Practica de Laboratorio N 8ADSORCION

I. Objetivos:

Estudiar la adsorcin del soluto de una solucin acuosa sobre la superficie de un slido y la aplicacin de la isoterma de Freundlich. Determinar la correlacin emprica que nos muestre, como los factores como la concentracin del soluto, hacen variar la masa adsorbida de soluto mediante las isotermas de adsorcin. Analizar la interaccin superficial del carbn activado con el acido actico, y como varia la adsorcin con la variacin de la concentracin del acido a temperatura constante.

II. Fundamento Terico AdsorcinnavegacinbsquedaLa adsorcin es un proceso de separacin y concentracin de uno o ms componentes de un sistema sobre una superficie slida o lquida. Los distintos sistemas heterogneos en los que puede tener lugar la adsorcin son: slido-liquido, slido-gas y lquido-gas. Como en otros procesos de este tipo, los componentes se distribuyen selectivamente entre ambas fases. La adsorcin constituye uno de los procesos ms utilizados dentro de los sistemas de tratamiento terciario de las aguas residuales. Se emplea, fundamentalmente, para retener contaminantes de naturaleza orgnica, presentes, en general, en concentraciones bajas, lo que dificulta su eliminacin por otros procedimientos. Cabe citar la eliminacin dc compuestos fenlicos, hidrocarburos aromticos nitrados, derivados clorados, sustancias coloreadas, as como otras que comunican olor y sabor a las aguas. La operacin es menos efectiva para sustancias de pequeo tamao molecular y estructura sencilla, que suelen ser fcilmente biodegradables y, por ello, susceptibles de tratamiento biolgico. Los adsorbentes ms empleados son el gel de slice, la almina y, sobre todo, el carbn activo y determinadas resinas sintticas. Estas ltimas son particularmente interesantes para la eliminacin de compuestos polares. Adems, son fcilmente regenerables, lo que las hace competitivas frente al carbn activo en muchos casos. El adsorbente ms ampliamente utilizado para el tratamiento de aguas residuales es, no obstante, el carbn activo. Los primeros estudios sobre la aplicacin de este adsorbente al tratamiento de aguas residuales se remontan a 1935; en la dcada de los aos 50 ya se utilizaba para el tratamiento de efluentes industriales procedentes de la fabricacin de pesticidas y, hacia 1960, comienza a considerarse de inters su posible aplicacin al tratamiento de aguas residuales urbanas. Entre los aspectos positivos de la adsorcin como mtodo de tratamiento de aguas residuales cabe sealar: su capacidad para trabajar eficazmente a concentraciones bajas de contaminante, su flexibilidad frente a las variaciones de caudal y concentracin, sus moderadas necesidades de espacio, la facilidad de automatizacin, la posibilidad de regenerar el adsorbente y la posibilidad de recuperar sustancias retenidas cuando ello resulte de inters econmico. Entre los aspectos negativos hay que sealar que el coste de operacin suele ser comparativamente alto y, por esta razn, su empleo queda restringido, en general, a los casos de necesidad o a otros en que convenga reutilizar las aguas tratadas o, como se ha indicado, recuperar algn producto de las mismas. Factores caractersticos de los procesos de adsorcin Los factores a considerar en un proceso de adsorcin son los siguientes: 1. El sistema adsorbente-adsorbato, en lo relativo a: Superficie especfica y porosidad del slido. Tamao de partcula. Tamao, estructura y distribucin de los poros. Estas caractersticas son muy importantes en las etapas de transferencia de masa por adsorcin: Difusin del soluto desde el seno de la fase fluida hasta superficie externa del adsorbente. Difusin de las molculas de adsorbato hasta el interior de los poros para alcanzar la superficie libre de los mismos. Adsorcin de las molculas de soluto sobre la superficie del slido, por fuerzas de tipo fsico o qumico. En general, la etapa de adsorcin es muy rpida en relacin con los procesos de difusin. En sistemas hidrodinmicos bien agitados (elevada velocidad relativa entre fases) la difusin externa es muy rpida y resulta cinticamente controlante el proceso de difusin interna, siendo determinante al respecto, el tamao de las partculas del adsorbente y el dimetro de poro del mismo. Afinidad respecto del adsorbato, que depende de los grupos funcionales existentes en la superficie del adsorbente. Presin parcial o concentracin del adsorbato en la fase fluida. La capacidad final del adsorbente para un determinado soluto puede utilizarse o no plenamente en las condiciones del proceso real. En el lmite, se establece un equilibrio entre la concentracin del adsorbato en disolucin y la masa del mismo adsorbida por unidad de masa (o de superficie) del adsorbente; en muchos casos esta relacin de equilibrio se puede formular mediante ecuaciones relativamente sencillas, como la debida a Freundlich. Es importante el carcter ms o menos polar de las molculas de adsorbato, as como el tamao de las mismas. Se puede decir que el soluto se adsorber ms fcilmente cuando la afinidad de aqul por la superficie sea superior a su afinidad por el disolvente. Por tanto, la energa de unin entre la superficie y la sustancia considerada depende de la naturaleza de los solutos que han de adsorberse. Por ello, hay que conocer los aspectos cinticos y termodinmicos del proceso, con los mecanismos y las resistencias que los regulan, pues stas determinan el tiempo de contacto necesario y, as, el tamao de las instalaciones. 2. Las condiciones del medioa) El pH que afecta al grado de ionizacin de los compuestos cidos o bsicos. Es frecuente que un pH cido facilite la adsorcin sobre carbn activo. b) La temperatura, que influye sobre la velocidad del proceso y el estado final de equilibrio.3. Los factores econmicos. Desde el punto de vista industrial, las consideraciones econmicas del proceso han de tener en cuenta tanto la inversin necesaria, incluida la planta de regeneracin del adsorbente si la hubiese, como los costes de operacin. Cabe destacar el precio del adsorbente, la capacidad del mismo que determina la dosis necesaria y las posibilidades tcnico-econmicas de su regeneracin. La adsorcin como tratamiento para las aguas La adsorcin en disoluciones fue observada por primera vez por Lowitz en 1785 y pronto se aprovech para la decoloracin del azcar en su etapa de refino. En la segunda mitad del siglo XIX ya se utilizaban en Amrica filtros de carbn vegetal en las plantas de tratamiento de aguas. Durante la Primera Guerra Mundial se fabricaron grandes volmenes de carbn activo granular (GAC) para emplearse en las mscaras de gas. Las primeras unidades con carbn activo granular usadas para el tratamiento de aguas de abastecimiento pblico fueron construidas en Hamm (Alemania) en 1929. El carbn activo en polvo (PAC) se utiliz por primera vez para aguas pblicas en New Milford (Nueva Jersey, EE.UU.), en 1930. Durante las siguientes dcadas, el inters de la adsorcin como proceso para eliminar compuestos orgnicos presentes en las aguas potables aument progresivamente junto a la creciente preocupacin sobre la contaminacin de los recursos hdricos debida a los residuos industriales, productos qumicos usados en la agricultura y a las descargas de las alcantarillas. Una preocupacin observada desde los aos 70 se refiere al hecho comprobado de la formacin de trihalometanos (THMs) y otros agentes sospechosos de ser cancergenos durante la cloracin del agua que contenga sus precursores orgnicos. Actualmente, en los Estados Unidos se aplica la adsorcin en el tratamiento de aguas potables, especialmente, con el objeto de controlar su color, sabor y olor. Tambin se considera este proceso para la eliminacin de compuestos qumicos orgnicos, compuestos clorados, as como de los coproductos de la desinfeccin. Por otro lado, algunos compuestos inorgnicos perjudiciales para la salud, como algunos metales pesados, se pueden separar por adsorcin. En Europa hay larga experiencia con carbn activo granular para el tratamiento de aguas procedentes de ros contaminados. Se espera que en el futuro las aplicaciones de la adsorcin para el control de la contaminacin de las aguas potables debida a compuestos txicos o cancergenos en pequeas concentraciones, aumenten progresivamente.

III. Datos experimentales:

3.1 Datos experimentales:

Matraz N - concentracin Masa de carbn (g)V NaOH(mL)inicioVnaOH(mL)final

1 0.7M1.0034.5/34.732.8

2 - 0.35M1.0017.1/17.216.2

3 - 0.175M1.008.7/8.48.1

4 - 0.875M1.004.3/4.43.9

Estandarizacin de NaOH:(Realizado dos veces)

Masa ftalato cido de sodio (KHP): 0.2g 0.2 g Volumen NaOH: : 4.5 mL 4.6mL

3.2 Dato terico:

Peso molecular de ftalato (KHP) : 204.23g/mol

IV. TRATAMIENTO DE DATOS:

Primero trabajamos con la estandarizacin del NaOH, para poder hallar su verdadera concentracin y trabajar con este valor en los dems clculos.

La estandarizacin se llevo a cabo con una masa de 0.2g del ftalato cido de potasio (KHP), en 50mL de solucin.

Moles de KHP = m/M=0.2g / (204.23g/mol) = 0.0009793mol

Moles del NaOH= [NaOH]*VP.E

Entonces en el punto equivalente para la titulacin se cumple que el nmero de moles para la base y el cido se neutralizan:

Moles de KHP = [NaOH]*VP.E

Para el primer valor de V (4.5 mL):

[NaOH] = Moles de KHP/ VP.E=0.0009793/0.0045 [NaOH] = 0.217M

Para el segundo valor de V (4.6 mL): [NaOH] = Moles de KHP/ VP.E=0.0009793/0.0046 [NaOH] = 0.213M

De estos dos valores de [NaOH] podemos tomar el promedio:

[NaOH] = 0.215M

1. Con los datos obtenidos en la prctica de laboratorio complete la tabla N5

Calculando la concentracin inicial de cido actico (CH3COOH) :

Matraz N1:El volumen de NaOH gastado ser el promedio de los datos obtenidos:

V NaOH = = 34.6mL De acuerdo a la titulacin (en el punto de equivalencia) tenemos:

Moles de CH3COOH = moles de NaOH

(Concentracin de CH3COOH) x (volumen de solucin) = [NaOH] x V NaOH ( gastado)

[CH3COOH] x (10mL) = 0.215M x ( 34.6mL) [CH3COOH] = 0.7439M ; de manera similar se obtienen para las otras matraces:

TABLA N1:Matraz NConc. Inicial (M)

10.743900

20.368725

30.183825

40.093525

Calculando la concentracin final de cido actico (CH3COOH) y Log (Cfinal):

Matraz N1:

De acuerdo a la titulacin (en el punto de equivalencia) tenemos:

Moles de CH3COOH = moles de NaOH

(Concentracin de CH3COOH) x (volumen de solucin) = [NaOH] x V NaOH ( gastado)

[CH3COOH] x (10mL) = 0.215M x ( 32.8mL)

[CH3COOH] = 0.7052M ; de manera similar se obtienen para las otras matraces:

TABLA N2Matraz NConc. Final (M)Log(Cfinal)

10.70520-0.151688

20.34830-0.458047

30.17415-0.759077

40.08385-1.076497

Calculando masa de cido actico absorbido:

Milimoles de HAc absorbido = ([CH3COOH] inicial- [CH3COOH] final) x 10 mL

Matraz N1: Milimoles de HAc absorbido = (0.743900M-0.70520M) x 10 mL Milimoles de HAc absorbido = 0.387mmol

La masa absorbida = (0.387mmol) x (60g/mol) =0.02322 g

TABLA N3Matraz NMasa de HAc Absorbido (g)

10.02322

20.012255

30.005805

40.005805

Calculando X/m y log(X/m):

Como Xes la masa de HAc absorbido y m la masa en gramos del absorbente (carbn activado) entonces X/m ser:

Matraz N1

X/m = 0.02322g/1.00g = 0.02322 TABLA N 4Matraz NX/mLog(X/m):

10.02322-1.634138

20.012255-1.911687

30.005805-2.236198

40.005805-2.236198

TABLA N 5Matraz NMasa de carbn (g)Conc. Inicial HAc(M)Conc.FinalHAc (M)Masa de HAcAbsorbido (g)X/mLog(X/m)Log( C)

11.000.7439000.705200.023220.02322-1.634138-0.15169

21.000.3687250.348300.0122550.012255-1.911687-0.45805

31.000.1838250.174150.0058050.005805-2.236198-0.75908

41.000.0935250.083850.0058050.005805-2.236198-1.07649

2. De la ecuacin (2), usando el mtodo de mnimos cuadrados determinar las constantes k y b. Ecuacin (2):

Log(X/m) = Log(k)+bLog(C) , tomando como y = Log(X/m)y como x= Log(C), planteamos el mtodo de mnimos cuadrados: y = A+Bx

, reemplazando datos tenemos:

A = -1.582587 y B = 0.6902495; el valor del coeficiente de regresin para esta ecuacin lineal es: 0.8902Como:A = Log (k) k = 0.0261464 y b = B b = 0.6902495GRAFICA: N1

3. A partir del coeficiente de regresin, vea si es posible replantear (2):

Como se puede observar en los valores de Log(X/m), es el mismo para el matraz N 3 y 4; podemos omitir los datos para el matraz N4 con el fin de obtener una grafica con mayor coeficiente de regresin:

Desarrolando de manera similar que en el caso anterior tenemos:

A = -1.475186 y B = 0.99097315 y el valor R2(coeficiente de regresin) es: 0.9975

Como:A = Log (k) k = 0.0334822 y b = B b = 0.99097315;

Estos valores son ms confiables que el anterior debido a su R2 muy prximo a 1.GRAFICA: N2

V.- Observaciones y discusin de resultados:

Notamos como el volumen de NaOH al titular varia para cada solucin y tambin antes y despus de agregarle el carbn activado. La agitacin no debe ser tan vigorosa. Es necesario ser precisos en la titulacin para poder notar la diferencia entre los volmenes antes y despus de agregar el carbn activado. El absorbente empleado fue carbn activado en polvo, ya que el empleo de carbn granulado presenta interferencia como: El rea superficial es menor comparada con el rea de carbn en polvo. La pulverizacin sufrida por el carbn granulado a causa de la continua agitacin requerida en el ensayo de adsorcin. Para resultados mas precisos se emplea un mayor tiempo; ya que el tiempo transcurrido mientras se agitaba no fue el suficiente para que alcance el equilibrio; eso se puede observar en los resultados obtenidos. Para aplicar la isoterma de Freundlich, debemos mantener la temperatura constante.

VI.-Conclusiones:

La cantidad de acido actico adsorbida segn los clculos aumenta con la disminucin de la concentracin de la sustancia disuelta, hasta un valor definido de saturacin, lo cual segn la parte terica debera aumentar con un aumento de la concentracin. La adsorcin de solutos es selectiva ya que solo el soluto o su solvente son adsorbidos por el slido, pero rara vez ambos

Segn los clculos, la absorcin del acetato era de manera proporcional, pero en el ltimo punto esto varia, tal vez en ese punto no se determino correctamente la masa de acetato adsorbida.