DIFUSION INTRAPARTICULAR

Este modelo se fundamenta en el que la velocidad de adsorción está contextualizada por la velocidad de difusión del adsorbato en los poros del adsorbente, y su representación geométrica se muestra en la figura 1 5.

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Figura 15. Función de la ecuación de Difusión intraparticular en la remoción de los iones de plomo (II) por la biomasa residual (elote de maíz).

De los modelos cinéticos analizadas y evaluados se determinó que los datos experimentales que mejor se ajustaron fue al modelo Pseudo - Segundo Ordendado que los valores de la constante de velocidad K1 es igual a 0.1834 min- 1y R2 = 0.9996 valores superiores a los otros modelos evaluados. En ese sentido la velocidad de bioadsorción de Pb(II), describe que los iones de plomo se absorben en dos sitios activos de la biomasa residual (elote de maíz), con una la velocidad inicial de bioadsorción de (h = 1.1439) y el coeficiente de regresión lineal cercana a la unidad a una concentración inicial de 30 ppm.

Los parámetros cinéticos calculados para el modelo Pseudo - Primer Orden se encuentra por debajo, determinando que los iones de Pb(II) no se adhieren en un sitio activo de la biomasa residual, cuya constante de velocidad (k1 =0.0868 min -1) en las mismas condiciones de trabajo, mostrando una regresión lineal de 0.6131.

En relación a los parámetros calculados del modelo cinéticas Elovich, nos muestra que la velocidad inicial de bioadsorción (a= 40.71514 mg/g*min) y(~= 3.8625 g/mg) que representa a la superficie cubierta y la energía de activación por quimisorción son altos en este sentido se manifiesta que el proceso de bioadsorción de los iones de plomo (11) por la biomasa alote de maíz se

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contextualiza como una adsorción química oquimisorción formando una estructura quelante en multicapas.

Los parámetros calculados para el modelo cinético de difusión intraparticular, nos muestran valores menores (Kid = 0.059 mg/g*min-1/2; B = 1.8173 mg/g y R2 = 0.3702) con respecto los otros modelos como la velocidad de adsorción, antes estos resultados los datos experimentales no se ajustan a este modelo.

El objetivo de modelar las ecuaciones de cinética de bioadsorción es calcular la capacidad máxima de adsorción en el equilibrio (qe) y las constantes de velocidad cinética de bioadsorción (K1 y K2). Los cuales son indicadores de la rapidez del proceso de remoción de los iones de plomo (II), una constante cinética alta muestra una rápida adhesión entre el adsorbente y el adsorbato en la superficie de la biomasa. Un proceso a una rapidez mayor de bioadsorción es favorable para la actividad industrial, ya que reducirán los costos procesamiento y bajo consumo de energía. La capacidad máxima de adsorción en el equilibrio contextualiza a la cantidad de ion M+ que se puede remover por el bioadsorbente, dado a una cantidad alta capacidad de adsorción se refleja una alta eficiencia remoción, la tabla 1 O muestra las constantes de velocidad (K1 y K2) el cual describe que el modelo que mejor se ajusta a los datos experimentales de bioadsorcion de los iones de plomo (11) es el modelo Pseudo- segundo orden demostrando que el proceso de bioadsorción se fundamente en el que el adsorbato se absorbe en dos sitios activos de la biomasa residual con una valor de K2 = O .1834 min-1 , en relación a la K 1 menor. La ecuación de Elovich nos muestra que el proceso de bioadsorción se manifiesta con una superficie en multicapas cubierta-diferente y la con una energía de activación diferente característico de un proceso del tipo química o quimisorción.

En esa misma línea, García, et al. (2011) manifiestan que en los modelos cinéticos pueden verse que cuando es incrementado el valor de las constantes de velocidad; k1 y k2), el tiempo necesario para equilibrio disminuye, obteniéndose valores diferentes para cada caso. Obtener valores para k1 y k2 a diferente proporciones metal/adsorbente, para el sistema demuestra que la cinética de biosorción, es dependiente de ambos componentes y no únicamente a alguno de estos, lo que representa a una cinética de primer orden.

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Tabla 10.

Parámetros calculados para los modelos cinéticos del proceso de bioadsorción de los iones de plomo (II)

Modelo Parámetro Co=30 ppm

Pseudo Primer orden Qmax (mg/g) K1 (min-1) R²

1.3874 0.0868 0.6131 Pseudo Segundo orden Qe (mg/g)

K2 (min-1) H (mg/g*min) R²

2.9475 0.1834 1.1439 0.9996

Elovich β (g/mg)

α (mg/g*min) R²

3.8625 40.7151 0.59731 Difusión Intraparticular Kid (mg/g*min1/2)

B (mg/g) R²

0.059 1.8173 0.3702

Tejada et al. (2016) mencionan que los modelos cinéticos en función a los parámetros obtenidos se establecen que la ecuación de Elovich es el que describe de mejor el proceso de adsorción. Ello identifica que el mecanismo de control de la adsorción de Pb (II) en los biomateriales empleados son una reacciones de segundo orden, además presentan superficies catalítica en los materiales heterogénea, los cuales muestran diferentes energías de activación, aclarando que este modelo, a velocidad inicial de adsorción, es relacionado a la energía de quimisorción y /3 con la superficie cubierta, lo que muestra que el metal es tomado rápidamente en la cáscara de ñame, ya que este mismo material posee mayor superficie disponible para actuar el proceso de adsorción.

Larenas, Inga y Andrango, (2008) concluyen que la máxima biosorción de Pb2+

es producida en un rango de 15 a 30 minutos. No en tanto, en soluciones diluidas (máximo 100 ppm) la biosorción máxima es producida en los 5 minutos. Esto muestra una saturación creciente del biosorbente, es decir, que el Pb2+ tiende a ligarse más débilmente a la superficie del biosorbente conforme este va saturándose.

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3.1.7. DETERMINACIÓN DE LOS GRUPOS FUNCIONALES DE LA BIOMASA