacto significativo en el pH en suelos con pH > 7, aunque sí se aprecia un aumento del mismo en suelos ácidos (García de Castro, 2018; Paneque et al., 2016). Por otro lado, una alta conductividad eléctrica puede contribuir al aumento del contenido de sales solubles en el suelo, lo que, en casos de suelos susceptibles de salinización, debe ser controlado (Carter et al., 2013).
El biochar puede también aportar nutrientes esenciales, como el fosforo y el nitrógeno (en sus formas asimilables para las plantas), lo que depende en gran medida de la materia orgánica originariamente empleada. Un ejemplo claro es el lodo de depuradora, cuyo biochar posee importantes cantidades de nutrientes útiles, tales como minerales y compuestos orgánicos. Sin embargo, conviene utilizarlo únicamente una vez tratado térmicamente, debido a la gran cantidad de contaminantes que posee, que se ven reducidos tras el proceso de pirólisis (Monteiro et al., 2017). Otro inconveniente de este tipo de biochar es que a pesar de tener numerosos nutrientes y ser aparentemente un buen fertilizante, estos parecen estar poco biodisponibles. Por otro lado, también parecen existir ciertos compuestos que afectan negativamente al crecimiento vegetal, como se pudo observar en García de Castro (2018), donde los vegetales plantados sobre biochar de lodo, crecieron menos que los plantados en biochar de arroz. Sin embargo, esto podría tener una explicación biológica, al existir una alta probabilidad de proliferación de microorganismos, debido a la gran cantidad de nutrientes existentes en el medio de cultivo (Paneque et al., 2017). Una solución fácil para estos inconvenientes es el uso, junto con el biochar, de sustratos, como la turba, lo cual mejora considerablemente el rendimiento del suelo frente a la simple adición de sustrato al mismo (García de Castro, 2018; Busch et al., 2013).
1.2.5. La adsorción de metales por el biochar
El estudio de los procesos de adsorción al biochar permite entender la naturaleza del mismo y preveer su comportamiento a la hora de ser usado como sustrato o aplicado a suelos. El conocimiento de éstos permite determinar cómo actuará el material frente a los fertilizantes, plaguicidas, herbicidas y otros compuestos, entre los que se encuentran los micronutrientes y los oligoelementos; así como de qué manera afectará a la adsorción en los suelos sobre los que se aplica. La falta de minerales de una planta puede deberse, 10
entre otras razones, a una excesiva fijación de los mismos al sustrato de cultivo o suelo, lo que hace estos estudios claves para entender y mejorar la nutrición vegetal.
Los procesos de absorción pueden definirse como la transferencia de un soluto, desde un líquido o gas, a la superficie de un sólido, sin que se produzcan cambios en el mismo (Osgerby, 1970). También se puede definir como la acumulación de material en la interface entre la fase sólida y la disolución (Sparks, 1995). Por tanto, se considera que es en esta zona interfacial donde se produce el fenómeno de la adsorción, uno de los más importantes procesos químicos de los suelos y que se da por la atracción/repulsión de distintas moléculas e iones, formando complejos más o menos estables.
La adsorción se estudia utilizando las isotermas de adsorción, que describen la relación entre la actividad o concentración en equilibrio del adsorbato en la disolución y la cantidad de adsorbato en la superficie del sólido, a temperatura constante. Esta relación se define por la constante de distribución (Kd). Generalmente existen cuatro tipos distintos de isotermas (S, L, H y C), las cuales describen un comportamiento característico del sistema (Figura 5) (Sparks, 1995). Su nombre procede de la forma inicial de las curvas de cada una. La tipo S y la L siguen el modelo de Langmuir, mientras que la H es llamada de “alta afinidad” y la C “de partición constante”. Estas se dividen a su vez en subgrupos (1, 2, 3, mx), cuyos nombres vienen dados por la forma final de la curva (Giles et al., 1960). Esta nomenclatura ha ido evolucionando con el tiempo, transformándose hoy día en seis tipos principales nombrados por números romanos (I, II, III, IV, V y VI) (Figura 6) (Castro, 2017).
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Figura 5. Clasificación de las isotermas de adsorción por letras, según su comportamiento al inicio de la curva, y subgrupos según la forma final de la misma. Fuente: Giles et al., 1960
Figura 6. Clasificación actual de los diferentes tipos de isotermas de adsorción. Fuente: Castro, 2017
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Sin embargo, estas isotermas tan solo muestran una descripción pura de los datos macroscópicos experimentales, dejando de lado el estudio teórico de que es lo que pasa realmente en la interface. Para ello, se han diseñado modelos que nos permiten describir estos procesos de adsorción en más profundidad. Los modelos de adsorción más conocidos son el de Freundlich y el de Langmuir:
- El de Freundlich relaciona la cantidad de soluto adsorbido con la concentración del soluto en equilibrio en la disolución. Se trata de un modelo empírico muy usado en las ciencias del suelo y cuya expresión es: 1/푛 푄푒 = 퐾푑 퐶푒
Siendo Qe la cantidad de soluto adsorbido, Ce la concentración del mismo en
disolución en el equilibrio, Kd el coeficiente de distribución y n el factor de corrección.
- El de Langmuir sin embargo se basa en consideraciones teóricas. Éstas se basan en la idea de que el absorbente tiene un número fijo y limitado de sitios de adsorción disponibles, siendo la energía de adsorción constante e independiente del recubrimiento de este. Por otro lado, también se considera que cada espacio del sólido (adsorbente) solo lo ocupa una molécula del adsorbato y que las moléculas del mismo no interaccionan entre sí. La ecuación de este modelo es: 퐶 1 퐶 푒 = + 푒 푄푒 퐾 · 푄푚푎푥 푄푚푎푥
Donde Ce y Qe ya se describieron previamente, Qmax es la cantidad máxima de soluto adsorbido en la superficie y K es una constante que depende de la energía de adsorción.
Estos modelos de adsorción, sus ecuaciones y diferentes variables, son aplicados al ensayo de adsorción realizado, con el fin de interpretar los datos. Con ello, se pretende buscar una posible tendencia en estos que nos indiquen si el cobre se adsorbe o no sobre el biochar, buscando en caso afirmativo, un modelo que pueda explicar o proporcionar información sobre el mecanismo de adsorción.
La información sobre la adsorción de cobre y otros metales pesados al biochar, no solo tiene importancia en el ámbito de la agricultura, sino también en el medioambiental y el de la salud. El cobre, a pesar de ser un micronutriente necesario, en concentraciones
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altas puede ser un problema de salud pública, al pasar del medio ambiente, en el cual se producen vertidos con metales pesados, a la biosfera (Xue-jiao et al., 2011; Kılıç et al., 2013). Esta contaminación se da principalmente a través del agua y por lo tanto es primordial evitar que una cantidad excesiva de cobre y otros metales pesados lleguen al agua del grifo. Para ello se han diseñado diversos sistemas para eliminar de forma más o menos efectiva los metales pesados del medio, a pesar de sus altos costes (Kılıç et al., 2013). Sin embargo, los más utilizados son los filtros, fabricados con diversos materiales para retener estos metales en las estaciones de depuración, como es el caso del filtro de carbón activo. Hoy en día, se busca sustituir estos por unos cuyos materiales sean más fáciles, baratos y ecológicos de fabricar. Ahí es donde entra en juego el biochar y su poder adsorbente de metales pesados, que llega incluso a superar al del carbón activo (Xue-jiao et al., 2011; Kılıç et al., 2013).
1.2.6. Técnicas de RMN para estudios de adsorción de metales
La resonancia magnética nuclear es uno de los conjuntos de técnicas que más se está desarrollando últimamente, gracias a su amplia variedad de aplicaciones que van desde el ámbito médico o de la investigación molecular (Alcaraz & Donaire, 2006), hasta el análisis de suelos (Knicker, 2011). Se basa en el uso del magnetismo del núcleo con el fin de obtener una señal medible con la que poder sacar información. Para ello, la muestra es sometida a un potente campo magnético, lo que produce un cambio en los núcleos atómicos de la misma (que actúan como pequeños imanes), que se alinean con el campo magnético, abandonando la alineación en equilibrio que poseían. La señal se recibe cuando los núcleos dejan de ser influenciados por el campo, al apagarse este, y pasan de nuevo a su estado de equilibrio. Sin embargo, la señal no solo nos proporciona información de hasta qué nivel de energía ha alcanzado el núcleo resonante al verse sometido al campo, sino que también cuanto ha tardado en volver a su estado de equilibrio. Gracias a esto, esta clase de técnicas nos permiten obtener gran cantidad de información sobre la estructura molecular (Alcaraz & Donaire, 2006).
No obstante, esta técnica solo se puede utilizar para estudiar núcleos atómicos con un número impar de protones, neutrones o de ambos, es decir, que son magnéticamente activos y se pueden comportar como imanes. Esta situación tan solo se da en los átomos de 1H, 13C, 19F y 31P, siendo los demás átomos “indetectables” para esta técnica (Engel y Reid, 2006).
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Por otro lado, existen ciertas clases de átomos que reducen el tiempo de relajación de los núcleos, lo que implica una reducción de la señal que estos emiten al volver a su estado de equilibrio tras la perturbación producida por el campo magnético (Figura 7). Estos átomos son los llamados
paramagnéticos, átomos (o moléculas como el O2) con un tiempo de relajación muy cortos debido a sus electrones desapareados, lo que les hace alinearse y desalinearse muy rápido con el campo, afectando también a los átomos cercano. Ejemplo de esta clase de átomos son el Fe3+, el Cu2+, el Mn o el Al.
Figura 7. Evolución de la señal Normalmente este efecto es indeseable para la recibida (a la derecha) de técnica, ya que produce un ensanchamiento de los átomos con diferentes velocidades de relajación (a la picos, debido a la más rápida relajación nuclear, lo izquierda), siendo “A” el átomo que puede provocar, llevado al extremo, la con menos velocidad y “C” el de mayor velocidad de desaparición del pico y por lo tanto la pérdida de relajación. Fuente: Alcaraz & información (Alcaraz & Donaire, 2006). Donaire, 2006 Sin embargo, este efecto puede suponer una ayuda para ciertas clases de estudios. Un ejemplo del uso provechoso de este efecto es el estudio de las distancias atómicas en proteínas con átomos paramagnéticos en su interior. Estas se pueden determinar gracias a la reducción de señal que se produce en las zonas cercanas al átomo, mayor cuando más cerca se esté de él, lo que facilita una medida de las distancias al mismo y por lo tanto, de las distancias entre los átomos que conforman la estructura de la proteína (Alcaraz & Donaire, 2006).
Con todo esto presente, este trabajo se planteó con el fin de estudiar la interacción del Cu2+ (paramagnético) con el biochar, de tal forma que la reducción en los picos que generase, sirviera para determinar la adsorción, o no, del mismo sobre el material. Además, en el caso de que se produzca, se podría registrar gracias a esto, sobre que grupos funcionales se adsorbe principalmente el cobre al biochar, determinando los grupos responsables de ello.
El paramagnetismo afecta al tiempo de relajación de la red de spin, tanto del 13C 1 1 (T1C), como del H (T1H). La abundancia natural de los átomos de H permite la 15
“comunicación” y, por lo tanto, el intercambio de energía entre los átomos de 1H que estén muy juntos. A este fenómeno se le denomina “difusión de spin” y gracias a él se puede observar un solo tiempo de relajación promedio (T1H) para los protones vecinos. Sin embargo, debido a la baja abundancia del 13C (tan solo un 1.1 atm%), este efecto es poco probable para estos átomos. Por lo tanto, los 13C que se vean afectados por el paramagnetismo tendrán un tiempo de relajación (T1C) más rápido (Knicker, 2011)
En un experimento común de RMN en estado sólido, se aplica el método de giro del ángulo mágico de polarización cruzada. Para la polarización cruzada, la magnetización de los 1H se transfiere en la dirección Y, X del campo magnético exterior y con un campo magnético adicional se bloquean los spin en este estado de energía (spinlock), durante el cual se puede transferir su magnetización al sistema de spins de 13C, siempre y cuando se cumpla la condición de Hartmann-Hahn. Esta condición es válida si la diferencia entre los niveles de energía entre ambos sistemas de spin es igual, lo cual se logra aplicando un campo 1H ajustado y un campo 13C al mismo tiempo, durante un tiempo de contacto determinado. Sin embargo, durante este contacto, se pierde algo de energía (magnetización) del sistema 1H-spin en el medio, a una tasa de tiempo llamada tiempo de relajación de la red de spin en el marco giratorio (T1Hroh). Este tiempo depende de la movilidad de la molécula y también se acorta con compuestos paramagnéticos. Sin embargo, es mucho más corto que T1H. Por lo tanto, si los átomos paramagnéticos se unen preferentemente a ciertos dominios moleculares, que están físicamente separados, se deben detectar diferentes T1Hroh (Knicker, 2011).
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2. Objetivo
El objetivo de este trabajo es estudiar la absorción de cobre por distintas clases de biochars.
Para ello se han seleccionado tres materias primas distintas, quitina, turba y un residuo de Acrocomia aculeata, que han sido pirolizados a distintas temperaturas (400ºC, 500ºC y 450ºC, respectivamente) y tiempos (3 horas, 3 horas y 0.5 hora, respectivamente) (Figuras 8, 9 y 10).
Los materiales obtenidos han sido caracterizados química y físicamente mediante la determinación del pH, conductividad eléctrica, composición elemental, P asimilable y superficie específica.
Sobre los tres materiales caracterizados se han realizado isotermas de adsorción de cobre. En el caso del biochar de quitina, una vez producida la adsorción de cobre sobre el mismo, se ha estudiado el espectro obtenido por resonancia magnética nuclear en estado sólido (13C RMN) para identificar sobre que grupos funcionales del mismo se absorbe el cobre.
Figura 8. Biochar de quitina Figura 9. Biochar de turba. Figura 10. Biochar de Fuente: Imagen propia. Fuente: Imagen propia Acrocomia aculeata, de granulometría fina. Fuente: Imagen propia
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3. Materiales y métodos
3.1. Materias primas Para la producción de los biochars, se siguió el procedimiento descrito en el trabajo de fin de grado de autor de este TFM (García de Castro, 2018). Las materias primas de partida son tres materiales orgánicos de muy escaso valor económico y muy distinta composición química:
- Quitina (Ch): Glúcido nitrogenado que forma el exoesqueleto de los artrópodos y las paredes celulares de los hongos. Originalmente se utilizó quitina procedente de exoesqueletos de gambas, no obstante, debido a los malos olores y poca calidad del material obtenido, se optó por usar una versión comercial. Se utilizó quitina de Figura 11. Quitina comercial marca SIGMA. Fuente: Imagen propia. la marca SIGMA, presentada en forma de finos copos blancos (Figura 11).
- Turba (Pe): Material originalmente procedente de plantas en semidescomposición, que se genera en zonas frías. Para pirolizarlo, se utilizó su versión comercial, en forma de sustrato de multiplicación para horticultura, de nombre Floradur, de la Figura 12. Turba comercial, usada marca Flora-Gard, procedente de normalmente como sustrato para plantas, marca Flora-Gard. Fuente: Imagen propia. Oldenburg, Alemania (Figura 12). García de Castro, 2018.
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- Acrocomia aculeata (Ac): Se utilizó el endocarpio del fruto de esta planta, conocida también como coco paraguayo (Figura 13). Se trata de un residuo con nulo valor comercial y que normalmente es desechado. El material ya pirolizado fue proporcionado por la Prof. León Ovelar, de la Universidad Nacional de Asunción (Paraguay). Se utilizó el Figura 13. Imagen de Acrocomia aculeata o material pirolizado finamente molido. coco paraguayo, en la cual se puede apreciar el tronco y los frutos de esta planta. Fuente: Leon et al., 2016.
3.2. Proceso de pirolización de residuos
3.2.1. Preparación de las materias primas
Previamente a la pirolisis de los materiales, estos deben ser sometidos a un tratamiento previo. En el caso de la quitina y de la turba, ambas necesitan secarse a 40ºC durante 24 horas con el fin de eliminar todo resto de humedad. En el caso de la Acrocomia aculeata, debió ser molida a una granulometría fina, antes de ser introducida en el reactor para su pirolisis.
3.2.2. Pirolisis
Para pirolizar la materia prima y producir los biochars de quitina y turba se utilizó un reactor de acero inoxidable diseñado expresamente para esta clase de procesos (Figura 14). El biochar del residuo de Acrcomia aculeata ha sido proporcionado por la Universidad de Asunción.
El reactor se llena con el residuo a pirolizar hasta aproximadamente el 75% de su capacidad, se tapa y se traslada al horno mufla (marca OBERSAL). Antes de someterlo a alta temperatura se le pasa, a través de una de las salidas del reactor, un flujo continuo de Nitrógeno gaseoso durante al menos 5 minutos, con el fin de desplazar todo el oxígeno y conseguir las condiciones necesarias para una pirólisis. Una vez hecho esto, se conecta la
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otra salida del reactor a una trampa que contiene 12 g de NaOH disueltos en 3 litros de agua y dos dedos de aceite vegetal. Esta trampa retendrá los gases producidos por la pirolisis (compuestos aromáticos volátiles), así como los aceites pesados que se generan.
La pirolisis se realizó durante 3 horas (tiempo de calentamiento o rampa incluido) a 400ºC para la quitina y a 500ºC para la turba.
Una vez pasadas las tres horas, se apaga la mufla y se le vuelve a pasar de nuevo un flujo continuo de Nitrógeno durante 5 minutos. Una vez frio, se retira con cuidado la goma de la trampa y la de la bala de gas, y se extrae el reactor de la mufla. Posteriormente se abre y se saca de su interior el material pirolizado. El reactor se deja enfriar hasta temperatura ambiente y se limpia con alcohol etílico antes de volver a utilizarlo.
Este proceso genera muy mal olor acompañado, en ocasiones, de humo y aceites pesados tóxicos para la salud. Por ello se tomaron las máximas medidas de seguridad. La mufla cuenta con un extractor de gases, la sala donde se encuentra también y ambos estuvieron en funcionamiento durante el proceso. En todo momento se utilizaron guantes, mascarillas y gafas de seguridad y se minimizó el número de repeticiones del proceso produciendo únicamente la cantidad justa de material necesario para el ensayo.
Figura 14. Reactor utilizado para pirolizar los materiales de partida dentro del horno mufla. Fuente: Imagen propia.
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El biochar del residuo de Acrocomia aculeata ha sido fabricado mediante 0,5 horas de pirólisis a 450ºC.
Todos los biochars fueron nombrados utilizando un código con la abreviatura del material de origen, la temperatura y el tiempo de pirolisis; quedando los biochars de quitina, turba y Acrocomia nombrados como Ch400_3, Pe500_3 y Ac450_30, respectivamente (Ver Tabla 1 en Apartado 4.1. para más información).
3.3. Determinación de pH
Para el análisis de pH se ha seguido el método modificado descrito por Jackson y Beltrán Martínez (1982), diseñado originalmente para suelos, y posteriormente modificados para biochars (Paneque et al., 2016).
- Procedimiento:
Se añade 1g de muestra a un tubo de centrífuga, junto con 20 ml de agua mili Q, un agua ultra pura especialmente desionizada, diseñada para preparar disoluciones de gran calidad. Paneque et al., (2016) indica que la proporción debe ser 1/10 (p/v) pero las propiedades de los materiales analizados y su alta capacidad de absorción de agua, hizo necesario duplicar la proporción de agua a 1/20 (p/v) para poder realizar la medición correctamente. La mezcla se agita en un volteador durante 30 minutos, dejando reposar posteriormente durante otros 30 minutos. Una vez pasado el tiempo, se calibra el pH- metro (Modelo CRISON micropH 2002) y se procede a realizar la medida del pH.
Las determinaciones del pH se realizan en todos los biochars por triplicado.
3.4. Determinación de la conductividad eléctrica (EC)
La determinación de la conductividad eléctrica (EC) proporciona información sobre las sales solubles totales presentes en la muestra y es especialmente útil para conocer la cantidad de sales que potencialmente puede aportar el material pirolizado al suelo, y por tanto a la planta.
-Procedimiento:
Para determinar la EC se utilizó la misma preparación descrita en la medida de pH, una mezcla en proporción 1/20 (p/v). Una vez que se mide el pH, se filtra la mezcla
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y en la disolución se mide la EC en un conductímetro (Modelo CRISON EC-Meter BASIC 30+) (Paneque et al., 2016).
Las medidas de la conductividad eléctrica se realizan en todos los materiales por triplicado.
3.5. Determinación del contenido de fósforo asimilable (P Olsen)
El fósforo es un macronutriente esencial para el desarrollo de las plantas, siendo - 2- H2PO4 y HPO4 las formas asimilables para las mismas. En el procedimiento seguido aquí, descrito por Murphy & Riley (1962) solo se determinan estas formas asimilables. Esto se consigue gracias a que la disolución extractora usada actúa como lo harían las raíces de una planta, permitiendo analizar solo las formas de fósforo que esta captaría (Navarro y Navarro, 2013).
- Procedimiento:
Se toman 2 g de biochar de quitina, 2.5 g del material pirolizado de turba y 3g del de acrocomia.
A estas cantidades de cada biochar, se le añade carbón activo y 50 ml de la disolución extractora Olsen (Disolución de NaHCO3 0.5M a pH=8.5) y se agitan en un agitador de volteo durante 30 minutos. Se filtra a través de un filtro tipo whatman nº40 o similar (filtro libre de ceniza), guardando en un frasco el filtrado hasta su posterior análisis.
Para la determinación del fosforo extraído con la disolución Olsen, se utiliza un método espectrofotométrico de absorción molecular que se basa en la reacción de una disolución de molibdato amónico con el ortofosfato disuelto y la formación de un complejo que al reducirse con ácido ascórbico da coloración azul (Reacción 1) (Murphy y Railey, 1962).
ퟑ− 푷푶ퟒ + (푵푯ퟒ)푴풐푶ퟒ → (푵푯ퟒ)ퟑ푷푶ퟒ(푴풐푶ퟑ)ퟏퟐ Reacción 1. Reacción de formación del complejo fosfomolíbdico de color azul utilizado para determinar el contenido de fosforo asimilable.
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Para esta determinación se realiza una recta de calibrado utilizando una serie de disoluciones patrones con concentraciones conocidas de P preparadas por dilución a partir -1 de una disolución madre de 1000 mgP·l preparada con KH2PO4 (R.A. Merck.).
La determinación del contenido de P asimilable se realizó en los tres materiales por triplicado.
3.6. Determinación de la composición elemental: C, N e H
La determinación de la composición elemental de las muestras se ha realizado en el CITIUS de la Universidad de Sevilla.
El análisis elemental es una técnica que proporciona el contenido total de C, H y N presente en un amplio rango de muestras de naturaleza orgánica e inorgánica.
-Procedimiento:
Para determinar la composición elemental se utiliza el analizador elemental LECO TruSpec CHNS Micro que utiliza una combinación de flujo continuo de gas portador (He), detector de infrarrojos y detector de conductividad térmica para la detección simultánea de CHN.
La técnica está basada en la completa e instantánea oxidación de la muestra mediante una combustión con oxígeno puro a una temperatura variable entre 100 y
1000ºC. Los diferentes productos de combustión CO2, H2O y SO2, son posteriormente cuantificados mediante celda de infrarrojo, mientras que en el caso de N2 se cuantifica con una celda de conductividad térmica (Páginas web: CITIUS, 2019 y LECO, 2019). La cantidad de muestra utilizada en cada análisis es del orden de 1 mg. Se pueden analizar tanto muestras sólidas, como líquidas. Es necesario que la muestra esté finamente dividida y sea homogénea, para obtener resultados repetitivos y representativos.
Las muestras se introducen en cápsulas de estaño, se pesan en una microbalanza y seguidamente se procede a su combustión. La determinación de la composición elemental se realizó en todas las muestras por triplicado.
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3.7. Estudio del espectro de resonancia magnética nuclear en estado sólido de 13C (13C RMN)
La técnica de RMN en estado sólido de 13C está basada en la técnica de la polarización cruzada (CP) y la rotación de la muestra en el ángulo mágico (Magic Angle Spinning; MAS), también conocida como CPMAS, y es utilizada para comprobar la composición de materiales sólidos. En esta técnica se excitan los protones con su propia frecuencia de resonancia y, durante un determinado tiempo de contacto (contacto de Hartmann-Hahn), se transfiere su magnetización al sistema de spin de los 13C. Al final, la intensidad de la magnetización de los 13C es detectada como una señal en el espectro. En el presente trabajo se utiliza esto para caracterizar los materiales pirolizados, analizando el contenido en compuestos alifáticos y aromáticos de los mismos.
-Procedimiento:
Para esta caracterización se utilizó un equipo HD Bruker Avance III HD 400 MHz (Figura 15), el cual está formado por un gran imán superconductor que permite obtener un espectro de RMN de materiales sólidos como el biochar. Para ello se utilizan rotores de zirconio de 4 mm de diámetro exterior, con una frecuencia de 100.63 MHz. La técnica usada para obtener el espectro se denomina como “giro del ángulo mágico-polarización cruzada”, en la cual se ha aplicado una frecuencia de giro de 14 kHz. En ella, se produce un pulso en rampa de 1H, que se aplica durante un tiempo determinado de contacto, con el fin de evitar la modulación de giro durante el contacto de Hartmann-Hahn. Con el fin de registrar los espectros, se usaron tiempos de contacto de 1 ms y una anchura de pulso de 1H a 90 ° de 2,5 μs, con un espacio de tiempo entre escáneres de entre 0.5 y 3 s (dependiendo de su tiempo de relajación). Se utilizó tetrametilsilano para referir los desplazamientos de 13C-químicos, siendo el de este 0 ppm y se calibró con glicina, que posee una desplazamiento de 176,04 ppm. Para medir las intensidades relativas de los picos, se utilizó el programa de integración MESTRE NOVA, el cual permitía obtener las mismas mediante la integración de los rangos de desplazamientos químicos específicos, según explica Knicker (2011).
La calidad de los espectros obtenidos depende de la cantidad de carbono en la muestra y el número de escáneres (medidas individuales) realizados. Aumentar el número de escáneres disminuye por tanto el ruido en los mismos.
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En los espectros de RMN en estado sólido de 13C se representa la intensidad de señal frente a la frecuencia de la energía electromagnética que liberan los núcleos de 13C de la muestra. Esto es debido al distinto apantallamiento o desplazamiento químico de los diferentes grupos funcionales; cuyas unidades son ppm. La integración del área de una región del espectro permite obtener, cuantitativamente, la cantidad de carbono en compuestos alquílicos, O-alquílicos, arílicos y carboxílicos en la muestra.
Sumado a esto, en los espectros también se hacen presentes dos pequeños picos al lado de los principales, que son provocados por la anulación incompleta de las interacciones dipolares durante la rotación al ángulo mágico y que son el promedio de las Figura 15. Introducción de la muestra en interacciones de spin de los átomos, llamados el equipo de 13C RMN en estado sólido. Fuente: Propia (García de Castro, 2018). “spinning side bands” (Knicker, 2011).
Los espectros de resonancia magnética nuclear se realizaron en muestras de los tres biochar y en sus materias primas, así como en cuatro muestras de biochar de quitina con Cu adsorbido (a concentraciones de 0, 1, 4, y 20 mM) provenientes del experimento de adsorción descrito en el apartado 3.10 modificando el método descrito según se indica en el apartado 3.11.
3.8. BET
El área superficial es el medio con el que un sólido interacciona con sus envolventes, especialmente líquidos y gases. El método de cálculo BET (Brunauer, Emmett y Teller) permite calcularla utilizando un gas portador (Grela, 2016). La determinación de la superficie específica de las muestras se ha realizado en el CITIUS de la Universidad de Sevilla.
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-Procedimiento:
Para calcular la superficie específica mediante el BET se utiliza un modelo de adsorción a partir de la teoría cinética de los gases, que considera la posibilidad de formar también multicapas (Jung et al., 2019). El objetivo del mismo es determinar la capacidad de monocapa, a partir de la cual se calcula el área superficial de la muestra. Este método suele utilizar nitrógeno como gas portador, aunque en el presente estudio se usó dióxido de carbono (CO2) para tal propósito. Existen dos formas de calcular el área superficial.
Para el cálculo del Área BET monopunto se escoge un punto inicial a 0.3 P/P0 y de él se hace pasar una línea por el cero. Éste método es muy sencillo, pero poco preciso, aunque proporciona una aproximación al valor de la superficie específica. El otro método de cálculo, mucho más exacto, es del Área superficial BET, donde se utilizan una gran cantidad de puntos para la determinación (Grela, 2016). Esta medida se considera mucho más cercana a la realidad y proporciona varios valores útiles para distintos estudios cinéticos sobre adsorción, tales como cálculo de la actividad de un catalizador, caracterización de materiales o la capacidad adsorbente de un material.
3.9. Contenido en cenizas
El contenido en cenizas es una técnica que permite calcular el contenido en minerales de una muestra mediante calcinación. Gracias a este dato y utilizando también los datos del análisis elemental, se puede determinar la proporción de oxígeno en las muestras. Para la determinación se utiliza el método descrito por De la Rosa et al., (2014).
-Procedimiento:
Se pesan exactamente 0.3000 g de muestra y se depositan en crisoles de porcelana previamente secos y tarados. Para medir la masa se utiliza una balanza de precisión marca Precisa modelo XT 120A.
Las muestras se introducen en una estufa a 105ºC durante al menos 5 horas. Pasado el tiempo se sacan los crisoles a un desecador, donde se dejan enfriar hasta temperatura ambiente para ser pesados de nuevo en la balanza de precisión.
A continuación, para obtener el contenido en cenizas, las muestras se introducen en un horno mufla marca OBERSAL a 750ºC durante 5 horas. Tras la calcinación, se deja enfriar un poco y se introduce en un desecador hasta temperatura ambiente para luego ser
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pesado en la balanza de precisión. Con esta nueva medida se puede determinar por diferencia de pesada la proporción de minerales de las muestras.
Una vez obtenido el contenido mineral de un material (porcentaje de cenizas), se puede obtener, utilizando los datos obtenidos del análisis elemental (porcentaje de C, H y N), por diferencia, la proporción de oxígeno del mismo.
La determinación se realizó en los tres biochars por triplicado.
3.10. Ensayo de adsorción
Para determinar la cantidad de Cu que las diferentes clases de biochars pueden adsorber se ha realiza un ensayo de adsorción, en el cual se pone en contacto el material con distintas disoluciones de nitrato de cobre de concentración creciente. Para hacer este ensayo se ha seguido el procedimiento descrito por Xue-jiao et al., 2011.
-Procedimiento:
Para la realización de estos ensayos se coge 200 mg de cada muestra de biochar y se introduce en un tubo Falcon de 50 ml, junto con 25 ml de una disolución de nitrato de cobre (Cu(NO3)2 ) de concentración creciente. Las disoluciones utilizadas en los ensayos son de 1, 2, 4, 6, 8, 10, 12, 14, 16, 18 y 20 mM de nitrato de cobre. Estas disoluciones de trabajo llevan además unas gotas de ácido (para prevenir la hidrólisis del cobre) y una disolución 0.1M de NaNO3, diluida diez veces, con el fin de actuar como electrolito de fondo. Los tubos con el biochar y la disolución se agitan en un agitador orbital termostatizado durante 24 horas a 25ºC. Durante las dos primeras horas se controla y regula el pH a 5 mediante el uso de disoluciones 1M de HCl y NaOH. Tras pasar las 24 horas, se saca del agitador y se deja reposar otro día entero con el fin de poder separar la fase solida (biochar) del líquido en equilibrio mediante decantación. Para la separación se utilizan jeringas grandes y filtros, con el objetivo de que en la fase líquida no quede nada de biochar y se pueda analizar la misma.
Para la determinación del contenido residual de cobre en la disolución extraída en equilibrio con el biochar, ésta se diluye y el Cu se mide mediante un equipo de espectrofotometría de absorción atómica de llama marca PERKIN ELMER, modelo AAnalyst 100.
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El biochar de quitina, por su parte se deja secar en una estufa a 40ºC durante varios días y luego es llevado al RMN para su análisis.
La determinación del Cu se realiza por triplicado en cada muestra, por cada una de las concentraciones.
3.11. Espectros de RMN tras el ensayo de adsorción
El paramagnetismo del cobre produce, como ya se explicó en la introducción (Apartado 1.2.6), un ensanchamiento y pérdida de intensidad en las señales registradas con RMN, cuando este se encuentra adsorbido sobre el material a estudiar. Es por ello que este fenómeno puede usarse para estudiar donde y como se ha adsorbido el metal al biochar.
Procedimiento:
Con el fin de determinar el efecto del paramagnetismo sobre los espectros de 13 1 RMN se usan los tiempos de relajación T1C y T1Hroh (del C y el H, respectivamente), que dependen entre otros de la movilidad del grupo funcional y la proximidad de compuestos paramagnéticos, como el cobre.
Para determinar el tiempo de relajación T1C se usa un programa de CP (polarización cruzada) modificado, en que se ha introducido un tiempo de espera en el cual el sistema de 13C excitado puede relajarse. Se realizaron 12 medidas individuales, con tiempos de espera crecientes. Después de medir la intensidad de cada región de desplazamiento químico, en función del tiempo de espera, se puede crear una curva exponencial que disminuya en función del tiempo de relajación. Con un programa de ajuste se ha calculado el T1C. El tiempo T1Hroh se ha determinado de forma similar, pero variando el tiempo de “spinlock” del sistema de los protones, antes del tiempo de contacto, y realizándose 24 medidas individuales.
De los biochars utilizados en este trabajo, es el de quitina en el que mejor se aprecia este fenómeno, al producirse un cambio en los espectros mucho más claro, que permite analizarlos más fácilmente. Por lo tanto, en el presente trabajo solo se expondrán los resultados de este material.
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4. Resultados y Discusión
4.1. Composición elemental de los materiales pirolizados
En la Tabla 2 se muestra la composición elemental de los biochars, así como de los materiales de origen de los mismos, no pirolizados. La tabla muestra también el contenido en cenizas de los materiales pirolizados, su proporción de oxígeno y los ratio H/C y C/N (relaciones atómicas, en m/m) de todos los materiales. La Tabla 1, expuesta a continuación, explica el sistema de códigos usado en la misma:
Material T de Pirolizado Tiempo de Pirolizado Código Quítina (Ch) No pirolizado (0) No pirolizado (0) Ch0_0 Quítina (Ch) 400ºC 3 horas Ch400_3 Turba (Pe) No pirolizado (0) No pirolizado (0) Pe0_0 Turba (Pe) 500ºC 3 horas Pe500_3 Acrocomia (Ac) No pirolizado (0) No pirolizado (0) Ac0_0 Acrocomia (Ac) 450ºC 30 minutos Ac450_30
Tabla 1. Explicación del sistema de códigos usados en este trabajo. En la Tabla 2 se observa como todos los materiales pirolizados tienen una mayor proporción de carbono que los materiales de partida. Esto es debido al propio proceso de pirolisis, que condensa los compuestos orgánicos aromáticos en los materiales, lo que produce un aumento de la aromaticidad de los mismos (Keiluweit et al., 2010). También, observando la Tabla 2 se puede distinguir que los materiales (de entre los que se disponen datos) que más carbono poseen son el biochar de quitina, seguido del de turba. La razón de esta diferencia, radica en los materiales de partida, los cuales tienen un porcentaje de carbono muy similar a los pirolizados (Tabla 2).
Por otro lado, el contenido en hidrógeno, junto con la relación atómica H/C, ofrece información sobre la aromaticidad de los compuestos orgánicos presentes en cada material. En los materiales pirolizados se encuentra que su relación H/C y su contenido en hidrógeno son menores respecto a los de los materiales originales. Esto viene a corroborar que los compuestos orgánicos que poseen estos materiales, poseen una mayor aromaticidad que los correspondientes de las materias primas. El aumento de la temperatura de pirolizado hace disminuir estos valores (Keiluweit et al., 2010), tal y como se puede comprobar en el TFG del autor de este TFM (García de Castro, 2018), donde se
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comparan biochars fabricados a distintas temperaturas y donde el efecto del aumento de la misma se hace evidente. Los ratio H/C, junto con los resultados arrojados por el análisis elemental, hacen pensar que la estructura de estos materiales pirolizados es similar a la de algunos materiales descritos por Knicker (2011), con la presencia de numerosos anillos aromáticos, formando en ocasiones agrupaciones policíclicas, pero sin llegar nunca a tener una estructura en capas, como la del grafeno.
Otro elemento a tener en cuenta es el nitrógeno y su relación con el carbono (Relación C/N), que proporciona información sobre la capacidad de esta materia orgánica de suministrar N (macronutriente esencial) a la vegetación, contribuyendo a aumentar la fertilidad química del suelo cuando se utiliza como enmienda en agricultura (Kern et al., 2017). De los biochars usados, el más destacado respecto a contenido en nitrógeno, es el de quitina, gracias al propio material de origen, el cual posee una cantidad considerable de nitrógeno, debido a la propia estructura del mismo (N-Acetilglucosamina). Esto conlleva que en comparación con el resto de materiales, su ratio C/N sea inferior al de los demás y previsiblemente origine mayores tasas de mineralización.
El contenido en cenizas indica la cantidad de elementos minerales que posee el material y además, se utiliza para calcular el contenido en oxígeno del mismo. Destaca principalmente el alto contenido en cenizas del biochar de turba, con una cantidad muy superior a la de los demás. Esto se debe probablemente al origen de la materia prima, la cual puede contener diversos compuestos minerales inorgánicos como, por ejemplo, sílice, que forman naturalmente parte de la turba. La falta de los datos de la composición elemental del biochar de Acrocomia aculeata no permite obtener el contenido de oxígeno del mismo.
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Material C SD H SD N SD H/C at C/N at Cenizas SD O (g/kg) (g/kg) (g/kg) (g/kg) (g/kg) Ch0_0 437,67 1,97 64,35 0,70 63,79 0,37 0,15 6,86 - - -
Ch400_4* 723,03 4,02 89,81 0,90 31,68 0,21 0,12 22,82 11,78 1,0 143,69
Pe0_0 428,97 8,82 49,46 1,97 8,72 0,30 0,12 49,21 - - -
Pe500_3 684,07 3,69 26,81 0,45 14,28 0,28 0,04 47,90 140,82 1,28 134.02
Ac0_0 487,40 1,65 55,84 0,42 1,84 0,02 0,11 264,41 - - -
Ac450_30** ND ND ND ND ND ND ND ND 16,83 0,8 ND
*Los datos expuestos son del biochar de quitina pirolizado durante 4 horas, no durante 3, que es el que realmente se usó. Esto se debe a que los datos del material utilizado no estaban disponibles, lo que llevó a utilizar estos. Los espectros de RMN muestran que apenas hay diferencias entre ambos materiales, por lo que su composición química debería ser la misma o muy similar. **Datos no disponibles al momento de la presentación de este trabajo. Tabla 2. Contenido elemental de los biochar utilizados, así como de los materiales de partida de los mismos; SD: desviación estándar. 4.2. pH y EC
En la Tabla 3 se pueden observar los valores de pH de los biochars fabricados, así como su conductividad eléctrica (EC). El pH de los mismos es bastante diferente entre ellos, debido al material de origen. Los biochars procedentes de quitina y Acrocomia son ácidos, mientras que el de turba es básico. Este último caso resulta interesante, ya que la turba, en su estado natural, es ligeramente ácida, con un pH de 6.2 (García de Castro, 2018). Este cambio podría deberse a la pérdida de compuestos orgánicos ácidos, como los carboxílicos, durante el proceso de pirolisis.
Únicamente en el biochar de quitina se encontraron valores de pH cercanos a la neutralidad. A priori, según esta propiedad, este biochar sería el único que podría sustituir adecuadamente a la turba natural como sustrato para cultivos. La mayor parte de los vegetales necesitan crecer en sustratos con un intervalo de pH óptimo entre 6,5 y 7,5 (Whittaker et al., 1959), lo que hace que los biochars de turba y Acrocomia tengan que ser usados con prudencia, ya que su uso podría producir una merma en la productividad. En casos específicos como el tomate, el crecimiento óptimo se describe cuando el pH del medio se encuentra entre 6 y 6,7, y en el caso de la lechuga, entre 6 y 7 (Whittaker et al., 1959). Con estos rangos en mente, tan solo el biochar de quitina podría ser aplicado sin problemas a algunos cultivos, mientras que el de Acrocomia solo se debe aplicar a suelos básicos y el de turba a suelos ácidos (Kern et al., 2017).
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Biochar pH SD EC (µS/cm) SD
Quitina 6,44 0,03 237,33 6,43
Turba 8,44 0,08 195,67 8,39
Acrocomia 4,71 0,19 128,67 19,63
Tabla 3. pH y conductividad eléctrica (EC) de los biochars. Los datos se corresponden con valores medios de 3 réplicas; SD: desviación estándar. La conductividad eléctrica de los materiales está íntimamente relacionada con el contenido en sales solubles de los mismos. Según Porta (1986), ésta no debe superar los 200 μS/cm cuando se determina en una proporción 1/5 (p/v) suelo/agua. Un exceso de salinidad afecta negativamente a los cultivos. Los biochars empleados en este trabajo entran dentro de este límite, ya que los datos de EC están obtenidos en una proporción 1/20 (p/v) suelo/agua. El único que podría causar problemas sería el biochar de quitina, sin embargo, al obtenerse los datos con otra proporción, se necesitaría un estudio más a fondo para comprobar si su salinidad es correcta o demasiado alta para aplicarlo a suelos de cultivo.
4.3. Fósforo disponible
En la Figura 16 se muestra la cantidad de fosforo, extraído por el método Olsen y determinado según Murphy y Railey (1962), en los biochars usados en el presente trabajo. Este valor tiene importancia a la hora de determinar si un determinado material proporcionará P en formas asimilables para las plantas.
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P Asimilable µg P/g Biochar 14
12
10
8
6 Series1
4 µg P/g Biochar Biochar P/g µg 2
0 Ch Pe Ac Tipo de Biochar
Figura 16. Concentración de P disponible en cada biochar. Se representan los valores medios de 3 réplicas y las barras de error representan la desviación estándar.
Destaca principalmente el bajo contenido de fosforo asimilable presente en todos los biochars, en comparación con los estudiados en García de Castro (2018).
El contenido en fósforo asimilable está relacionado con el pH, ya que es a partir de un valor de pH superior a 6,8-7,0 cuando las plantas dejan de disponer de él, al encontrarse en forma de sales cálcicas no solubles. Un material puede contener un alto contenido en fósforo, pero para que este esté disponible para su uso por los vegetales, tiene que encontrarse en sus formas de ortofosfato mono y diácido, siendo no absorbibles las demás formas del mismo (Fuentes Yagüe, 2002).
El bajo contenido en fósforo asimilable de estos materiales hace que deba ser tenido en cuenta a la hora de ser usados en agricultura, ya que es posible que se requieran fuentes externas adicionales de este elemento esencial, sobre todo en cultivos con alta demanda de P, como es el caso de los suelos de regadío intensivo, donde se consideran contenidos normales de entre 17 y 36 µg P/g (en función de la textura) (Junta de Extremadura, 1992). Sin embargo, los valores aportados por estos materiales (entre 8 y 11 µg P/g aproximadamente), los podrían hacer utilizables en cultivos que no tengan una alta demanda de P (basándose solo en el valor de este nutriente).
Respecto a cómo afectan estos niveles de fósforo a la adsorción de cobre, se podría decir que estos son insuficientes como para afectar negativamente. Altas concentraciones
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de fósforo, junto con el nitrato que contenga el biochar, podrían producir complejos o sales que hagan precipitar el cobre, pero al encontrarse a tan bajas concentraciones, no se espera influencia alguna de este sobre el proceso de adsorción (Sparks, 1995).
4.4. Estudio de los espectros de 13C RMN
En la Figura 17 se representan los espectros registrados de cada material original y pirolizado.
Estos espectros han sido analizados e interpretados según Knicker (2011) donde se explica esta técnica, así como a que zona del espectro pertenece cada grupo de carbono o grupo funcional. La proporción de cada grupo se puede medir cuantitativamente gracias a la información que nos proporcionan las integrales de las áreas bajo los picos. Estos se generan a determinados desplazamientos químicos y nos indican la presencia en mayor o menos medida de una clase de grupos funcionales (Tabla 4).
Grupo Funcional ppm Quitina Biochar de Turba Biochar Acrocomia Biochar de Original Quitina Original de Turba Original Acrocomia 400ºC, 3h 500ºC, 3h 450ºC, 0,5h SSB 275-225 1,76 2,09 0 3,76 2,6 0,24 Cetona/Aldehído 225- 185 1,81 1,57 0,77 1,94 1,78 1,26 Carboxilo 185- 160 7,42 3,36 4,06 3,86 3,54 2,63 CO-Arilo 160- 140 0,54 11,71 5,19 11,5 5,63 9,09 Arilo 140-110 4,06 51,01 13,3 66,3 15,87 20,6 Arilo 110-90 13,01 7,16 11,45 3,21 13,18 12,3 O-Alquilo 90-60 46,34 5,26 37,24 3,53 45,61 33,59 N/O-Alquilo 60-45 14,22 3,46 6,59 2,15 7,81 7,77 C Alquilo 45-0 11,19 16,47 20,55 7,51 6,59 12,72 SSB 0-(-50) 0 2,36 0 2,95 1,75 0 Polar/Apolar 2,34 0,32 1,19 0,27 1,61 1,18
Tabla 4. Valores de las áreas integradas de cada señal de los espectros de 13C RMN.
Los espectros de las materias primas muestran, por lo general, sus principales señales en la región de los carbonos O-Alquilicos (110 hasta 60 ppm), que pertenecen normalmente a carbohidratos. En la turba y la Acrocomia se puede distinguir claramente esta señal, lo que indica un alto contenido en celulosa, en el caso de la Acrocomia, debido al origen vegetal de la misma, mientras que para la turba señala la presencia de otros carbohidratos. El caso de la quitina es algo especial, ya que presenta numerosos picos, característicos de la misma en esta zona, pertenecientes a la estructura principal de la
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misma (esqueleto de N-acetil glucosamina); así como un pico en la región de C alquílicos (45-0 ppm), asignable normalmente a grupos acetilos. El origen de la señal entre 60 y 45 ppm pertenece al carbono N-Alquilo de la glucosamina. La intensidad entre 45 y 0 ppm también se hace presente en los demás materiales, siendo muy notoria en la turba, donde el contenido en sustancias peptídicas se hace notorio al formarse esta por plantas en semidescomposición. Al otro lado del espectro está la región de los C-Arílicos (140-90 ppm), con muchos pequeños picos en la turba y la Acrocomia, y la región de los C-O Arílicos (160-140 ppm). Estas señales se originan por la lignina y en el caso de la Acrocomia, también por taninos.
Pasando a los espectros de los materiales pirolizados, se puede observar una tranformación de los mismos, muy notoria en el caso de la quitina y la turba, en la cual las bandas presentes en el material original pasan tras la pirolisis a formar grandes bandas de compuestos aromáticos. Lo primero que destaca es la pérdida de intensidad en la región de los C-Alquilos y la formación de, en el caso principalmente de la quitina y la turba, de una importante banda alrededor de 128 ppm, perteneciente a los C-Arílicos. En estos casos se puede observar como la diferente temperatura de pirolisis afecta a la transformación de los alquilos en arilos, siendo el pico de los C-Alquilos aún bastante visible en la quitina, pirolizada a menor temperatura que la turba, lo que permite que ciertos productos de la degradación térmica, que aún no se han volatilizado ni transformado, contribuyan a la intensidad en la región entre 90 y 0 ppm, perteneciente a los C-Alquilos. El tiempo de pirolisis también es un factor a tener en cuenta, sobre todo para explicar el caso de la Acrocomia, donde se puede observar que el tiempo de pirolisis no ha sido el suficiente, presentando aun los principales picos del material original, al que se le suma un aumento del área en la región C-Arílica. Por otro lado, se puede observar un hombro en el biochar de turba, en torno a 160-140 ppm, en la región C O-Arílico, perteneciente a la formación de furanos y piranos.
En algunos espectros se puede apreciar unos pequeños picos característicos de la técnica, las llamadas bandas de rotación (spinning side bands), a ambos lados de las señales principales. Estas se presentan en materiales con una importante proporción de compuestos aromáticos, y se muestran en el espectro con una distancia de la frecuencia de rotación al ángulo mágico (300-250 ppm y 0-(-50) ppm, aproximadamente) y son producidas por diferencias en el campo del imán, debido a la anulación incompleta de las interacciones dipolares durante la rotación (Knicker, 2011).
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Finalmente, la polaridad es un factor muy importante para la adsorción de metales. Las cargas negativas presentes en el biochar facilitan la adsorción de metales como el cobre (Moore et al., 2018). Sin embargo, como se expondrá en el apartado del ensayo de adsorción (Apartado 4.6.), esto no parece cumplirse para este estudio, ya que son los biochars menos polares, con menos grupos carboxílicos y cargas, los que más capacidad de adsorber cobre tienen. Esto se podría deber a los grupos arílicos, más abundantes que los grupos polares, sean los responsables de la adsorción del metal. Estos grupos, a pesar de no tener heteroátomos que atraigan hacía sí electrones creando diferencias de carga (como los de oxígeno), son aromáticos, lo que indica que tienen una nube electrónica a su alrededor que podría ayudar a adsorber el metal gracias a la acumulación de electrones en el anillo. El biochar con menor polaridad es el de turba, mientras que el de Acrocomia es bastante más polar que los demás. Esto se podría explicar por la presencia de diferentes grupos funcionales (polares y no polares) que posiblemente compitan por la adsorción del metal, generando diferentes mecanismos.
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Figura 17. Espectros de 13C RMN registrados de todos los materiales pirolizados y sin pirolizar.
4.5. BET
Biochar Single point surface area at BET Surface Area P/Po (m²/g) Quitina (Ch) 163,36 216,13 Turba (Pe) 158,89 192,41 Acrocomia (Ac) 140,02 177,62 Tabla 5. Superficies específicas de cada biochar según la técnica de cálculo de un solo punto y según BET
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En esta Tabla 5 se representan las superficies específicas de cada material pirolizado. La técnica usada para ello es la de BET (Brunauer, Emmett y Teller), usando
CO2 como gas para la adsorción. En la tabla se representan dos formas de medir la porosidad en base a esta técnica. En una de ellas se mide un solo punto, en torno a 0.3
P/P0 y se traza una línea con el cero. Esta es una medida rápida de la porosidad y menos precisa que la otra forma. Ésta es llamada área BET en superficie, la cual analiza múltiples puntos y da una medida mucho más precisa.
Analizando los datos, se observa como el de biochar de quitina es el de mayor superficie, y por lo tanto es de mayor porosidad, independientemente del tipo de medida que se haya utilizado. El que menos porosidad tiene parece ser el de Acrocomia, cuya diferencia con los otros dos se hace menos patente una vez hecho el estudio BET en profundidad. A la vista de estos resultados y guiándose solo por la porosidad, podría decirse que el biochar que ofrece la mejor superficie específica sería el de quitina, seguido por el de turba y en último lugar el de Acrocomia.
Esto se produce debido a varios factores. Uno de ellos son las condiciones de pirolizado, en las que influyen la temperatura y el tiempo de exposición a la misma del material. Se dice que, a mayor temperatura y tiempo de pirólisis, mayor será la superficie específica del biochar fabricado (Gargiulo et al., 2018). Chen et al., (2011) lo confirma en su artículo, en el cual expone como afecta la temperatura de pirolisis a la superficie del biochar. Según explica, un biochar fabricado a 400ºC tiene una superficie específica superior a 120 m2/g, mientras que otro, pirolizado a 900ºC posee una superficie que sobrepasa los 460 m2/g. Estos resultados están en consonancia con los resultados obtenidos en este trabajo, al utilizarse temperaturas de 400, 500 y 450ºC. Este efecto se puede observar al comparar el biochar de turba y de Acrocomia, donde la Acrocomia ha estado sometida a menor temperatura y menor tiempo, lo que conlleva que tenga una menor porosidad (menos superficie específica) respecto a los demás materiales.
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Sin embargo, esto no se confirma en el caso de la quitina, debido a que se deben considerar otros factores. Parece que el principal motivo de las diferentes superficies específicas es el origen de la materia prima utilizada, habiendo materiales de partida que propician una mayor porosidad en los biochars que otros (Gargiulo et al., 2018; Brewer et al., 2014). Esto explica como la quitina (pirolizada a 400ºC, 3h) tiene una mayor superficie que la turba (500ºC, 3h). Se necesitaría estudiar la porosidad de los materiales originales y de los diferentes biochars usados en este trabajo, para afirmar que la porosidad crece al aumentar la temperatura de pirolisis y que depende del material de partida, sin embargo, esto queda fuera del alcance de este trabajo; apoyándose el mismo en datos bibliográficos, que no dejan lugar a duda sobre este efecto.
4.6. Ensayo de adsorción
En las siguientes gráficas, se exponen los resultados obtenidos en el ensayo de adsorción. Para su realización, los datos han sido tratados y analizados, con el fin de eliminar los datos anómalos o aberrantes, frutos de posibles errores. Se han aplicado también las isotermas de Langmuir y Freundlich, con el fin de dar un significado a los resultados y poder comparar la eficacia de los distintos biochars a la hora de adsorber cobre. Los resultados se expondrán individualmente para cada biochar, para luego ser comentados y comparados en conjunto.
4.6.1. Biochar de quitina:
En la Figura 18 se puede observar la isoterma de adsorción del biochar de quitina a pH=5 para el cobre. En ella se representa la cantidad de soluto (Cu) adsorbido por el mismo (Qe) frente a la concentración del metal en disolución, una vez alcanzado el equilibrio (Ce).
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Isoterma Adsorción (Qe vs Ce) Quitina 0,35
0,3
0,25
0,2
(mmol/g) 0,15 e
Q y = 0,043ln(x) + 0,121 0,1 R² = 0,7324
0,05
0 0 2 4 6 8 10 12 14 16 Ce(mM)
Figura 18. Isoterma Adsorción (Qe vs Ce) para el biochar de quitina.
Las isotermas de adsorción pueden tener diferentes formas dependiendo de muchos factores. Para este trabajo, se ha elegido la forma logarítmica, usada en estudios similares, de adsorción de metales al biochar, por Xue-jiao et al., (2011) y Chen et al., (2011).
Como se puede observar en la Figura 18, la nube de puntos formada al ser representados los datos (Qe vs Ce) puede tener forma lineal o logarítmica. Basándonos en la bibliografía existente (Xue-jiao et al., 2011; Chen et al., 2011), suponemos forma logarítmica, la cual nos proporciona un coeficiente de determinación (R2) de 0,7324, lo que indica la existencia de una tendencia logarítmica de la isoterma. Para un mejor ajuste a la isoterma calculada, se toman logaritmos neperianos para los datos de soluto adsorbido
(lnQe), lo que da como resultado la Figura 19.
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ln Qe vs Ce C (mM) 0,00 e 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 -0,50
-1,00
-1,50 e
Ln Ln Q -2,00 y = 0,2995ln(x) - 2,1871 -2,50 R² = 0,8086
-3,00
-3,50
Figura 19. Gráfica de la isoterma ln Qe vs Ce para el biochar de quitina.
Esta gráfica tiene un ajuste mejor que la anterior (R2=0,8086), lo que indica que el modelo de forma logarítmica propuesto, se ajusta con una precisión más aceptable a los datos obtenidos.
Con el fin de dar una interpretación física a los datos, se han ajustado los mismos a las isotermas de Freundlich y Langmuir. Para ajustarlo a Freundlich (Figura 20) se han tomado logaritmos neperianos tanto para la cantidad de soluto adsorbido (lnQe), como a la concentración del metal en disolución (lnCe) y se han representado, comprobando su ajuste con la forma lineal de la ecuación de la isoterma de Freundlich:
1 푙푛푄 = ln 퐾 + 푙푛퐶 푒 푑 푛 푒
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Freundlich
0,00 -2,00 -1,50 -1,00 -0,50 0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 -0,50
-1,00 e
-1,50 Ln Q Ln
-2,00
-2,50
-3,00 Ln C y = 0,3639x - 2,2977 e R² = 0,8596
Figura 20. Isoterma de Freundlich (ln Qe vs lnCe) para el biochar de quitina.
La representación gráfica (Figura 20) proporciona un ajuste a la forma lineal de la isoterma de Freundlich con R2=0,8596. Se considera que este proceso de adsorción se puede ajustar a este modelo. La representación también proporciona información sobre el factor de corrección (n=2,7480), un parámetro función de la fuerza de adsorción, que indica (si n>1) que el proceso de adsorción se ajusta a la isoterma de Freundlich (Murillo Martínez et al., 2015). Por otro lado, también se puede obtener el coeficiente de distribución (Kd=0,1122), que es un indicador aproximado de la capacidad de adsorción (Murillo Martínez et al., 2015). Estos datos se ajustan en parte a lo descrito en Chen et al., (2011) para adsorción de cobre en biochar de madera dura, con un n=2,294 y un
Kd=0,71, algo diferente en este último caso, pero esperable, dado que los datos del artículo tienen un mejor ajuste (R2= 0,928) y utilizan otra materia prima para la fabricación del biochar.
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Para la representar los datos según el modelo lineal de Langmuir se representa
Ce/Qe frente a Ce y se calcula la línea de tendencia, ajustándola a la ecuación lineal de la isoterma de Langmuir:
퐶 1 퐶 푒 = + 푒 푄푒 퐾 푄푚푎푥 푄푚푎푥
Langmuir 70,00
60,00 y = 3,237x + 9,6022 R² = 0,8392 50,00
e 40,00
/Q e
C 30,00
20,00
10,00
0,00 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 C (mM) e
Figura 21. Isoterma de Langmuir (Ce /Qe vs Ce) para el biochar de quitina
Una vez representados los datos, se puede observar cómo, en el caso del biochar de quitina, la ecuación resultante parece ajustarse al modelo de isoterma de Langmuir (R2=0,8392), aunque el ajuste es algo inferior al del modelo de Freundlich, previamente estudiado. La representación también arroja los valores de la cantidad máxima de soluto adsorbido (Qmax=0,3089 mmol/g) y de la constante de la energía de adsorción (K=0,33714 l/mg). Comparando estos datos con los obtenidos por Chen et al., (2011), usando biochars de madera dura y paja de maíz, se podría decir que no tienen nada que ver (Qmax=12,52 y 6,79 mmol/g; K=0,682 y 0,048 l/mg). Esto se podría explicar por las diferencias en el material original utilizado. Sin embargo, Xue-jiao et al., (2011) también proporciona datos sobre adsorción de cobre en biochar, usando este modelo. Los resultados obtenidos se aproximan más a los obtenidos en este artículo, especialmente a los de biochar de paja de canola (colza) y carbono activado con un Qmax de 0,59 y 0,18 mmol/g, y un K de 2,05 y 0,24 l/mg, respectivamente. Los resultados entran dentro del mismo orden de magnitud, a pesar del empleo de distintos materiales, lo que indica que son perfectamente válidos.
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Estos valores obtenidos usando la isoterma de Langmuir son solo aproximaciones, ya que se deberían dar condiciones de saturación termodinámica para que la isoterma se pueda aplicar sin problemas. Es decir, que la concentración del soluto debe ser alta, incluso alcanzar la saturación, para poderse aplicar correctamente la isoterma de Langmuir (Sparks, 1995). Sin embargo, como se ha expuesto, ninguna de las disoluciones utilizadas cumple con este requerimiento, por lo que todos los datos obtenidos en todas las muestras de este estudio aplicando Langmuir, son aproximaciones suponiendo condiciones de saturación termodinámica.
4.6.2. Biochar de turba:
En la Figura 22 se puede observar la isoterma de adsorción de cobre del biochar de turba a pH=5, representándose en la misma la cantidad de soluto adsorbido por el mismo (Qe) frente a la concentración del metal en la disolución en equilibrio (Ce).
Isoterma Adsorción (Qe vs Ce) Turba 0,45 0,40 0,35 0,30 0,25
0,20
(mmol/g) e Q 0,15 0,10 y = 0,0797ln(x) + 0,1237 R² = 0,8076 0,05 0,00 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 C (mM) e
Figura 22. Isoterma Adsorción (Qe vs Ce) para el biochar de turba.
Ajustando a los datos una línea de tendencia de forma logarítmica, como se hizo anteriormente, se obtiene una ecuación con un ajuste de R2=0,8076, lo que nos confirma la tendencia del sistema. Al tomar logaritmos neperianos para los datos de soluto adsorbido (lnQe) y representarlos frente a Ce se obtiene una ecuación de mejor ajuste (R2=0,8643) (Figura 23).
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ln Qe vs Ce C (mM) 0,00 e 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 -0,50
-1,00
-1,50 e
Ln Ln Q -2,00 y = 0,4067ln(x) - 2,1344 R² = 0,7971 -2,50
-3,00
-3,50
Figura 23. Gráfica de la isoterma ln Qe vs Ce para el biochar de turba.
Una vez comprobada la tendencia logarítmica del sistema estudiado, se procede a ajustar los datos a la isoterma de Freundlich en su forma lineal, para comprobar si los mismos se pueden interpretar a través de este modelo. Para ello se representan lnQe vs ln Ce:
Freundlich 0,00 -2,00 -1,50 -1,00 -0,50 0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 -0,50
-1,00 e
-1,50 Ln Q Ln
-2,00
-2,50 y = 0,4061x - 2,1395 R² = 0,8854 -3,00 Ln C e
Figura 24. Isoterma de Freundlich (ln Qe vs lnCe) para el biochar de turba.
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La representación ofrece un ajuste a la linealidad de R2=0,8854, lo que demuestra que la adsorción de cobre por este material se podría ajustar a este modelo. Los resultados arrojados respecto al factor de corrección (n=2,4624) y el coeficiente de distribución
(Kd=0,1177), demuestran que se ajustan algo mejor que el biochar de quitina a lo descrito por Chen et al., (2011), sin embargo siguen existiendo diferencias significativas.
Para la representación de los datos según el modelo de Langmuir, se representa
Ce/Qe frente a Ce, calculándose posteriormente la línea de tendencia y su ajuste lineal.
Langmuir 60,00
50,00 y = 2,468x + 7,948
40,00 R² = 0,848 e
/Q 30,00
e C
20,00
10,00
0,00 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00
Ce(mM)
Figura 25. Isoterma de Langmuir (Ce /Qe vs Ce) para el biochar de turba.
El resultado del ajuste es de R2=0.848 (resultado inferior al del modelo de Freundlich), lo que indica que, si bien el sistema podría ajustarse a este modelo de isoterma, lo sería en menor medida que al modelo de Freundlich. Los valores obtenidos son: de la cantidad máxima de soluto adsorbido (Qmax) 0,40518 mmol/g y de la constante de la energía de adsorción (K) 0,310523 l/mg. Comparándolos con los de la bibliografía, siguen sin ajustarse a lo expuesto por Chen et al., (2011), mientras que se acerca algo más, que lo valores obtenidos previamente con el biochar de quitina, a algunos valores mostrados en Xue-jiao et al., (2011), sobre todo al Qmax del biochar de paja de canola
(Qmax=0,59 mol/g) y del K del carbón activo (K=0,24 l/mg).
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4.6.3. Biochar de Acrocomia:
En la Figura 26 se observa la isoterma de adsorción de cobre del biochar de
Acrocomia a pH=5, representándose la cantidad de soluto adsorbido por el mismo (Qe) frente a la concentración del metal en la disolución en equilibrio (Ce).
Isoterma de Adsorción (Qe vs Ce) Acrocomia 0,25
0,2
0,15
0,1
(mmol/g) e Q 0,05 y = 0,0512ln(x) + 0,005 R² = 0,5045 0 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 -0,05 Ce (mM)
Figura 26. Isoterma Adsorción (Qe vs Ce) para el biochar de Acrocomia. Ajustando a los datos una línea de tendencia de forma logarítmica, como anteriormente, se obtiene una ecuación con un ajuste de R2=0,5045, lo cual se considera insuficiente para considerar una tendencia logarítmica en el sistema. La dispersión de los datos es tan grande que no se ajusta de ninguna manera a una ecuación en concreto, aunque se puede apreciar una leve tendencia en los mismos. Al tomar logaritmos neperianos el ajuste mejora levemente, lo que sigue siendo insuficiente para considerar que la adsorción de cobre por Acrocomia sigue ningún modelo de isoterma logarítmica.
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ln Qe vs Ce C (mM) 0,00 e 0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00 14,00 16,00 18,00 -1,00
-2,00
-3,00 e
-4,00 Ln Ln Q -5,00 y = 1,1551ln(x) - 4,5903 -6,00 R² = 0,5323
-7,00
-8,00
Figura 27. Gráfica de la isoterma ln Qe vs Ce para el biochar de Acrocomia.
Al representar ln Qe vs ln Ce para comprobar un posible ajuste a la isoterma de Freundlich, los resultados obtenidos del ajuste tampoco son buenos:
Freundlich 0 -0,5 0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 -1 -1,5
-2 e
-2,5 Ln Q Ln -3 -3,5 -4 -4,5 y = 0,9418x - 4,2404 R² = 0,568 -5 Ln Ce
Figura 28. Isoterma de Freundlich (ln Qe vs lnCe) para el biochar de Acrocomia. 2 La representación ofrece un ajuste a la linealidad de R =0.568, lo que demuestra que tampoco se puede ajustar a este modelo, a pesar de haber eliminado algunos datos aberrantes que hacían el ajuste mucho peor. El factor de corrección es n=1,0618 y el coeficiente de distribución Kd=0,0144, muy distantes de los descrito en Chen et al., (2011) para adsorción de cobre por biochar. De hecho, este factor de corrección tan cercano a 1 indica que el ajuste de la adsorción de este material a la isoterma de Freundlich no es adecuado (Murillo Martínez et al., 2015).
48
Al representar los datos según el modelo de Langmuir, el resultado es de R2=0.3426 (resultado bastante inferior al del modelo de Freundlich), lo que indica que de ninguna manera el sistema podría ajustarse a este modelo de isoterma. Por su parte, los valores obtenidos de Qmax y K son 0,20215 mmol/g y 0,19337 l/mg, respectivamente. Ajustándose estos, tan solo a lo descrito por Xue-jiao et al., (2011) respecto al carbón activo (Qmax=0,18 mmol/g y K=0,24 l/mg), siendo ambos valores sorprendentemente similares.
Langmuir 160
140
120
100 e
/Q 80
e C 60
40 y = 4,9468x + 25,582 R² = 0,3426 20
0 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 Ce(mM)
Figura 29. Isoterma de Langmuir (Ce /Qe vs Ce) para el biochar de Acrocomia.
4.6.4. Comparativas:
Freundlich Langmuir 2 2 R Kd n R Qmax K (l/mg) (mg/g) Quitina (Ch) 0,8596 0,1122 2,7480 0,8392 0,3089 0,33714 Turba (Pe) 0,8854 0,1177 2,4624 0,848 0,40518 0,310523 Acrocomia (Ac) 0,568 0,0144 1,0618 0,3426 0,20215 0,19337
Tabla 6. Comparativa entre los datos obtenidos en el experimento de adsorción para los diferentes biochars.
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Al comparar los datos arrojados de la adsorción de cobre por los diferentes tipos de biochar y sus ajustes a las isotermas de Freundlich y Langmuir se pueden concluir lo siguiente:
El biochar de turba es el que mejor ajuste tiene para ambos modelos y a su vez tiene un valor de adsorción máxima (Qmax) y un coeficiente de distribución (Kd) mayor. Esto se traduce en que es el biochar con mayor capacidad de adsorción de cobre. La quitina por su parte, tampoco tiene malos ajustes y su Qmax se encuentra entre los valores aportados por el de turba y de Acrocomia, siendo este último el que peor ajuste tiene con diferencia. Los resultados obtenidos para el biochar de Acrocomia aculeata son los más dispersos siendo los que peor se ajustan a los modelos aplicados.
Comparando los datos obtenidos en el experimento de adsorción con los datos obtenidos sobre la porosidad de los materiales por BET (Apartado 4.5.), se observa como el material con mayor superficie específica, no es el que más adsorción tiene (biochar de turba). Por lo tanto, se podría decir que ni la polaridad, ni la superficie específica de los materiales son los únicos responsables de la adsorción, existiendo otros factores que también afecten a este fenómeno.
4.7. Estudio de los espectros de 13C RMN tras el ensayo de adsorción
En las siguientes tablas, se exponen los resultados obtenidos de los espectros de RMN del biochar de quitina una vez ha sido sometido al ensayo de adsorción de cobre. En la Tabla 7 se exponen los resultados obtenidos tras estudiar el tiempo de relajación
T1C obtenido tras exponerse el material a distintas concentraciones de cobre. La Tabla 8 muestra los resultados de los tiempos de relajación T1Hroh, obtenidos de igual manera. Ambas muestran dos tiempos de relajación distintos, uno rápido (f) y otro lento (s), cuyo origen radica en las diferentes fracciones existentes dentro del material. El biochar es un material heterogéneo, lo que supone que existen diferentes unidades con diversas propiedades, lo que da como resultado muchos tiempos de relajación distintos, dependiendo de la parte del material que se analice. Para simplificar, estos se han agrupado tan solo en dos, que agrupan las diversas fracciones de distintos tiempos de relajación, con el fin de facilitar su análisis.
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Qe (mmol/g) If (%) Is (%) T1Cf (ms) T1Cs (ms) 0 Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste C Carboxílico 0,08 20 80 159 5290 185 -160 ppm 0,14 0 100 - 7080
0,30 0 100 - 3470 0 6 94 163 26400 C N/O-Arílico 0,08 28 72 301 5950 160-140 ppm 0,14 30 70 179 4140
0,30 50 50 830 4570 0 13 87 38 14700 C arílico cuaternario 0,08 27 73 447 5230 140-130 ppm 0,14 37 63 365 4170
0,30 27 73 249 2250 0 0 100 - 11600 C arílico 0,08 34 66 452 5750 130 -100 ppm 0,14 50 50 556 5060
0,30 44 56 511 2890 0 Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste C O-alquílico 0,08 Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste 90-45 ppm 0,14 Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste
0,30 Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste Mal ajuste 0 0 100 - 7090 C alquílico 0,08 51 49 390 7750 0-45 ppm 0,14 60 40 436 7770
0,30 21 79 89 1830
Tabla 7. T1C de las fracciones de relajación lentas (s) y rápidas (f) del biochar de quitina 2+ a diferentes concentraciones de Cu y la proporción relativa de cada fracción (If y Is).
Observando la Tabla 7 se ve como todos los T1C disminuyen al aumentar la concentración de Cu. Al aumentar la concentración desde 0 a 1 mM de cobre, se puede
observar la mayor disminución en los T1Cs de todos los grupos arilos, mientras que en los grupos alquilos la reducción es mucho menor. En estos segundos grupos, el acortamiento
de los T1Cs solo se produce a altas concentraciones, lo que significa que son menos
sensibles al paramagnetismo que los grupos arilos. La mayor reducción de T1Cs al aumentar hasta 1 mM la concentración, se produce en los C O-Arílicos, posiblemente porque el oxígeno sea el primer grupo en interaccionar con el metal, sin embargo, ésta no se reduce demasiado cuando se va aumentando la concentración de cobre. A concentraciones altas, los grupos no polares, como los arilos, se ven más afectados por el cobre, lo que podría indicar la existencia de interacciones entre los electrones del anillo
aromático y el metal, a altas concentraciones. Respecto a los T1Hroh son los que sufren una
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relajación más rápida, posiblemente debido a que es una fracción asociada a pequeños residuos muy móviles y por lo tanto con relajación rápida. Esto implica que, incluso sin cobre, la relajación sea muy rápida y esta disminuya al aumentar la concentración en casi todos los grupos (menos los alquilos), aunque con una tendencia poco clara.
En resumen, se podría decir que los grupos N/O-Arílicos son los primeros en interactuar con el cobre, a pesar de que en las muestras analizadas la presencia de este grupo no sea demasiado grande. Por otro lado, parece que el aumento de la concentración hace que el metal empiece a interaccionar con los electrones de los anillos aromáticos.
Qe (mmol/g) If (%) Is (%) T1Hrohf (µs) T1Hrohs (µs) 0 0 100 - 1800 C Carboxílico 0,08 0 100 - 2760 185 -160 ppm 0,14 0 100 - 2600
0,30 0 100 - 2660 0 48 52 598 2910 C N/O-Arílico 0,08 54 46 368 2700 160-140 ppm 0,14 51 49 475 3200
0,30 50 50 982 3620 0 44 56 376 2510 C Arílico cuaternario 0,08 56 44 599 2990 140-130 ppm 0,14 50 50 600 3480
0,30 46 54 310 2650 0 43 57 455 2750 C Arílico 0,08 55 45 597 3130 130 -100 ppm 0,14 54 45 1150 4440
0,30 39 61 609 3020 0 0 100 - 2790 C O-Alquílico 0,08 0 100 - 7770 90-45 ppm 0,14 0 100 - 3110
0,30 0 100 - 2700 0 23 77 502 2750 C Alquílico 0,08 50 50 732 3930 0-45 ppm 0,14 27 72 1490 3170
0,30 50 50 2170 2630
Tabla 8. T1Hroh de las fracciones de relajación lentas (s) y rápidas (f) del biochar de 2+ quitina a diferentes concentraciones de Cu y la proporción relativa de cada fracción (If y Is).
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Analizando la Tabla 8 se observa como para todos los grupos, excepto los O- Alquílicos y los Carboxílicos, el ajuste es mejor cuando se dividen los tiempos de relajación en dos fracciones, lo que indica la presencia de dominios en los mismos con distinta movilidad. El hecho de que los grupos O-Alquílicos y los Carboxílicos se ajusten mejor a un modelo donde solo se aplique un tiempo de relajación, indica la existencia de redes de carbohidratos, poco móviles, cercanas a la superficie de los dominios aromáticos, lo que implica un tiempo de relajación lento. Por otro lado, y contrario a lo esperado, el incremento de concentración de cobre no parece disminuir T1Hroh, más bien lo aumenta, lo que hace pensar que el metal, en este caso, actúa como “pegamento” uniendo los diferentes dominios de tal forma que disminuye su movilidad y por lo tanto aumenta su tiempo de relajación.
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5. Conclusiones
- Los biochars estudiados no tienen una gran capacidad adsorber cationes metálicos, aunque son mejores que los de algunos materiales utilizados actualmente como el carbón activo. Los resultados obtenidos hacen pensar que estos materiales estudiados aunque no son los más adecuados para remediar contaminación de los suelos por metales pesados, si podrían ser adecuados para su uso como sustratos para cultivos, al no entrar en competencia con la planta, debido a que no secuestran nutrientes del medio.
- El 13C RMN en estado sólido es una técnica viable para el estudio de los mecanismos de adsorción de metales paramagnéticos mediante el análisis de los tiempos de relajación.
- Según los datos obtenidos de Qmax y Kd, el biochar que mayor capacidad de adsorción tiene es el de turba, seguido por el de quitina.
- El estudio de los espectros de 13C-RMN de las muestras de biochar de quitina con cobre adsorbido sugiere que la adsorción de cobre en este material se da, por igual, en todos los grupos funcionales sin que exista una posición preferente. Además, son las nubes electrónicas de los anillos aromáticos las responsables principales de la adsorción.
- El biochar de Acrocomia no tiene un mecanismo de adsorción bien definido
Perspectivas de futuro:
- Este es un trabajo preliminar que abre multitud de posibilidades para futuros estudios, siendo una vía de trabajo bastante interesante. - Para complementar la información dada en este trabajo haría falta afinar los métodos utilizados, utilizando otras clases de biochar y realizando una desorción para comprobar la reversibilidad de la adsorción.
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