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UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO 
FACULTAD DE QUÍMICA 
 
 
 
 
 
TESIS 
CARACTERIZACIÓN DE LA SORCIÓN DE As EN RESIDUOS MINEROS CON 
FINES DE REMEDIACIÓN. 
 
QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE 
 
QUÍMICA 
 
 
 
 
 
 
 
 
PRESENTA 
 
BERTHA ALICIA TORRES MIRANDA 
 
 
 
 
 
 MÉXICO, D.F. ������������������� 201ϯ 
 
 
 
 
UNAM – Dirección General de Bibliotecas 
Tesis Digitales 
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JURADO ASIGNADO: 
 
PRESIDENTE: Profesor: Luis Miguel Trejo Candelas 
VOCAL: Profesor: Irma Cruz Gavilán García 
SECRETARIO: Profesor: Águeda Elena Ceniceros Gómez 
1er. SUPLENTE: Profesor: Silvia Citlalli Gama González 
2° SUPLENTE: Profesor: Carolina Flores Ávila 
 
 
SITIO DONDE SE DESARROLLÓ EL TEMA: LABORATORIO DE ANÁLISIS FÍSICOS Y 
QUÍMICOS DEL AMBIENTE (LAFQA), FACULTAD DE QUÍMICA, UNAM. 
 
 
ASESOR DEL TEMA: 
Dra. Águeda Elena Ceniceros Gómez 
 
SUSTENTANTE: 
Bertha Alicia Torres Miranda 
 
 
 
 
 3 
 
ÍNDICE DE CONTENIDO 
CARACTERIZACIÓN DE LA SORCIÓN DE AS EN RESIDUOS MINEROS CON FINES DE 
REMEDIACIÓN. 
ÍNDICE DE CONTENIDO 3 
INTRODUCCIÓN 4 
1. ANTECEDENTES 5 
1.1 GENERALIDADES 5 
1.2 DISTRIBUCIÓN GEOGRÁFICA DEL AS 8 
1.3 ESPECIES DE AS 10 
1.4 TOXICIDAD 11 
1.5 NORMATIVIDAD APLICABLE AL AS 14 
1.6 USOS DEL AS 18 
1.7 PROCESOS GEOQUÍMICOS 21 
1.7.1 REACCIONES REDOX 21 
1.7.2 PROCESOS DE SORCIÓN Y DESORCIÓN 22 
1.7.3 PROCESOS DE DISOLUCIÓN Y PRECIPITACIÓN. 30 
1.8 GEOQUÍMICA DEL AS 32 
1.8.1 REACCCIONES REDOX 32 
1.8.2 PROCESOS DE SORCIÓN/DESORCIÓN. 34 
1.8.3 PROCESOS DE DISOLUCIÓN Y PRECIPITACIÓN 35 
1.9 MÉTODOS DE REMEDIACIÓN DE SUELOS 37 
1.10 TÉCNICAS DE DETERMINACIÓN DE AS 38 
1.11 ESPECIACIÓN DE AS 44 
2. DESARROLLO EXPERIMENTAL 45 
2.1 METODOLOGIA 45 
2.1.1 EQUIPO Y REACTIVOS 45 
2.1.2 DESCRIPCIÓN DE MUESTRAS 46 
2.1.3 CARACTERIZACIÓN DE LOS MATERIALES SORBENTES 47 
2.1.4 ESTUDIO DE LA SORCIÓN DE AS (V) Y (III) EN LOS MATERIALES A PH 3 49 
2.1.5 ESTUDIOS DE SORCIÓN DE AS (V) EN FUNCIÓN DEL PH. 53 
2.1.6 ANÁLISIS DE DESORCIÓN DE AS (V) Y AS (III) EN LOS MATERIALES. 54 
2.2 RESULTADOS Y DISCUSIÓN 55 
2.2.1 CARACTERIZACIÓN DE LOS MATERIALES 56 
2.2.2 ANÁLISIS DE LOS MATERIALES POR DIFRACCIÓN DE RAYOS-X EN POLVOS. 61 
2.2.1 ESTUDIO DE LA SORCIÓN DE AS (V) Y (III) EN LOS MATERIALES A PH 3. 64 
2.2.2 ESTUDIOS DE SORCIÓN DE AS (V) EN FUNCIÓN DEL PH. 95 
3. CONCLUSIONES 110 
Índice de Figuras 113 
Índice de Tablas 117 
Referencias 119 
 
 4 
 
CARACTERIZACIÓN DE LA SORCIÓN DE As EN 
RESIDUOS MINEROS CON FINES DE REMEDIACIÓN. 
 
INTRODUCCIÓN 
 
México es un país rico en diversos metales y ha aprovechado estos 
recursos durante varios siglos mediante la explotación minera. Gran 
cantidad de los metales explotados se encuentran en minerales junto 
con otros elementos como el arsénico (As) que forma parte de más 
de 245 minerales. El As es un metaloide, veinteavo elemento en 
abundancia en la corteza terrestre, esta abundancia cobra 
importancia ya que el As está catalogado como elemento peligroso 
por su alta toxicidad para plantas, animales y el ser humano. 
Debido a la abundancia de As en las zonas de explotación minera es 
importante el desarrollo de técnicas de remediación de zonas 
contaminadas por este elemento; una de las técnicas empleadas es la 
remoción o contención de As en diversos materiales y con este fin en 
este trabajo se estudiaron 2 residuos mineros, un jal oxidado <J-ox> 
y una mezcla compuesta de un terrero controlado <MCTC>, con el 
propósito de evaluar su capacidad como materiales eficientes y de 
bajo costo para la remoción de As. 
Para los materiales propuestos se determinó la capacidad de 
retención de As. Dado que la toxicidad del As depende de la especie 
química en la que este se encuentre se determinó la capacidad de 
retención tanto de As (V) como de As (III). 
Se realizaron las isotermas de sorción de los materiales investigados. 
Se investigó el modelo de sorción al que se ajustan los datos 
experimentales, lo que permite predecir el comportamiento de los 
materiales y determinar sin son realmente eficientes y prácticos para 
emplearlos con fines de remediación. 
 5 
1. ANTECEDENTES 
1.1 GENERALIDADES 
 
El As es un elemento semimetálico (metaloide), en la tabla No. 1 se 
muestran sus principales características fisicoquímicas (Vaughan, 
2006). 
 
Tabla No. 1. Generalidades del As. 
Símbolo químico: As 
Peso atómico: 74.92 
Estados de valencia: -3, -1, 0, 
+3, +5 
 
Número atómico: 33 
Estructura electrónica: 
[Ar]3d104s24p3 
Forma más estable: 
arsénico gris 
Otros alótropos: arsénico 
amarillo, arsénico negro 
amorfo. 
Arsénico gris: 
Densidad= 5.73g cm-3; punto de fusión= 817C (28 atm); 
sublima 614C. 
 
El As presenta, en condiciones ambientales, dos estados de oxidación 
principales V y III. En medio acuoso el As, tanto el V como el III, 
presentan propiedades acido-base, por lo que forman oxoaniones 
arsenito (As (III)) y arseniato (As (V)). (O´Day, 2006). 
 
 
 6 
En el caso de As (III) se forma el ácido arsenioso H3As3+O3 (con 
valores de pKa1,2,3=9.23, 12.13, 13.40) y para As (V) el ácido 
arsénico H3As5+O4 (con valores de pKa1,2,3=2.20, 6.97, 11.53) 
(O´Day, 2006). 
 
El As solo tiene un isótopo estable (75As) y es el veinteavo elemento 
en abundancia en la corteza terrestre. Tiene 3 formas alotrópicas de 
las cuales la más abundante es el As gris. Generalmente se encuentra 
en minerales ya que más de 245 minerales contienen As (Sharma y 
Sohn, 2009). La abundancia del As en distintas rocas, sedimentos y 
tipos de suelos se presenta en la Tabla No. 2 (Vaughan, 2006). 
 
El As en los minerales se encuentra principalmente en la forma de 
sulfuros como oropimente (As2O3), rejalgar (AsS), arsenopirita 
(FeAsS), lollinguita (FeAs), niquelina (NiAs), cobaltita (CoAsS), 
tenantita (Cu12As4S13), enargita (Cu3AsS4). La abundancia promedio 
de As en la corteza terrestre es de 1.5 mg·kg-1 (1.5 ppm) (Bissen y 
Frimmel, 2003). 
 
Los óxidos de arsénico también son importantes, por ejemplo, el 
trióxido de arsénico se encuentra como As4O6 cuya forma más común 
está conformada por cuatro unidades de As2O3, es soluble en varios 
disolventes orgánicos en los cuales existe como As4O6 y en agua 
forma soluciones de ácido arsenioso (Cotton y Wilkinson, 1973). 
 
 
 
 
 
 7 
Tabla No. 2. Concentración de As en rocas, sedimentos y suelos. 
Roca/sedimento/tipo 
de suelo. 
Concentración 
promedio 
Intervalo de 
concentración 
 (mg·kg-1) 
Basalto 2.3 0.18-113 
Andesita 2.7 0.5-5.8 
Granito 1.3 0.2-15 
Pizarra/filita 18 0.5-143 
Lutita/esquistos 
marinos 
3-15 <490 
Arenisca 4.1 0.6-120 
Caliza 2.6 0.1-20.1 
Evaporitas 3.5 0.1-10 
Carbones NR 0.3-35,000 
Sedimentos de río 
(promedio mundial) 
5 NR 
Sedimentos 
continentales 
NR 2.3-8.2 
Suelos de turba 13 2-36 
Suelos sulfatados 
ácidos (Canadá) 
NR 
 
1.5-45 
 
 NR-datos no reportados. 
 
 
 
 8 
1.2 DISTRIBUCIÓN GEOGRÁFICA DEL As 
 
El origenantropogénico del As se debe principalmente a las 
actividades minero-metalúrgicas. Como ya se mencionó, el As se 
encuentra de forma natural acompañando a una gran cantidad de 
minerales, por lo que para la obtención de metales como el Cu, Ni, Pb 
y Zn se genera una considerable cantidad de As como residuo. 
Además de las fuentes antropogénicas el As suele abundar en zonas 
geotermales (Carbonell et al, 1995) como se aprecia en la figura No. 
1, donde se muestra la distribución de As según sus fuentes de 
origen tanto las asociadas a la minería como las de origen natural en 
sistemas geotermales en el mundo. 
 
Figura No. 1 Distribución mundial del As de fuentes mineras, sistemas 
geotermales y acuíferos contaminados. (Modificado de Lillo, 2003). 
 
 
 9 
En la tabla No. 3 se presentan las concentraciones de As en agua de 
distintas fuentes. De acuerdo a Smedly y Kinninburgh, 2002, los valores 
base de la concentración de As en nieve y aguas rurales es baja con un 
promedio de 0.03 g·L-1. Sin embargo, en áreas donde se localizan plantas 
de fundición, donde hay quema de carbón ó emisiones volcánicas la 
concentración de As en agua se encuentra alrededor de 0.5 g·L-1; aunque 
se han encontrado zonas con mayor concentración de As en agua cerca de 
plantas de fundición, como el caso de Seattle (con una concentración 
promedio de 16 g·L-1). Este sitio se encuentra en dirección a favor del 
viento y a una distancia de 35 km de una planta de fundición de cobre. 
 
Tabla No. 3. Concentraciones típicas de As en aguas naturales*. 
 
Tipos de agua 
Concentración 
promedio 
Intervalo de 
concentración 
 (g·L-1) 
Agua de lluvia marítima 
(valores base) 
0.02 NR 
Agua de lluvia terrestre 
(valores base) 
NR 0.013-0.032 
Agua de ríos (valores 
base) 
0.83 0.13-2.1 
Agua de lagos (Columbia 
británica) 
0.28 <0.2-0.42 
Agua marina, 
Pacífico/Atlántico 
NR 1.0-1.8 
Aguas subterráneas 
(Valores base, Reino 
Unido) 
NR <0.5-10 
*Datos obtenidos de (Vaughan, 2006) 
 NR- datos no reportados 
 
 10 
1.3 ESPECIES DE As 
 
La especie en la que se encuentra el As en el ambiente depende tanto 
del pH y del potencial (Eh), como se muestra en la figura No. 2. 
 
 
Figura No. 2. Diagrama de especies del As en función del Eh y pH. (Lillo J., 
2003) 
 
En condiciones oxidantes (valores altos de Eh) el As se presenta 
como arseniato, por lo que el estado de oxidación predominante es V. 
En cuanto al predominio de especies dependiendo del pH, la especie 
inorgánica H3AsO4 predomina a pH<2 y entre valores de pH 2-11 
predominan H2AsO4- y HAsO42− y el AsO43- predomina bajo 
 11 
condiciones alcalinas. 
A valores bajos de Eh (condiciones reductoras) predomina el As (III), 
principalmente la especie H3AsO3. Si el valor de Eh se encuentra por 
debajo de -250 mV pueden formarse compuestos de As como As2S3 
en presencia de azufre o ácido sulfhídrico (Sharma y Sohn, 2009). 
 
1.4 TOXICIDAD 
 
El As es un elemento considerado tóxico para los seres humanos 
desde tiempos antiguos, en particular desde la edad media donde se 
difundió su uso como veneno. El trióxido de arsénico fue el 
compuesto más empleado para este fin (Vaughan, 2006). 
Los efectos en la salud provocados por As son muy variables, 
dependen tanto del estado de oxidación del As, del tipo de ligantes, 
vías de exposición y otros factores. 
A continuación se describen los efectos en la salud en base a las vías 
de exposición. Se empleó como referencia al As en compuestos 
inorgánicos dado que la mayoría de los casos de intoxicación 
informados en humanos ha sido por este tipo de compuestos. 
Los siguientes datos se encuentran informados en la Agencia para 
Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades, ASTDR, 2005 
(Draft toxicological profile for arsenic): 
 
 Inhalación: En estudios realizados en trabajadores expuestos a 
As en aire, se ha observado que con bajos niveles de exposición 
presentan irritación de las membranas mucosas de la nariz y 
garganta, no se han encontrado efectos letales incluso en 
aquellos con una exposición elevada (1-100 mg·m-3). En 
exposición a aire con altas concentraciones de As (1-100 
 12 
mg· m-3) es muy común la dermatitis, pigmentación, 
hiperqueratinización, acompañado de múltiples verrugas. En los 
ojos se presenta conjuntivitis química, la cual, es caracterizada 
por enrojecimiento de los ojos, hinchazón y dolor. En el caso de 
las mujeres suelen presentarse abortos espontáneos, un 
aumento de malformaciones congénitas en los bebes de madres 
expuestas y en promedio un peso natal bajo. También, se 
reporta un aumento del riesgo de padecer cáncer pulmonar. 
 
 Oral: Existen varios casos reportados de muerte a causa de la 
ingestión de altas dosis de As (LD50 34.5 mg·kg-1 en el caso de 
trióxido de arsénico). Los efectos inmediatos incluyen diarrea, 
vómito y hemorragia gastrointestinal. La muerte puede 
sobrevenir a causa de la perdida de líquidos y colapso del 
sistema circulatorio. En otros estudios se reporta que antes de 
la muerte pueden producirse, además de los efectos 
gastrointestinales ya mencionados, daño múltiple a los órganos. 
Los efectos en piel (generalmente desarrollados durante una 
exposición crónica) abarcan un patrón de síntomas que incluyen 
hiperqueratosis, verrugas y callos hiperqueratósicos en las 
palmas de las manos y plantas de los pies acompañados de 
áreas de hiperpigmentación intercaladas con áreas de 
hipopigmentación en cara, cuello y espalda. También existe el 
riesgo de muerte por exposición crónica. 
 
 Exposición dérmica: Los principales efectos dérmicos incluyen 
la dermatitis de contacto, eritemas e hinchazón con pápulas y 
vesículas en los casos más severos; aunque no ha sido 
cuantificado el grado de contacto de la exposición dérmica al As 
a la que se producen dichos efectos. 
 
 13 
Los compuestos de As inorgánicos presentan una mayor toxicidad 
que los orgánicos, como se puede apreciar de los valores de LD50 
(dosis letal) (véase la tabla No. 4, datos de Bissen y Frimmel, 2003), 
por ejemplo el As en estado de oxidación III es más tóxico que el V. 
El compuesto de As (III) más tóxico es el gas arsina (AsH3) cuya 
dosis letal es de 250 mg·cm-3 en un tiempo de exposición de 30 min. 
El trióxido de arsénico (As2O3) tiene una dosis letal (LD50) de 34.5 
mg·kg-1 (dosis letal para adultos 120-300 mg), mientras que el 
arsenito de sodio presenta una dosis letal de 4.5 mg·kg-1 que lo 
podemos comparar con su equivalente en As (V), el arseniato de 
sodio, con una LD50 de 14 a 18 mg·kg-1. 
 
Tabla No. 4. Dosis letal media LD50 de algunos compuestos de As. 
Compuesto Fórmula LD50 
Arsenito de sodio Na3AsO3 4.5 
Arseniato de sodio Na3AsO4 14-18 
Trióxido de arsénico As2O3 34.5 
 
Ácido monometil arsónico 
O 
|| 
H3C-As-OH 
| 
 OH 
1000 
 
Ácido dimetil arsénico 
O 
|| 
H3C-As-CH3 
| 
 OH 
1200 
Trimetil arsina As(CH3)3 8000 
 
En Bissen et al, 2003 también se menciona que la LD50 de algunos 
compuestos orgánicos son: para el ácido monometil arsónico de 
1800 mg·kg-1, ácido dimetil arsénico de 1200 mg·kg-1, trimetil arsina 
de 8000 mg·kg-1. 
 14 
1.5 NORMATIVIDAD APLICABLE AL ARSÉNICO 
 
Debido a su toxicidad y su presencia en el ambiente, el As se 
encuentra regulado a nivel mundial en diversos países incluido 
México. Existen distintas entidades que han creado normas que 
regulan las concentraciones de As presente en agua, suelos, entre 
otros, algunas de estas entidades son: EPA (Agencia de Protección 
Ambiental de E.U.A), OMS (Organización Mundial de la Salud), y en 
México la SEMARNAT (Secretaría del Medio Ambiente y Recursos 
Naturales) y la SS (Secretaría de Salud). 
 
En México se encuentra regulada la concentración de As tanto en 
suelos, aguas y residuos por medio de las siguientes normas: 
 
 La norma oficial mexicana NOM-052-SEMARNAT-2005 que 
establece las características, el procedimientode identificación, 
clasificación y los listados de residuos peligrosos. Esta norma 
establece 5 mg·L-1, como el límite máximo permitido de As ( As 
total) en residuos (sustancias químicas que han perdido, 
carecen o presentan variación en las características necesarias 
para ser utilizados, transformados o comercializados respecto a 
los estándares de diseño o producción originales) después de 
realizar el extracto PECT con ácido acético (el extracto PECT es 
el lixiviado a partir del cual se determinan los constituyentes 
tóxicos del residuo y su concentración con la finalidad de 
identificar si éste es peligroso por su toxicidad al ambiente). 
 
 
 15 
 La norma oficial mexicana NOM-002-ECOL-1996 que establece 
los límites máximos permisibles de contaminantes en las 
descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado 
urbano y municipal. En las descargas de aguas residuales a los 
sistemas de alcantarillado urbano o municipal los límites 
máximos permisibles de As son los que se muestran en la tabla 
No. 5. 
 
 
Tabla No. 5. Límite máximo permitido de descarga de As en sistemas de 
alcantarillado urbano y municipal. 
Promedio 
mensual 
Promedio diario Instantáneo 
mg·L-1 
0.5 0.75 1 
 
 
 La norma oficial mexicana NOM-001-SEMARNAT-1996 establece 
los límites máximos permisibles de contaminantes en las 
descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales. 
Esta norma fija los límites máximos permisibles de As que se 
resumen en las tablas No. 6a y 6b. 
 
 
 
 
 
Tabla No. 6. Límite máximo permitido de descarga de As en aguas y bienes 
nacionales. 
 
Zonas mg·L-1 
RIOS 
Uso en riego agrícola 
P.M.* 0.2 
P.D.+ 0.4 
Uso público urbano 
P.M. 0.1 
P.D. 0.2 
Protección de vida 
acuática 
P.M. 0.1 
P.D. 0.2 
EMBALSES 
NATURALES Y 
ARTIFICIALES 
Uso en riego agrícola 
P.M. 0.2 
P.D. 0.4 
Uso público urbano 
P.M. 0.1 
P.D. 0.2 
AGUAS COSTERAS 
Explotación pesquera, 
navegación y otros usos 
P.M.* 0.1 
P.D.+ 0.2 
Recreación 
P.M. 0.2 
P.D. 0.4 
Estuarios 
P.M. 0.1 
P.D. 0.2 
SUELO Uso en riego agrícola 
P.M. 0.2 
P.D. 0.4 
Humedales naturales 
P.M. 0.1 
P.D. 0.2 
 
*P.M.-promedio mensual. 
 +P.D.-promedio diario. 
 La NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 que estable criterios para 
establecer las concentraciones de remediación de suelos 
contaminados por arsénico, bario, berilio, cadmio, cromo 
hexavalente, mercurio, níquel, plata, plomo, selenio, talio y/o 
vanadio. De acuerdo a esta norma las concentraciones de 
referencia en suelos contaminados para su remediación son, 
para As, las que se muestran en la Tabla No. 7. 
 
Tabla No. 7. Concentraciones máximas permitidas de As en suelos. 
Concentraciones de referencia 
totales por tipo de uso de suelo 
(*CRT) 
Uso agrícola/ 
residencial/ 
comercial 
 
Uso industrial 
mg·kg-1 
22 260 
*CRT- masa del elemento químico regulado, expresado en mg por unidad de masa del suelo 
en estudio, expresada en kg, base seca, por encima de la cual se considera existe riesgo de 
que generen efectos adversos para la salud. 
 
 
 En la NOM-147-SEMARNAT/SSA1-2004 se menciona 
adicionalmente, como criterio de remediación a la 
geodisponibilidad, una medida de la movilidad de los elementos 
potencialmente tóxicos, como valor de referencia para la 
remediación de suelos contaminados. Estos valores se 
mencionan en la norma como concentración de referencia de 
metales solubles (CRS) que para el As sin importar el uso del 
suelo es de 0.5 mg·L-1. 
 18 
 La OMS ha fijado 10 g L-1 como el valor estándar de As en 
agua para consumo humano. 
 
1.6 USOS DEL ARSÉNICO 
 
Por mucho tiempo el As ha sido ampliamente empleado en 
plaguicidas, muchos de estos productos han caído en desuso 
debido a que actualmente se conocen los efectos altamente 
tóxicos del As en el ser humano y animales. La Agencia de 
Protección ambiental de Estados Unidos (EPA, por sus siglas en 
inglés) menciona que estos plaguicidas que contienen As ya no se 
emplean en E.U.A. Algunos de estos plaguicidas contienen 
compuestos como el acetoarsenito de cobre (también conocido 
como verde de París, verde Schweinfurt, verde esmeralda, verde 
francés o verde mitis) y el arseniato de plomo; del mismo modo se 
informa del uso de As como herbicida en compuestos como el 
metanoarsonato monosódico, metanoarsonato disódico, 
metanoarsonato monoamónico, metanoarsonáto ácido de calcio, 
las estructuras de algunos de estos compuestos con propiedades 
pesticidas se muestran en la Tabla No 8 (www.epa.gov 
/oppfead1/safety/spanish/healthcare/handbook/spch14.pdf). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 19 
Tabla No. 8. Estructuras químicas de algunos compuestos arsenicales con 
propiedades pesticidas y los nombres de los productos comerciales que los 
contenían o contienen. 
Compuesto Productos 
Arsenito de 
Sodio 
Sodanit, Prodalumnol doble. Estos productos se encuentran 
actualmente fuera de uso. 
Arsenito de 
Calcio 
 
Arsenito monocálcico. Púrpura de Londres. Polvo absorbente para 
uso insecticida en frutas. Estos productos se encuentran 
actualmente fuera de uso. 
Arsenito de 
Cobre 
 
Arsenito de Cobre. Polvo absorbente para su uso como insecticida 
y preservador de madera. El producto está fuera de uso en los 
E.U.A. 
Acetoarsenito 
de Cobre 
 
Verde de París, verde de Schweinfurt, verde esmeralda, verde 
francés, verde mitis. Insecticida, actualmente ya no se usa en 
E.U.A. 
Arseniato de 
Calcio 
 
Arseniato tricálcico, Spra-cal, Turf-cal. Polvo absorbente usado 
contra yerbajos y larvas. El compuesto no se usa en E.U.A. 
Arseniato de 
Plomo 
 
Gypsine, Soprable, Talbot. De uso limitado en los E.U.A, polvo 
absorbente que se usa como insecticida en otros países. 
Arseniato de 
Zinc 
 
Arseniato de Zinc. Polvo que se utilizó en los E.U.A. como 
insecticida para papas y tomates. El producto está en desuso. 
Metanoarsenato 
Monosódico 
 
 
MSMA. Ansar 170, Arsonato líquido, Bueno 6, Dal-E-Rad, Drexar 
530, Herbi-All, Merge 823, Mesamate, Target MSMA, Trans-Vert, 
Weed-E-Rad-Weed-Hoe. Herbicida no selectivo, defoliante 
(provoca la caída de las hojas de las plantas), silvicida (elimina 
árboles y matorrales). Actualmente ya no se usa en los E.U.A. 
Metanoarsenato 
Disódico 
 
MSMA, Anthar 8100, Arrhenal, Arsinyl, Crab-E-Rad, Di-Tac, DMA, 
Methar 30, Sodar, Weed-E-Rad 360. Herbicida no selectivo, 
defoliante, silvicida. Actualmente ya no se usa en los E.U.A. 
Metanoarsonato 
Monoamónico 
MOMA. Herbicida postemergente selectivo. 
Actualmente ya no se usa en los E.U.A. 
 
 20 
Un uso del As que está en apogeo es en la elaboración de 
semiconductores de arseniuro de galio (GaAS), arseniuro de indio 
(InAs) o arseniuro de galio e indio (GaInAs) que de acuerdo a sus 
propiedades ópticas y a su elevada velocidad de conducción han dado 
lugar a muchas aplicaciones en el campo de los ordenadores y las 
comunicaciones optoelectrónicas. 
(http://enciclopedia.us.es/index.php/LED). 
El As también es empleado en algunas aleaciones de plomo a fin de 
aumentar su dureza. Dependiendo del tipo de aleación la cantidad de 
As puede variar, por ejemplo la aleación plomo de antimonio-selenio 
con 2.5 % de antimonio lleva el 0.150 % ± 0.050 de As ó la aleación 
de plomo-antimonio con 3 % de antimonio lleva el 0.125 % ± 0.025 
de As, la aleación de plomo con cobre y la aleación de plomo con 
estaño llevan ambas el 0.001 % de As 
(http://www.gravitaindia.com/). 
También ha sido empleado como decolorante y en pirotecnia como 
pigmento. 
En tiempos pasados se empleó como medicina y en la actualidad se 
ha reportado nuevamente su uso medicinal. El trióxido de arsénico es 
el principio activo de un medicamento llamado Trisenox, producido 
por los laboratorios Raffo, donde el trióxido de arsénico se emplea 
como un fármaco de quimioterapia anticanceroso (antineoplásico o 
citotóxico) (http://www.raffo.com.ar/?cont=prod &sc=ficha&prod=110). 
 
 
 
 
 21 
1.7 PROCESOS GEOQUÍMICOS 
 
La geoquímica es la ciencia que se encarga de estudiar la 
composición química de la corteza terrestre, la distribución y 
abundancia de los elementos químicos en minerales, rocas, suelos, 
agua y atmósfera; así como las causas de la distribución e interacción 
de estos elementos en la naturaleza en base a las propiedades de sus 
átomos o iones. 
(http://www.geology.ar.gov/geology/geochemistry.htm) 
Existen diversos procesos que controlan la geoquímica de los 
elementos en el ambiente pero los principales son (1) las reacciones 
redox; (2) los procesos de sorción y desorción; (3) la disolución y 
precipitación; (4) el intercambio iónico y (5) la actividad biológica. 
Estos procesos interaccionan entre si controlando la movilidad de los 
elementos presentes. 
De estos procesos, para los fines de este trabajo, solo 
profundizaremos en las reacciones redox, los procesos de 
sorción/desorción y disolución/precipitación, los cuales se describen a 
continuación. 
 
1.7.1 Reacciones Redox 
 
Las reacciones redox (oxido-reducción) son reacciones químicas en 
las que se lleva a cabo un cambio de estado de oxidación debido a la 
transferencia de electrones de una especie a otra. A la especie que 
dona electrones se le llama reductora y a la que los acepta se le 
denomina oxidante. El Eh (potencial) del medio determina si estas 
reacciones se llevan a cabo o no. 
 
 22 
1.7.2 Procesos de sorción y desorción 
 
Los procesos de sorción son aquellos que implican la transferencia ó 
retención de una sustancia de una fase móvil (líquido o gas) a una 
fase sólida. 
La magnitud de la retención depende de la temperatura, la naturaleza 
de la sustancia sorbida (sorbato), la naturaleza y tamaño de partícula 
del sorbente y la concentración del sorbato ó la presión si el sorbato 
es un gas (Castellan, 1987). 
 
Existen varios mecanismos mediante los cuales una sustancia puede 
quedar retenida en un sólido, entre estos mecanismos se encuentran 
los procesos de adsorción y absorción que se describen a 
continuación y cuya diferencia se esquematiza en la figura No.3. 
 
 Adsorción: Es un fenómeno superficial en el cual una sustancia 
es retenida en la superficie de un sólido. Este tipo de retención 
puede darse por fuerzas de Van der Waals, interacciones 
electrostáticas de iones, formación de complejos de esfera 
interna, esfera externa y formación de enlaces covalentes. En la 
figura No. 3 se muestran estos mecanismos en (a) se observa 
la adsorción de un ión vía la formación de un complejo de 
esfera externa; en (b) la perdida de moléculas de agua de 
hidratación y formación de complejos de esfera interna y en (e) 
la adsorción en un borde (maximizando el número de enlaces al 
átomo). 
 
 Absorción: Es el proceso en el que una sustancia queda 
ocluida en el seno de la fase sólida independientemente del 
mecanismo por el cual ocurra dicho fenómeno. 
 23 
 
Algunos mecanismos se ejemplifican en la figura No. 3, en esta 
se aprecia en (c) la difusión y sustitución isomórfica en la 
estructura del material. 
 
Figura No. 3. Mecanismos de adsorción y absorción en la interfase mineral-
agua. 
 
 
En 1909 McBain propuso el termino sorción para abarcar ambos 
términos, tanto adsorción, absorción y condensación capilar (Gregg y 
Sing, 1982). 
En el caso de la figura No. 3 se muestran otros procesos que se 
originan partiendo de adsorción y que posteriormente terminan en 
absorción, como son los de precipitación, caso (d), ó coprecipitación 
como el caso (f). También se muestra el proceso opuesto a la 
adsorción, caso (g). Dichos mecanismos (disolución y precipitación) 
se explican con más detalle en la sección 1.7.3. 
 24 
1.7.2.1 Isotermas de sorción 
 
Existen modelos que describen la sorción y dado que este fenómeno 
de sorción está dominado por un factor cinético que varía en función 
de la temperatura (a mayor temperatura aumenta la movilidad de 
átomos y moléculas, llevando a un incremento en la velocidad de 
difusión, migración y con esto de la sorción) dichos modelos se 
aplican a temperatura constante, por lo cual reciben el nombre de 
isotermas de sorción. Las isotermas de sorción son una gran 
herramienta para describir y predecir la movilidad de una sustancia 
(Zhu et al, 2010). 
 
Por ejemplo, en el caso de la sorción de un soluto (disuelto en un 
líquido) en una fase sólida, la relación de dependencia entre la 
concentración de soluto remanente (mol·L-1 ó kg·L-1) y la 
concentración del soluto retenido en la fase sólida (mol·kg-1 ó kg·kg-1) 
es una isoterma de sorción (Limousin et al, 2007). 
En función a su comportamiento experimental Brunauer S. et al, 
1940 clasificaron las isotermas en 5 grupos (clasificación BDDT) como 
se observa en la figura No. 4 donde P* es la presión de vapor y V el 
volumen (aplicando el modelo de isotermas a la sorción de un gas en 
un sólido). Según la clasificación de BDDT los 5 tipos de isotermas 
consisten en: 
 Isotermas Tipo I: los datos que se ajustan a este tipo de 
modelo corresponden a una sorción en monocapa (ver figura 
No. 4). La cantidad sorbida aumenta con la presión hasta 
alcanzar un valor límite que corresponde a recubrir la superficie 
con una monocapa. Este modelo de isoterma es característico 
de un mecanismo de quimisorción (formación de enlaces 
químicos entre el sorbato y el sorbente). 
 25 
 Isotermas Tipo II: los resultados que se ajustan a este modelo 
son característicos de una sorción física en multicapa. El 
aumento de pendiente inicial (figura No. 4) corresponde a la 
formación de la primera capa (que tiene una constante de 
formación mayor que el resto de las demás capas, es decir una 
entalpía de formación más negativa), con el incremento en la 
presión se forma la siguiente capa y así sucesivamente hasta 
que la interacción con los átomos o moléculas de lo que 
correspondería a la capa número n es tan débil que esta ya no 
se forma. 
 
 Isotermas Tipo III: Este modelo también es característico de la 
sorción física en multicapas pero la constante de formación de 
la primera capa es igual a la del resto de las capas. 
 
 Isotermas Tipo IV y V: estos modelos son representativos de la 
sorción en multicapas sobre materiales porosos. En estas 
isotermas se muestra que cuando se trazan las curvas de 
sorción y desorción no hay superposición (fenómeno de 
histéresis) ya que el mecanismo es distinto en ambos procesos 
por la diferencia de presión fuera y dentro de los poros del 
material. 
 26 
 
Figura No. 4. Tipos de isotermas experimentales de acuerdo a la 
clasificación BDDT. 
 
Giles et al. (1974), propuso otro modelo general de isotermas de 
sorción, es éste por su parecido en la forma de las isotermas el que 
se empleó para el análisis en este trabajo. 
Estas   isotermas  de  Giles  tienen  4  formas  básicas,  “C”,  “L”  “H”  y  “S” 
(Limousin et al, 2007). 
Isoterma   “C”:   La   curva   es   una   línea   recta   de   origen   cero,   que  
significa que la relación de lo sorbido con el remanente en solución 
(coeficiente de distribución) es constante a cualquier concentración. 
Isoterma  “L”:  La  relación  entre  lo  sorbido  y  el  remanente  en  solución  
disminuye cuando la concentración del soluto aumenta. Sugiere una 
saturación progresiva del sólido. Puede ser una curva con una meseta 
totalmente asintótica (sólido tiene una capacidad límite de sorción) ó 
 27 
la curva puede no alcanzar una meseta definida (el sólido no muestra 
una capacidad de sorción definida). 
Isoterma  “H”:  Es  un  caso  particular  de  la  isoterma  “L”,  a  diferencia  de  
la “L”   la   isoterma   “H”   muestra   inicialmente una pendiente muy 
elevada (alta afinidad del sorbato por el sólido sorbente). 
Isoterma   “S”:   Es   una   curva   con   forma   sigmoidal   con   un   punto  
inflexión (generalmente es el resultado de2 mecanismos de opuestos 
ó por ejemplo casos de adsorción cooperativa). 
Los primeros modelos de isotermas de sorción consideraron la 
retención de un gas en un sólido donde n representa la cantidad de 
gas retenida expresada en moles por gramo de sólido, de este modo 
tenemos que 
 
n/m=f(p, T, gas, sólido) 
 
Si para un gas en particular mantenemos la temperatura constante la 
ecuación anterior se simplifica a la siguiente expresión: 
 
n/m=f(p)T, gas, sólido 
 Modelo de Langmuir 
 
En 1918 Langmuir empleó un modelo simplificado de la superficie de 
un sólido para deducir la ecuación de una isoterma. Supuso que el 
sólido posee una superficie uniforme, además que no existe 
interacción entre las distintas moléculas sorbidas, que las moléculas 
sorbidas se encuentran localizadas en posiciones específicas y que 
solo se forma una monocapa. 
 
 28 
Como la velocidad de sorción es proporcional al grado de colisiones y 
esto es función de la temperatura, el efecto de la temperatura en la 
sorción de un líquido en un sólido es menor que en el caso de un gas. 
También depende de las posiciones vacantes en la superficie del 
sorbente ya que según este modelo se forma una monocapa. 
 
El número de colisiones del gas con la superficie es proporcional a la 
presión P del gas y del número de posiciones desocupadas (1- )N 
donde  es la fracción de sitios ocupados por el sorbato en el 
equilibrio (grado de recubrimiento), N es el número de sitios 
vacantes en el sorbente, siendo N el número de sitios ocupados en 
el equilibrio. La velocidad de desorción es igual a KdN (kd es la 
constante de equilibrio de la desorción), la velocidad de sorción es 
por tanto KaP(1- )N (ka es la contante de equilibrio de la adsorción) 
donde ka y kd son constantes para una temperatura T determinada. 
Igualando las velocidades de sorción y desorción después de 
simplificar tendríamos que: 
 
Θ = 𝑘𝑃1 + 𝑘𝑃 
 
donde k (T)= ka/kd 
 
Como la fracción de las posiciones ocupadas Θ a una presión P es 
igual a V/Vmon, donde V es el volumen adsorbido a la presión P y Vmon 
es el volumen sorbido en el límite de alta presión, cuando la 
monocapa cubre a la superficie completa tenemos que 
 
𝑉 = 𝑉 𝑘𝑃1 + 𝑘𝑃 
 29 
Podemos extrapolar este principio de gases aplicándolo a líquidos, si 
consideramos que el sorbato tiene una concentración C en el líquido 
tendríamos: 
 
𝐶 = 𝐶 𝑘𝑏1 + 𝑘𝐶 
 
Siendo Ce la concentración del sorbato en el equilibrio y Cs la 
concentración sorbida; b representa la máxima capacidad de sorción 
en las mismas unidades que Cs y k es la constante de equilibrio, es 
decir, la constante de la formación del complejo superficial y que 
determina la fuerza de la sorción (Levine I. N., 2004). 
 
 Modelo de Freundlich 
 
Otro modelo de isotermas frecuentemente empleado es el de las 
isotermas de Freundlich, que surge de planteamientos empíricos y 
que se define de la siguiente manera: 
𝑉 = 𝑘𝑃 
 
donde k y n son constantes y 0<n<1. Es posible deducir la ecuación 
de Freundlich a partir de la de Langmuir asumiendo que existen 
diferentes tipos de posiciones de adsorción en el sólido. Cada una con 
diferente energía de sorción del sólido (Levine I. N., 2004). 
 
Los modelos de Langmuir y Freundlich son aplicables a isotermas tipo 
I (clasificación de Brunauer), es decir, que la sorción se produce a 
concentraciones (o presiones) relativamente bajas, también son 
característicos de sólidos microporosos. 
 30 
En 1932, Brunauer, Emmett y Teller modificaron las hipótesis de 
Langmuir para obtener una isoterma válida para la sorción física en 
multicapas (isotermas de Tipo II) y propusieron la siguiente ecuación 
 
𝑃
𝜐(𝑃∗ − 𝑃) =
1
𝜐 𝑐 −
𝑐 − 1
𝜐 𝑐
𝑃
𝑃∗ 
 
donde  es el valor de la masa adsorbida por unidad de masa de 
adsorbente, mon es el valor de la masa adsorbida por unidad de 
adsorbente de una monocapa, c es una constante dependiente de la 
temperatura (Levine, 2004). 
 
Actualmente, existen otros modelos de isotermas que describen 
distintos comportamientos de sorción como la isoterma de Temkin, la 
isoterma de Prausnitz-Radke, Sips, Redlich-Peterson, etc. 
El modelo que debe emplearse es el que ajuste mejor a los datos 
experimentales y se adapte mejor a las condiciones que supone cada 
modelo. 
Es importante reconocer que la información obtenida a partir de las 
isotermas no revela ninguna información acerca del tipo de retención 
(adsorción, absorción, coprecipitación) mediante la cual está sorbida 
la sustancia en la fase sólida. 
 
 
1.7.3 Procesos de disolución y precipitación. 
 
Cuando una sustancia entra a sistemas complejos como el suelo o 
agua, puede formar compuestos insolubles que llegan a formar otra 
fase sólida, a este proceso se le conoce como precipitación. 
 31 
Estos compuestos insolubles son más estables ambientalmente ya 
que disminuyen la movilidad de los contaminantes. Como un ejemplo 
de estos procesos en la figura No. 3 en (d) se aprecia la difusión 
lateral rápida y formación de un cluster superficial. 
 
La disolución es el proceso en el cual una sustancia en fase sólida 
rompe sus enlaces para solvatarse por las moléculas del medio, ya 
sea de forma espontánea (como NaCl en agua) ó por un cambio en 
las condiciones del medio que favorezcan la ruptura de los enlaces y 
la formación de los nuevos con el disolvente (el Al(OH)3 en agua es 
insoluble pero a pH por debajo de 3 se disuelve). Esto se muestra en 
la figura No. 3 en (g) donde el ión adsorbido puede difundir 
nuevamente en solución como resultado de un equilibrio dinámico ó 
como producto de reacciones redox superficiales. 
Este tipo de reacciones de disolución-precipitación están altamente 
influidas por factores cinéticos, es decir si alguno de los componentes 
para formar el precipitado se encuentra en la fase sólida, el proceso 
tiende a ser mucho más lento que si todo estuviera en solución. 
Otro fenómeno que puede ocurrir es la coprecipitación que es el 
proceso mediante el cual una sustancia, que en condiciones normales 
es soluble, es acarreada junto a un precipitado. Puede ocurrir por 
formación de cristales mezclados, permitiendo que la sustancia 
penetre en la red cristalina del precipitado, a lo que se llama 
oclusión; o por adsorción de iones que son arrastrados con el 
precipitado durante el proceso de coagulación 
(www.calidoscopio.com/calidoscopio/ecologia/quimica/analit1.pdf). 
Este proceso se muestra en la figura No. 3, en (f) donde se muestra 
el crecimiento de partículas y la formación de clusters superficiales 
que terminan inmersos en la estructura del material. 
 
 
 32 
1.8 GEOQUÍMICA DEL As 
 
Una vez que el As entra en el ambiente es importante conocer los 
principales procesos que rigen su geoquímica, principalmente su 
movilidad. 
 
1.8.1 Reaccciones Redox 
Como resultado de este tipo de reacciones el As puede presentar 4 
estados de oxidación (3-, 0, 3+, 5+). Se suele encontrar en las aguas 
en dos estados de valencia: arsenito <As (III)> y arseniato <As 
(V)>. El arseniato predomina en condiciones oxidantes, mientras que 
el arsenito predomina cuando las condiciones son suficientemente 
reductoras. 
A continuación, en la tabla No. 9., se presentan los potenciales redox 
del As. Las reacciones mostradas en la tabla No.9 pueden ocurrir en 
el ambiente dependiendo de la composición del medio y otras 
condiciones de este como el pH y Eh. 
Se puede observar que en la reacción No. 1 el AsH3 es un buen 
reductor debido a que el As presenta estado de oxidación 3-. El AsO2- 
es un anfolito, ya que se reduce a As (0) en medio ácido y en medio 
básico tiende a oxidarse formando AsO43- (el pH promedio de los 
suelos naturales varía desde 5 a 8 tendiendo a ser ligeramente básico 
por lo cual como ya se mencionó anteriormente el As tiende a estar 
como As pentavalente). 
 
 
 
 
 
 33 
Tabla No. 9.Tabla de potenciales redox para el As, datos obtenidos de 
Vanýsek, 2009. 
No. Reacción E/V 
1.- As + 3H+ + 3e  AsH3 -0.608 
2.- As2O3 + 6H+ +6e  2As + 3H2O 0.234 
3.- HAsO2 + 3H+ + 3e  As + 2H2O 0.248 
4.- AsO2- + 2H2O + 3e  As + 4OH- -0.68 
5.- H3AsO4 + 2H+ + 2e  HAsO2 + 2H2O 0.560 
6.- AsO43- + 2H2O + 2e  AsO2- + 4OH- -0.71 
 
Las reacciones redox pueden controlar indirectamente la sorción-
desorción de As por sus efectos sobre la especiación. Por ejemplo, la 
reducción de arseniato a arsenito puede facilitar la movilización de As 
debido a que el arsenito es sorbido más débilmente que el arseniato. 
Es decir, las reacciones redox involucrando tanto As sorbido como 
acuoso pueden afectar la movilidad del As 
(http://www.ucm.es/info/crismine/Ambiente_Serena/Tema_As.htm#
_Toc36632308). 
 
El As en medio acuoso no se encuentra como catión libre si no que se 
encuentra en forma de ácidos (pH menor a 3) y como oxoaniones 
(arseniato o arsenito que tienen carga negativa en medio básico, esto 
se muestra en la tabla No. 10. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 34 
Tabla No. 10. Oxoaniones de arsénico. 
 
Nombre Oxoanión 
 
Arseniato 
 
Arsenito -O – As −O- 
 
 O- 
 
1.8.2 Procesos de sorción/desorción. 
 
Como ya se mencionó, el As en agua tiende a estar cargado y su 
carga depende del pH del medio. Los oxoaniones tienden a tener 
interacciones de Van der Waals con superficies de sólidos que tienen 
carga, en las que pueden retenerse por fuerzas electrostáticas o 
incluso formando enlaces químicos (complejos de esfera interna), 
disminuyendo así su movilidad. 
Esta carga hace que el As muestre afinidad por diversos materiales 
como son las arcillas, los óxidos de Fe, la alúmina activada, óxidos de 
aluminio entre otros (Asta et al, 2009; Goldberg, 2002; Manning y 
Goldberg, 1996; Sannino et al, 2009). 
La sorción de arseniato por oxohidróxidos de hierro es 
particularmente fuerte y las cantidades sorbidas pueden ser 
apreciables incluso a bajas concentraciones de As en la disolución 
(véase por ejemplo, Goldberg, 1986; Manning y Goldberg, 1996). La 
sorción de As en oxohidróxidos de Al y Mn también puede ser 
importante si estos óxidos están presentes en concentraciones altas 
(por ejemplo Brannon y Patrick, 1987). El As también es sorbido en 
arcillas como As (III) y As (V) (Manning and Goldberg, 1997). 
 35 
Diversos materiales tienen capacidad de sorber al As por diversos 
mecanismos, por ejemplo, se ha mostrado en estudios que el Fe 
forma complejos de esfera interna con As (III) y (V), de este modo es 
sorbido en oxohidróxidos férricos (Pierce y Moore, 1982). 
La sorción de As también puede estar condicionada por la presencia 
de iones competitivos. En particular, el fosfato tiene un 
comportamiento geoquímico similar al del arseniato, ambos compiten 
por los lugares de sorción (Manning y Goldberg, 1996). Otros 
oxoaniones (por ejemplo, molibdeno, selenio, vanadio) también 
pueden competir con el arseniato (http://www.ucm.es/info/crismine 
/Ambiente_Serena/Tema_As.htm#_Toc36632308). 
 
En diversos estudios se ha descrito el modelo al que ajustan los datos 
de sorción de As en distintos materiales. Por ejemplo, se ha mostrado 
que para el caso de la sorción de As (V) y As (III) en goetita, 
magnetita y hematita la sorción puede ser descrita mediante el 
modelo de Langmuir (Giménez et al, 2007). Dicho estudio también 
muestra que la cantidad de As sorbida disminuye en medio básico en 
estos 3 materiales. Asta et al, 2009 mostraron que la sorción de As 
en jarosita a pH ácido no puede ser modelada con las ecuaciones de 
Langmuir y Freundlich. 
 
1.8.3 Procesos de disolución y precipitación 
 
Las reacciones de precipitación-disolución implican la formación y 
crecimiento de una fase sólida y su destrucción y, en el caso más 
sencillo, únicamente estarán involucrados en estos procesos aquellos 
elementos incluidos en la fórmula química del mineral. La solubilidad 
de un mineral puede ser descrita por su producto de solubilidad. 
 36 
La coprecipitación es un proceso natural donde constituyentes 
menores se incorporan a la estructura del mineral que se forma, 
como es el caso de As que coprecipita con la pirita. De la misma 
manera, fósforo y As son coprecipitados con los óxidos de hierro. La 
coprecipitación no implica ningún mecanismo en particular, y en la 
práctica, la sorción y la coprecipitación tienen lugar al mismo tiempo 
(WHO, 2001). El proceso inverso a la coprecipitación es la 
codisolución. En el caso de arsénico da lugar a su movilización en el 
agua. La movilización de arsénico está condicionada por la estabilidad 
del mineral con el que ha coprecipitado. Los procesos de disolución 
más importantes en cuanto a movilización de As en agua son: a) la 
oxidación de sulfuros, fundamentalmente pirita; y b) la disolución 
reductiva de óxidos. 
(http://www.ucm.es/info/crismine/Ambiente_Serena/Tema_As.htm#
_Toc36632308). 
 
Un ejemplo de los procesos geoquímicos del As y sus interacciones se 
esquematizan en la figura No. 5 que muestra el ciclo biogeoquímico 
de este elemento. 
 
Figura No. 5. Ciclo biogeoquímico del arsénico (Sharma y Sohn, 2009) 
 
Microorganismos Reductores
As(V)aq
Fe (II)
Oxidantes
Sulfuros–As(III)ppt
As(III) ads
S(0)
SO42-
As(III) ads– óxidos Fe(III)
As(III)aq
As(V)pp arseniatos 
Fe(III), Ca o Ba
óxidos Fe(III)
As(V)ads óxidos Mn (III, IV)
óxidos Al (III)
arcillas
 37 
Este ciclo muestra los procesos de oxido-reducción que pueden 
ocurrir mediante los microorganismos y como cada especie de As 
puede sufrir distintos procesos al interaccionar con el medio como los 
procesos de sorción-desorción y precipitación-disolución. 
 
1.9 MÉTODOS DE REMEDIACIÓN DE SUELOS 
 
Cuando un contaminante entra en el ambiente, con el fin de reducir 
la concentración ó la cantidad del contaminante se emplean distintos 
métodos a los cuales se les conoce como procesos de remediación. 
En el caso de los suelos pueden ocurrir procesos naturales que 
limpien o remedien los sitios contaminados, a estos se les conoce 
como procesos de atenuación natural. Estos procesos pueden ser 
biodegradación (proceso en el cual los microorganismos naturales ya 
sean levaduras, hongos o bacterias, descomponen o degradan 
sustancias peligrosas, transformándolas en sustancias menos tóxicas 
o inocuas), dispersión, disolución, sorción (la dispersión, disolución y 
sorción tienen como fin reducir la movilidad del contaminante pero no 
lo destruyen) (EPA 542-F-96-023). 
En la remediación de suelos contaminados se pueden emplear los 
procesos geoquímicos naturales con el fin de disminuir la movilidad y 
peligrosidad del As, es decir estabilizar al metaloide. 
Entre los procesos de remediación se encuentra la estabilización 
química. La estabilización química consiste en agregar productos 
químicos al suelo que reaccionan con los elementos potencialmente 
tóxicos formando compuestos altamente insolubles de tal forma que 
los elementos tóxicos no estén disponibles para las plantas, los 
animales, o la gente (biodisponibles) (Valles C. y Alarcón T., 2008). 
 
 
 38 
Las alteraciones químicas del contaminante realizadas durante la 
estabilización química en el suelo pueden ser duraderas o si no 
permanentes (Valles C. y Alarcón T., 2008). Por ejemplo, los sulfuros 
de Fe se emplean para precipitar al As. 
Para lograr la estabilización también se emplean procesos de sorción 
donde el residuo es retenido en una matriz sólida. 
Dado que la remediación de suelos contaminados tiene implicaciones 
ecológicas es importante emplear procesos que satisfagan esta 
necesidad, lo que implica que no se generen más residuos. 
Con este fin un método conveniente es emplear residuos de 
materiales que se encuentren in situ para estabilizar al residuo 
(http://www2.ine.gob.mx/publicaciones/libros/372/tecnolog.html). 
 
1.10 TÉCNICAS DE DETERMINACIÓN DE ASComo ya se mencionó el As es un elemento que se encuentra 
normado debido a su toxicidad, por ello es importante contar con 
técnicas analíticas que permitan determinar y cuantificar al As para 
conocer si la concentración de As presente depara algún riesgo para 
la salud. Así mismo estas técnicas también permitirán evaluar la 
eficiencia de los métodos de estabilización o remoción del As del 
medio (mediante un seguimiento de la concentración de As posterior 
a dichos procesos). Se han desarrollado varias técnicas para la 
determinación de As, pero las más empleadas son: 
 
1. Espectroscopia de absorción atómica, atomización por flama 
(AA). 
Consiste en la nebulización de la muestra en una matriz líquida, la 
atomización mediante una flama que tiene la energía suficiente para 
desolvatar y atomizar los elementos sin excitar sus electrones. 
 39 
La excitación de los átomos del analito se realiza mediante la energía 
proporcionada por una lámpara de cátodo hueco (específica de cada 
elemento) para obtener el espectro de absorción del elemento. Cada 
elemento se analiza de manera individual. En la figura No. 6 se 
presenta el esquema del proceso de absorción atómica en el que se 
muestran los pasos del proceso. 
 
 
Figura No. 6. Esquema del proceso de análisis por la técnica de absorción 
atómica 
Las interferencias a esta técnica se producen cuando la longitud de 
onda de absorción o emisión de una especie interferente se encuentra 
muy próxima a la absorción o emisión del analito, de modo que su 
resolución por el monocromador resulte imposible. En el caso del As 
dado que la longitud de onda de absorción es muy cercana a la 
longitud de la luz UV, existen interferencias por parte de la matriz en 
la que se encuentra el As. Esto provoca dispersión de luz que se 
corrige empleando un corrector de fondo (lámpara de deuterio ó un 
corrector zeeman). El mayor interferente de As es la presencia de 
aluminio. Se reporta para As en AA por flama un límite de detección 
de 1 mg·L-1, empleando una longitud de onda de 193.7 nm (EPA 
7060a). 
 
 
 40 
2. Generador de hidruros acoplado a absorción atómica (GH-AA). 
EPA 7061A. 
Es un método de absorción atómica en el que la especie que se 
detecta es el hidruro gaseoso del elemento. La generación de este 
hidruro se realiza empleando un reactor en el que se introduce la 
muestra con un flujo de borohidruro de sodio y ácido (reactivo 
reductor). Este método en el caso del análisis de As permite formar la 
arsina mediante la reacción de As (III) con el borohidruro en medio 
ácido lo que permite la cuantificación de arsénico trivalente (este 
proceso se muestra en la figura No. 7 en la que se describe el 
dispositivo de generación de hidruros). 
Reacción de formación de la arsina: 
𝑁𝐴𝐵𝐻      +        𝐴𝑠  (𝐼𝐼𝐼)                        ⎯⎯                𝐴𝑠𝐻  ( )        +        𝑁𝑎𝐶𝑙 
Una vez formado el hidruro gaseoso, éste es separado de la solución 
y transportado por un gas portador hasta una celda de cuarzo, donde 
es calentado produciéndose la descomposición térmica (atomización). 
Como la celda está en el paso óptico de la radiación emitida por la 
lámpara de cátodo hueco, se produce una absorción de la luz por 
parte de los átomos del analito que será proporcional a su 
concentración. Este método tiene como ventajas respecto a la AA 
convencional (por flama u horno) que separa efectivamente el analito 
de su matriz química, eliminando así el efecto de interferencias de 
matriz (aquellas que no formen hidruros gaseosos) en el proceso de 
atomización y disminuyendo la absorción de fondo. También 
proporciona un medio más eficiente de atomización a los elementos. 
En el caso de la determinación de As, este método presenta 
interferencias analíticas en presencia de cromo, cobalto, cobre, 
mercurio, molibdeno, níquel y plata. Para esta técnica se reporta un 
límite de detección de As (III) de 1 µg·L-1. 
 41 
 
Figura No. 7 Diagrama de la técnica de generador de hidruros. 
 
3. Espectroscopia de emisión atómica con plasma acoplado 
inductivamente (ICP-AES). EPA 6010A. 
Este método sirve para la determinación multielemental simultánea de 
elementos trazas, incluyendo metales en solución. El método consiste 
en la medición de la luz emitida por el elemento por espectroscopía 
óptica. La muestra es nebulizada y el aerosol resultante es 
transportado al plasma. El plasma (gas parcialmente ionizado, 
eléctricamente neutro, alcanza temperaturas alrededor de 4000-
10000 K y es confinado en un campo electromagnético) es formado 
por la acción de un campo magnético dirigido hacia el gas 
(comúnmente argón) y es ionizado mediante una chispa generada por 
una bobina de Tesla, el gas es bombardeado con electrones 
incrementando la ionización del gas lo que eleva su temperatura hasta 
8000 K. En la antorcha (tubo de cuarzo donde se encuentra ubicado el 
plasma), el espectro de la muestra es dispersado a una rejilla del 
espectrómetro, las intensidades de las líneas son monitoreadas por 
 42 
tubos fotomultiplicadores. Entre los elementos que pueden ser 
analizados por este método se encuentra el As con un límite de 
detección es de 50 g·L-1, empleando una longitud de onda de 
193.7 nm (NOM-147-SEMARNAT-SSA1-2004). 
 
Figura No. 8. Diagrama de proceso de ICP-AES 
(http://www.uned.es/cristamine/mineral/metodos/abs_at.htm). 
 
En la figura No. 9 se muestra el esquema del proceso que ocurre en 
la emisión atómica durante el análisis de metales por ICP-AES. 
 
Figura No. 9. Esquema de emisión atómica. 
 
 43 
4. Polarografía. 
La cuantificación de arsénico puede hacerse mediante voltametría 
diferencial de pulsos (VDP). Este método consiste en que el potencial 
inicial aplicado durante la mayor parte del tiempo de vida de la gota 
de mercurio aumenta de gota en gota, en pequeños incrementos de 
amplitud constante, Es; un poco antes de la caída de la gota se aplica 
un impulso de potencial de valor constante durante un tiempo corto. 
Se miden dos intensidades de corriente en la misma gota: una 
inmediatamente antes de la aplicación del impulso, al tiempo ti1, y 
otra inmediatamente antes de la caída de la gota, al tiempo ti2. El 
registro se efectúa como la diferencia entre estas dos intensidades de 
corriente, i2-i1, en función del potencial, dando origen a 
voltamperogramas  en  forma  de  “pico” como se muestra en la figura 
No. 10 (Litter et al, 2009). Con este método electroquímico se 
pueden detectar hasta 0.3 mg·L-1 de As. Tiene alta sensibilidad y es 
muy selectivo. Al aplicar un potencial eléctrico (potencial redox 
específico del metal) el analito cambia de estado de oxidación 
generando una intensidad de corriente que es directamente 
proporcional a la concentración del analito. 
En el caso del As se lleva a cabo la reducción de As (III) a As (0) 
aplicando un potencial negativo de -0.38V ó la determinación de As 
total con un potencial de -0.43 reduciendo tanto el As (V) como el As 
(III) a As (0) (Litter et al, 2009). 
 
 
 
 44 
 
Figura No. 10. Técnica de VDP (a la izquierda) y a la derecha el 
voltamperograma. 
 
1.11 ESPECIACIÓN DE AS 
 
Un aspecto importante a tomar en cuenta como se mencionó en la 
sección de los efectos del As en la salud, es que, dependiendo de la 
especie en la que se encuentre el As es más o menos tóxica (As III es 
más tóxico que el As V) y también distintas especies de As presentan 
distinta movilidad. Por ello es importante determinar además de la 
concentración total de As, en cuál estado de oxidación se encuentra 
este. 
Algunas de las técnicas empleadas con este fin asociadas a los 
métodos antes mencionados son las siguientes: 
 GH-AA. Para determinar As total se realiza una pre-reducción 
del As (V) a (III) con KI, posteriormente se analiza la muestra 
con borohidruro en medio ácido, de esta forma se reduce tanto 
As (V) y As (III). Por diferenciaentre el valor obtenido de As 
total (muestras con KI) y de As (III), como se describió en la 
sección anterior, se obtiene la cantidad de As (V) presente en 
las muestras (Soysal, 2004). 
 Polarografía. Se determina As total aplicando un potencial 
negativo de -0.43. Se determina As (III) reduciéndolo a As (0) 
con un potencial aplicado de -0.38V y se obtiene la 
 45 
concentración de As (V) por la diferencia entre As total y As 
(III) (Litter et al, 2009). 
 
2 DESARROLLO EXPERIMENTAL 
 
2.1 METODOLOGIA 
 
La parte experimental del proyecto consistió en primer lugar en la 
caracterización de los 2 materiales sorbentes. El siguiente paso fue la 
realización de los estudios de sorción de As V y III a pH 3. 
Adicionalmente la sorción de As(V) se realizó a valores de pH de 1, 
2.5, 5 y 7.5. Los datos obtenidos se ajustaron a los modelos de las 
isotermas de Langmuir y Freundlich. 
A continuación se detallan estos procedimientos. 
 
2.1.1 Equipo y reactivos 
 
Equipos: 
 Absorción atómica (AA) Varian SpectrAA-110 con software 
SpectrAA-220 versión 2.10. 
 Lixiviador. 
 Microondas CEM Marx Xpress para digestiones. 
 Nanopure Barnstead modelo D4741 
 pHmeter Beckman Φ720. 
 Polarógrafo 694 VA Stand Ω Metrohm con un procesador 693 
VA Processor Ω Metrohm. 
 Potenciómetro mVmeter Φ 350pH. 
 
 
 46 
Reactivos: 
 Ácido nítrico (HNO3), J.T. BAKER, 64.9%. 
 Ácido sulfúrico (H2SO4), J.T. BAKER, 64.9%. 
 Agua desionizada con resistividad de 16 MΩ-cm. 
 Arseniato dibásico de sodio heptahidratado (Na2HAsO4·7H2O) 
SIGMA. 
 Borohidruro de sodio (NaBH4), J.T. BAKER, 98%. 
 Hidróxido de sodio (NaOH), J.T. BAKER, 98.1%. 
 Trióxido de arsénico (As2O3), J.T. BAKER, 99.6%. 
 
2.1.2 Descripción de muestras 
Las muestras empleadas como sorbentes para los experimentos de 
sorción de As fueron dos materiales, ambos son residuos mineros de 
la mina de La Caridad, situada en el municipio de Hermosillo en el 
estado de Sonora (México). 
El primero es un jal oxidado que llamaremos J-ox. El otro material es 
una mezcla compuesta de 73 muestras tomadas de un terrero de 
tepetate que se denominará MCTC. 
Los jales son residuos sólidos generados en las operaciones primarias 
de separación y concentración de minerales; se obtienen como 
resultado de los procesos de molienda, donde las grandes rocas que 
contienen los minerales se convierten en las partículas pequeñas de 
los jales mineros (partículas de material fino a medio, limoso-
arenoso). Los terreros son las rocas de baja ley de los metales que 
desean ser extraídos, por lo que se apartan, se apilan y 
posteriormente son lixiviados para la extracción de los metales. 
 Se decidió emplear estos materiales ya que se encuentran en la zona 
minera y en caso de ser eficientes para inmovilizar al As, no tendrían 
un costo adicional y formarían parte de la atenuación natural de la 
zona. 
 47 
2.1.3 Caracterización de los materiales sorbentes 
2.1.3.1 Granulometría 
Se apilaron tamices de apertura de malla desde 0.018 mm hasta 
500 mm, se acomodaron en serie de forma descendente, siendo el 
tamiz con la menor apertura de malla el inferior y el de mayor 
apertura el superior. La muestra pesada se vertió en la parte superior 
y se colocó en un agitador por 8 h. Transcurrido el tiempo se pesó 
cada una de las fracciones retenidas en cada tamiz y se obtuvo la 
distribución porcentual de tamaños respecto a la cantidad inicial. 
2.1.3.2 Difracción de Rayos X 
Se enviaron los 2 materiales a analizar a la Facultad de Química 
(UNAM) por difracción de rayos x, por el método de polvos. En los 
resultados se presentan las imágenes de los difractogramas. 
 
2.1.3.3 DETERMINACIÓN DE pH, CONDUCTIVIDAD Y 
POTENCIAL ELÉCTRICO 
Se empleó una relación material-agua de 1:5, se pesaron por 
duplicado 10 g de cada material por separado (10 g de J-ox y 10 g de 
MCTC) y se agregaron 50 mL de agua desionizada a cada uno. Se 
agitaron por 1 h a 240 rpm, se dejaron en reposo por 1 h. 
La determinación del pH se realizó tomando como base el método 
ASTM G51-95 (2005) usando un potenciómetro, la conductividad con 
base en SSSA Bookseries No.5 usando un conductímetro y el 
potencial eléctrico en el método ISO 1127 1:2002 usando un 
potenciómetro. 
 
 
 48 
2.1.3.4 DETERMINACIÓN DE ELEMENTOS TOTALES EN 
EL J-OX Y LA MCTC 
Para la determinación de las concentraciones totales se realizó 
previamente una digestión ácida en horno de microondas con base en 
el método EPA 3051. Se pesaron 0.5 g de muestra en reactores de 
teflón. Se realizó una predigestión adicionando 10 mL de HNO3 
concentrado durante 30 min. Los reactores se agitaron manualmente, 
se sellaron y se introdujeron en el horno de microondas. El programa 
de calentamiento usado fue: calentamiento con una rampa de 
temperatura de 0-175 ºC en 25 min y se mantuvo en 175 ºC por 
15 min. Se realizó una filtración rápida con papel Whatman #42. La 
determinación se realizó por duplicado y empleando como controles 
de calidad: duplicados, un blanco y un blanco adicionado. El filtrado 
se analizó por medio de ICP-AES. 
 
2.1.3.5 DETERMINACIÓN DE ELEMENTOS SOLUBLES 
EN EL J-OX Y LA MCTC. 
Esta determinación se realizó con base en la NOM-147 
SEMARNAT/SSA1-2004. Se pesaron 7 g de muestra en frascos de 
vidrio, se burbujeó aire en agua desionizada (conocida como agua 
meteórica ó agua-CO2, que tiene pH=5), se adicionaron 140 mL de 
agua meteórica en la muestra. Se puso en agitación orbital por 18 h 
posterior a lo cual se filtraron las muestras con una membrana de 
nitrocelulosa de 0.45 μ m, se analizó el filtrado por ICP-AES. 
 
 
 
 49 
2.1.4 Estudio de la sorción de As (V) y (III) en los 
materiales a pH 3 
 
2.1.4.1 Cuantificación de As (V) y As (III) por 
Absorción Atómica 
El análisis de As (V) se hizo por AA empleando como fuente de As (V) 
Na2HAsO4·7H2O. La curva de calibración tuvo 8 puntos y se preparó a 
partir de una solución madre de 50,000 mg·L-1 de concentración y el 
pH se ajustó a 3 con H2SO4 concentrado, en la tabla No. 11 se 
observan las concentraciones de As (V) empleadas en la curva de 
calibración. El As se cuantificó con una longitud de onda de 197.3 nm 
y con ancho de banda espectral de 0.5 nm. El método tiene un límite 
de cuantificación de 1 mg·L-1. 
 
El análisis de As (III) se hizo por generador de hidruros acoplado a 
absorción atómica (GH-AA) para lo cual se preparó una curva de 
calibración de 8 puntos a partir de una solución madre de 1000 mg·L-
 1, usando como fuente de As (III) el As2O3. El trióxido de arsénico se 
disolvió en una disolución de NaOH al 5% y posteriormente se ajustó 
el pH a 3 con H2SO4 concentrado, en la tabla No. 11 se muestran las 
concentraciones de la curva de calibración para As (III). El As se 
cuantificó con una longitud de onda de 197.3 nm y con ancho de 
banda espectral de 0.5 nm. El método tiene un límite de 
cuantificación de 3 g·L-1. 
 
 
 
 
 
 50 
Tabla No. 11. Concentraciones de las curvas de calibración de As (V) y 
As (III). 
 
Nivel As (III) 
µg·L-1 
As (V) 
mg·L-1 
1 1 1 
2 5 5 
3 10 15 
4 15 30 
5 25 50 
6 30 70 
7 50 100 
8 75 150 
 
2.1.4.2 Determinación del tiempo de equilibrio y de la 
capacidad de sorción de los materiales 
Para el proceso de sorción en los 2 materiales se determinó el tiempo 
de equilibrio y la capacidad de sorción de As (V) y de As (III). En 
todos los casos se usó una relación sólido-líquido de 1:20, se pesaron 
12 g de cada material y se les adicionaron 240 mL de las disoluciones 
de As de diferentes concentraciones con pH ajustado a 3. En el caso 
de los materiales adicionados con As (III) se burbujearon con 
nitrógeno (para evitar la oxidación del arsénico por el oxígeno del 
aire). 
Para el J-ox el estudio de sorción se realizó a 14 niveles de 
concentración de As (V) (200-30000 mg·kg-1) y 6 niveles de As (III) 
(400-10000 mg·kg-1) y para la MCTC a7 niveles de As (V) (200-500 
mg·kg-1) y 6 de As (III) (400-28000 mg·kg-1). Las concentraciones de 
As empleadas se muestran a continuación. 
 51 
Niveles de concentración (mg·kg-1) de As (V) empleados para la 
MCTC: 200, 500, 1000, 1500, 2000, 3000, 5000. 
Niveles de concentración (mg·kg-1) de As (V) empleados para el J-ox: 
200, 500, 1000, 1500, 2000, 3000, 5000, 8000, 12000, 15000, 
18000, 20000, 25000, 30000. 
Niveles de concentración (mg·kg-1) de As (III) empleados para la 
MCTC: 400, 1000, 2000, 3000, 6000, 10000, 14000, 28000. 
Niveles de concentración (mg·kg-1) de As (III) empleados para el J-
ox: 400, 1000, 2000, 3000, 6000, 10000. 
Una vez adicionadas las disoluciones de As a los materiales se agitó 
por 1 min, se ajustó el pH a 3 con H2SO4 concentrado. 
Se tomaron muestras a diferentes tiempos, para cada medición se 
filtró 10 mL de cada mezcla empleando filtros de nitrocelulosa de 
0.45 μm. Los tiempos de toma de muestra del lixiviador para As (V) 
y (III) fueron 0 h, 2 h, 4 h, 6 h, 18 h, 47 h. Después de cada periodo 
de agitación el pH se ajustó a 3 con la adición de H2SO4 y NaOH. 
Se cuantificó tanto al As (V) y (III) en las muestras por AA. 
 
 
2.1.4.3 Realización de Isotermas de Sorción de As (V) 
 
 Isotermas de sorción con MCTC 
Empleando una relación de sólido-líquido de 1:20, se pesaron 12 g de 
material. Se les adicionó 240 mL de disoluciones de As a las 
concentraciones que se presentan a continuación, a pH ajustado a 3. 
Concentraciones (mg·kg-1) adicionadas de As (V) a la MCTC en el 
estudio de sorción: 400, 1000, 2000, 3000, 6000, 10000. 
El estudio se realizó a una temperatura de 22±2 °C y con agitación 
axial continua hasta el tiempo de equilibrio de 18 h en un lixiviador. 
 52 
Se filtraron 10 mL de la mezcla empleando filtros de nitrocelulosa de 
0.45 μm. Se cuantificó al As (V) en las muestras por AA. Los datos 
obtenidos fueron ajustados a los modelos de la isoterma de Langmuir 
y Freundlich. 
 
 Isotermas de sorción del J-ox 
Empleando una relación de sólido-líquido de 1:20, se pesaron 12 g de 
material. Se les adicionó 240 mL de disoluciones de As con las 
siguientes concentraciones (mg·kg-1) de As (V) a J-ox: 5000, 8000, 
12000, 18000, 20000, 25000, a pH ajustado a 3. El estudio se realizó 
a una temperatura de 22±2 °C y con agitación continua hasta el 
tiempo de equilibrio de 18 h en un lixiviador. Se filtraron 10 mL de la 
mezcla empleando filtros de nitrocelulosa de 0.45 μm. Se cuantificó 
al As (V) en las muestras por AA. Los datos obtenidos fueron 
ajustados a los modelos de la isoterma de Langmuir y Freundlich. 
 
 
2.1.4.4 Realización de isotermas de sorción de As(III) 
 
 Isotermas de sorción con MCTC 
Empleando una relación de sólido-líquido de 1:20, se pesaron 12 g de 
material y se les adicionó 240 mL de las disoluciones de As a las 
siguientes concentraciones (mg·kg-1) de As(III): 2000, 4000, 6000, 
10000, 14000, 28000, ajustadas a pH 3. Se burbujearon con 
nitrógeno (para evitar la oxidación del As por el oxígeno del aire). Las 
muestras se pusieron a agitar por 18 h (tiempo de equilibrio) en un 
lixiviador. Se filtró 10 mL de la mezcla, empleando filtros de 
nitrocelulosa de 0.45 μm. Se cuantificó al As (III) en las muestras 
 53 
por AA. Con estos datos se realizaron los ajustes a los modelos de 
isotermas de Langmuir y Freundlich. 
 
 
 Isotermas de sorción del J-ox 
Empleando una relación de sólido-líquido de 1:20, se pesaron 12 g de 
material y se les adicionó 240 mL de las disoluciones de As a las 
siguientes concentraciones (mg·kg-1) de As(III): 400, 1000, 2000, 
3000, 6000, 10000, ajustadas a pH 3. Se burbujearon con nitrógeno 
(para evitar la oxidación del As por el oxígeno del aire). Las muestras 
se pusieron a agitar por 18 h (tiempo de equilibrio) en un lixiviador. 
Se filtró 10 mL de la mezcla, empleando filtros de nitrocelulosa de 
0.45 μm. Se cuantificó al As (III) en las muestras por AA. Con estos 
datos se realizaron los ajustes a los modelos de isotermas de 
Langmuir y Freundlich. 
 
 
2.1.5 Estudios de sorción de As (V) en función del pH. 
Para el As (V) se realizó un estudio de la sorción en función del pH. 
 
 
2.1.5.1 Isotermas de sorción en MCTC 
Para la MCTC el estudio se hizo a 7 niveles de concentración (mgkg-1) 
200, 500, 1000, 1500, 2000, 3000, 5000, y a valores de pH de 1, 
2.5, 5 y 7.5. 
Para cada experimento se pesaron 5 g de material en frascos de 
polietileno de 250 ml (relación 1:20 sólido-líquido). 
El pH a 1 y 2,5 se ajustó con HCl 1 M, 0.1 M y 0.01 M mientras que 
para los valores de pH 5 y 7.5 se empleó NaOH 1 M, 0.1 M y 0.01 M. 
Las disoluciones de As se ajustaron a cada pH y una vez adicionadas 
 54 
al material se volvió a ajustar el pH; al alcanzar el tiempo de 
equilibrio 18 h de agitación constante se filtraron 5 mL con filtros de 
celulosa de 0.45 μm y se analizaron las muestras por AA. 
 
2.1.5.2 Isotermas de sorción en J-ox 
Para el J-ox el estudio se hizo a 8 niveles de concentración (mg·kg-1) 
5000, 8000, 12000, 15000, 18000, 20000, 25000 y 30000 a valores 
de pH de 1, 2.5, 5 y 7.5. 
Para cada experimento se pesaron 5 g de material en frascos de 
polietileno de 250 ml (relación 1:20 sólido-líquido). 
El pH a 1 y 2.5 se ajustó con HCl 1 M, 0.1 M y 0.01 M y para los 
valores de pH 5 y 7.5 se empleó NaOH 1 M, 0.1 M y 0.01 M. Las 
disoluciones de As se ajustaron a cada pH y una vez adicionadas al 
material se volvió a ajustar el pH; después de 18h de agitación se 
filtraron 5 mL con membranas de celulosa de 0.45 μ m y se 
analizaron las muestras por AA. 
 
 
2.1.6 Análisis de desorción de As (V) y As (III) en los 
materiales. 
Se empleó una relación sólido-líquido (disolución de As) de 1:20 y el 
estudio se realizó a pH 3. 
En primer lugar, se realizó el experimento de sorción; para el As (V) 
se adicionan disoluciones de 700 mg·L-1 en el J-ox y 400 mg·L-1 para 
la MCTC. Mientras que para el As (III) las disoluciones adicionadas 
fueron en ambos casos de 300 mg·L-1 tanto para el J-ox y la MCTC. 
El análisis se llevó a cabo por duplicado. Los materiales se dejaron en 
agitación en un lixiviador con las disoluciones por 18 h. Se 
centrifugaron por 25 min a 700 rpm y se tomó una muestra del 
 55 
sobrenadante. A cada muestra se le realizaron 3 lavados con 20 mL 
de agua desionizada, se centrifugó a 1200 rpm por 17 min después 
de cada lavado y se separó el sobrenadante. 
El experimento de desorción se realizó posteriormente a los 3 lavados 
adicionando 20 mL de agua desionizada y dejando en agitación por 
18 h, posterior a lo cual se centrifugó a 1200 rpm por 20 min y se 
tomó una muestra del sobrenadante. Todos los sobrenadantes fueron 
analizados por AA. 
 
 
 
2.2 RESULTADOS Y DISCUSIÓN 
 
2.2.1 CARACTERIZACIÓN DE LOS MATERIALES 
En el caso de la contaminación de As en zonas mineras una 
alternativa viable desde el punto de vista económico para la 
remediación o estabilización de As, es el uso de residuos generados 
en procesos minero-metalúrgicos. Entre estos residuos se encuentran 
los llamados jales mineros y terreros. 
Los jales se definen como residuos sólidos generados en las 
operaciones primarias de separación y concentración de minerales; es 
decir los jales se obtienen como resultado de los procesos de 
molienda, donde las grandes rocas que contienen los minerales se 
convierten en las partículas pequeñas de los jales mineros (partículas 
de material fino a medio, limoso-arenoso). Los terreros se definen 
como las rocas de baja ley de los metales que desean ser extraídos, 
por lo que se apartan, se apilan y posteriormente son lixiviados para 
la extracción de los metales. 
 
 56 
2.2.1.1 GRANULOMETRÍA 
El análisis granulométrico permite clasificar por su tamaño los 
materiales, independientemente de su naturaleza química. 
La granulometría del J-ox no se realizó ya que es un material de 
tamaño de partícula homogéneo,su tamaño de partícula es menor a 
2000 μm. 
 
La granulometría de la muestra MCTC se presenta en la tabla No. 12 
donde puede observarse que la muestra MCTC tiene una 
granulometría >0.02 y <1.25 mm; la muestra presenta un mayor 
porcentaje de partículas de tamaño de 0.25 mm con un 24 % del 
material. 
Tabla No. 12. Granulometría de la MCTC. 
 Apertura 
(mm) 
Peso 
(g) %w 
>1.25 16.35 11.10 
1 12.07 8.20 
0.8 8.53 5.79 
0.71 6.05 4.11 
0.59 19.64 13.34 
0.5 0.43 0.29 
0.42 0.48 0.33 
0.25 35.44 24.07 
0.125 22.68 15.40 
0.063 13.68 9.29 
0.053 2.4 1.63 
0.05 0.13 0.09 
0.032 0.09 0.06 
0.02 6.75 4.58 
<0.02 2.52 1.71 
 57 
De acuerdo a la escala geológica de clasificación de suelos (según la 
granulometría y no a la composición química), si se comparan los 
resultados de la granulometría de la tabla No. 12 con la figura No. 11 
donde se muestra la clasificación granulométrica de Wenthworth, la 
muestra MCTC se clasifica como arena. 
 
 
Figura No. 11. Clasificación de rocas según su granulometría (Wenthworth, 
1922). 
 
En la figura No. 11 se aprecia además de la escala de Wenthworth 
que está en mm, la escala de Krumbein, la escala phi (φ), que es 
una modificación de la escala de Wenthworth (Krumbein y Sloss 
1963). La escala de Krumbein es logarítmica y se obtiene por la 
siguiente ecuación: 
 58 
ϕ = e𝑙𝑜𝑔 𝐷𝐷 
Donde: 
ϕ es la escala phi de Krumbein 
D es el diámetro de la partícula y 
 D0 es el diámetro de referencia igual a 1 mm (para hacer la 
ecuación dimensionalmente consistente). 
 
En este estudio la granulometría se realizó con tamices y por facilidad 
de interpretación de los resultados la clasificación se determinó según 
Udden-Wentworth. Por lo que como ya se mencionó la MCTC se 
clasifica como una arena ya que el tamaño de partícula oscila en su 
mayoría entre 0.06 mm y 2 mm. 
 
2.2.1.2 DETERMINACIÓN DE pH, CONDUCTIVIDAD Y 
POTENCIAL ELÉCTRICO. 
 
Los resultados de pH, potencial y conductividad eléctrica de los 
materiales se muestran en la tabla No. 13. 
 
Tabla No.13. Valores de pH, conductividad y potencial obtenidos para MCTC 
y J-ox. 
Clave 
pH 
Potencial 
Ag/AgCl 
(mV) 
Conductividad 
Eléctrica (mS) 
J-ox 2.7 436.5 3.015 
MCTC 4.0 265.5 1.96 
 
 59 
Como se aprecia en la tabla No. 13, ambas muestras presentan pH 
ácido y conductividades eléctricas altas con respecto al valor del agua 
desionizada (3.83 µS) lo que indica elevada presencia de iones. 
Los potenciales son un indicativo de si los materiales tienen 
características oxidantes o reductoras de acuerdo a su composición 
química. En dicha tabla se muestra que el potencial del J-ox es mayor 
que el de la MCTC debido a que la MCTC es un material no 
intemperizado rico en sulfuros. En el caso del J-ox, que se trata de un 
material altamente intemperizado, y como se describe más adelante 
es rico en Fe que se encuentra en estado de oxidación 3+, lo que lo 
hace un material con capacidad oxidante como se puede apreciar por 
el valor del potencial (E). 
 
 
2.2.1.3 DETERMINACIÓN DE METALES TOTALES y 
SOLUBLES EN EL J-OX Y LA MCTC 
 
En ambos materiales se determinaron las concentraciones totales 
de los elementos potencialmente tóxicos. Los resultados se 
presentan en la tabla No. 14. De los metales totales más 
abundantes para el J-ox sobresale el Fe con una concentración de 
15815 mg·kg-1 como se aprecia en la tabla No. 14, también hay 
una concentración importante de Al, Ca y Mg aunque con una 
contribución mucho menor al material. En el caso de la MCTC 
también se observa que contiene una concentración elevada de Fe 
en comparación a los demás metales con 40197 mg·kg-1 y 
teniendo también grandes cantidades de Al, Ca, Mg, Cu, Mn y Zn. 
 
 
 
 60 
Tabla No. 14. Concentración de metales totales analizados por ICP-AES 
Muestra LD J-ox MCTC 
Elementos mg·Kg-1 
Al 0.05 455 7340 
Ba 0.21 48 <LD 
Ca 0.05 602 4222 
Cu 0.05 294 2249 
Fe 0.05 15815 40197 
Mg 0.05 487 4045 
Mn 0.05 <LD 838 
Pb 0.05 <LD 53 
Ti 0.05 <LD 200 
Zn 0.08 <LD 640 
*LD: Límite de detección del ICP-AES 
 
Para poder determinar si estos materiales pueden emplearse con 
fines de remediación es importante que éstos a su vez no liberen 
ningún elemento que implique un riesgo, por esto es necesario 
conocer que porción de los elementos contenidos en estos 
materiales es soluble, es decir móvil al ambiente. Se cuantificaron 
los siguientes elementos potencialmente tóxicos: Ag, As, Ba, Be, 
Cd, Cr, Ni, Pb, Sb, Se, Tl y V. Los resultados de aquellos 
elementos que se solubilizaron y cuantificaron se pueden apreciar 
en la tabla No. 15. 
De esta tabla podemos destacar para el caso del J-ox este tiene 
como metales solubles en mayor concentración al Al y al Fe que 
son elementos no considerados tóxicos. La MCTC tiene 
principalmente al Ca como metal soluble que se cataloga como un 
elemento esencial para la vida. 
Dado que estos materiales no liberan al ambiente metales 
potencialmente tóxicos como As o Pb; son una opción para 
emplearse como matriz para sorber al As. 
 
 61 
Tabla No.15. Concentración de metales solubles analizados por ICP-AES 
Muestra LD J-ox MCTC 
Elementos mg·Kg-1 
Al 0.05 93.3 5.5 
Ca 0.05 31 84.3 
Cu 0.05 11.9 22.5 
Fe 0.05 83 0.5 
Mg 0.05 11 26.9 
Mn 0.05 <LD 25.4 
Zn 0.8 0.4 11.9 
*LD: Límite de detección del ICP-AES. 
 
 
2.2.2 ANÁLISIS DE LOS MATERIALES POR DIFRACCIÓN DE 
RAYOS-X EN POLVOS. 
El propósito de realizar este análisis fue para poder identificar las 
principales fases mineralógicas que componen los dos materiales. Los 
resultados se muestran en las figuras No. 12a,b y 13 que muestran 
los difractogramas para el J-ox y la MCTC. En esta técnica solo es 
posible observar las fases cristalinas principales. Las fases 
identificadas en ambos materiales son el cuarzo, la caolinita y la 
muscovita.
 62 
 
Figura No. 12a. Espectro de difracción de rayos –x del J-ox. 
 
 
Figura No. 12b. Espectro de difracción de rayos –x del J-ox. 
 
 63 
En la figuras 12a y b, se muestran los difractogramas de rayos X de 
J-ox, y se aprecia que entre las fases cristalinas que aparecen como 
ya se mencionó está la caolinita (Al2Si2O5(OH)4), la montmorilonita 
(AlSi2O6(OH)2) y la ilita ((K,H3O)(Al, Mg, Fe)2(Si, 
Al)4O10[(OH)2,(H2O)]), estos son minerales intemperizados 
catalogados como arcillas. En la figura 12a se identificó 
adicionalmente un mineral secundario de hierro llamado Jarosita 
((K,H3O)Fe3(SO4)2(OH)6). Se han investigado estos minerales y se ha 
encontrado que son buenos sorbatos de As (Manning y Goldberg, 
1996). En el caso de la jarosita es un mineral que tiene la propiedad 
de remover el As ya que en su estructura se intercambia el SO42- por 
AsO43- (Asta et al, 2009; Savage et al, 2005). 
 
 
Figura No. 13. Espectro de difracción de rayos –x de la MCTC. 
 
 64 
En la MCTC (figura No. 13) se identificó la presencia de cuarzo y de 
las arcillas: ortoclasa (KAlSi3O8), albita ((Na,Ca)Al(Si,Al)3O8), 
muscovita (KAl2Si3AlO10(OH)2), caolinita (Al2Si2O5(OH)4) y 
montmorilonita (AlSi2O6(OH)2). Adicionalmente en el material se 
identificó la presencia de yeso (CaSO4). 
 
En la sección anterior se observaba que en los metales totales tanto 
para el J-ox como para la MCTC había una abundante presencia de 
Fe, dado que éste no aparece de forma significativa en las fases que 
se presentan en los difractogramas, significa que en su mayoría el Fe 
está presente en el J-ox y en la MCTC en fases amorfas, 
posiblemente como oxo-hidróxidos de hierro. Esto es muy importante 
dado que la sorción de As está correlacionada de forma positiva con 
la presencia de óxidos de Al y Fe, así como también con el contenido 
de arcillas de los suelos (Goldberg, 2002). 
 
A partir de los resultados obtenidos de la caracterización de los 
materiales, se observa que debido a su composición, contenido de Fe, 
tamaño de partícula <1.25 mm en el caso