Electrocoagulación

La electrocoagulación es un método alternativo para la depuración de aguas residuales. Consiste en

un proceso de desestabilización de los contaminantes del agua ya estén en suspensión,

emulsionados o disueltos, mediante la acción de corriente eléctrica directa de bajo voltaje y por la

acción de electrodos metálicos de sacrificio, normalmente aluminio/hierro. Se trata de un equipo

compacto que opera en continuo, mediante un reactor de especial diseño donde se hallan las placas

o electrodos metálicos para producir la electrocoagulación. En este proceso se genera una elevada

carga de cationes que desestabilizan los contaminantes del agua residual, se forman hidróxidos

complejos, estos tienen capacidad de adsorción produciendo agregados (flóculos) con los

contaminantes. De otro lado, por la acción del gas formado se genera turbulencia y se empuja hacia

la superficie los flóculos producidos.

Otro fenómeno beneficioso  del proceso de electrocoagulación es la oxidación química que permite

oxidar los metales y contaminante a especies no tóxicas y degradar la DQO/DBO de forma

sustancial.

Tras el proceso de electrocoagulación se obtiene un desecho en forma acuosa compuesto por

especies químicas de hierro ligadas a arsénico. Este residuo debe de ser tratado, mediante otras

técnicas convencionales, para separar la mayor parte de agua posible y obtener un subproducto con

el menor volumen posible y fácil de gestionar.

La electrocoagulación es una operación sencilla que requiere de equipos relativamente simples, ya

que los flocs formados por electrocoagulación contienen poca agua superficial, son ácido-resistentes

y son más estables, por lo que pueden ser separados más fácilmente por filtración. Por otra parte, se

trata de una tecnología de bajo coste y que necesita poca inversión en mantenimiento.

Además de ser una técnica para el tratamiento de aguas residuales, la electrocoagulación también

resultar ser un proceso muy interesante para ser aplicado previamente a una ósmosis inversa, ya

que facilita el proceso de desalinización del agua a tratar.

http://blog.condorchem.com/electrocoagulacion-aguas-residuales/

REVISTA COLOMBIANA DE FÍSICA, VOL. 34, No. 2. 2002: http://revcolfis.org/publicaciones/vol34_2/articulos/pdf/3402484.pdf

SISTEMA DE ELECTROCOAGULACIÓN COMO TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES GALVÁNICA: http://www.umng.edu.co/documents/63968/74763/Vol20_1art_3.pdf

Proyecto Final: Electrocoagulación Asistida con H2O2 de Aguas Residuales:http://fjartnmusic.com/Personal/8o_Semestre_files/Proyecto%20Final.pdf

La Electrocoagulación: retos y oportunidades en el tratamiento de aguas: http://www.lasallista.edu.co/fxcul/media/pdf/RevistaLimpia/vol1n2/pl_v1n2_58-77_electrocoagulacion.pdf

LABORATORIO DE ELECTROQUÍMICA http://www.academia.edu/5567312/Practica_4_electrocuagulaci%C3%B3n

EVALUACIÓN DEL PROCESO DE COAGULACIÓN – FLOCULACIÓN DE UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUA POTABLE http://www.bdigital.unal.edu.co/877/1/15372239_2009.pdf

Aguas de Murcia: https://www.emuasa.es/index.asp?ELECTROCO

Resumen

En este documento se presenta una revisión bibliográfica sobre los fundamentos teóricos más importantes de la electrocoagulación, se analizan algunos diseños y se muestran los resultados más relevantes al aplicarla al tratamiento de agua para la remoción de diversos contaminantes de origen orgánico e inorgánico. Se enumeran algunas de sus ventajas con respecto a la coagulación química, se hace un análisis comparativo de los diseños experimentales utilizados, así como de las metodologías aplicadas, a fin de poder identificar las principales variables que intervienen en los mecanismos de remoción, tales como: la densidad de corriente; el tipo de material, tamaño y distancia en los electrodos; el tipo de conexiones utilizadas; el amperaje y voltaje aplicado; el pH, temperatura y conductividad del agua; el tiempo de residencia y el tipo de flujo utilizado. De la literatura especializada que fue consultada se concluye que los mecanismos que intervienen en la electrocoagulación no han sido aun claramente entendidos y hay pocas consideraciones de los factores que influyen en la efectiva remoción de especies iónicas, especialmente iones metálicos en el agua.

Palabras clave: electrocoagulación, electrodos, tratamiento de agua, diseño, iones metálicos. 

1 Introducción

La electrocoagulación (EC) es una tecnología de tratamiento que ha empezado a tomar auge en las últimas décadas, aunque su desarrollo se llevó a cabo a principios del siglo pasado y fue patentada en los Estados Unidos en 1909. En su forma más sencilla un reactor de electrocoagulación es una celda electrolítica constituida por un ánodo y un cátodo. Cuando los electrodos se conectan a una fuente de poder externa, el material del ánodo será electroquímicamente corroído por oxidación y el

cátodo estará sujeto a reducción. Sin embargo, se han probado arreglos más eficientes como por ejemplo un par de ánodos y un par de cátodos conectados en serie o en paralelo lo que disminuye la pasivación de los electrodos. Mameriy col. (2001).

Los iones liberados durante la electrocoagulación forman largas cadenas de polihidróxidos, los cuales son diferentes a los formados en la coagulación convencional cuando se añaden sales químicas, debido a que tienen diferente estructura hidratada. Esta situación permite retirar, retener y desecar con mayor facilidad los lodos residuales. Los flocs formados de esta forma son menos hidratados, conteniendo menos agua ligada y por lo tanto se compactan más fácilmente, Martín y col. (2008).

Durante la formación de los hidróxidos metálicos, la generación de los iones está acompañada de la concentración electroforética de partículas alrededor del electrodo, las cuales neutralizan su carga coagulando. La corriente aplicada obliga a los iones OH– a migrar hacia el ánodo, por lo que el pH en la capa límite es más alto que en el resto de la solución, lo que favorece la formación de hidróxidos del metatl del electrodo, Martín y col. (2008).

El hidróxido formado remueve los contaminantes presentes en el agua por complejación o atracción electrostática. Adicionalmente, en la proximidad de los electrodos el aumento de la concentración de los hidróxidos con carga positiva atrae aniones como los bicarbonatos y los sulfates que propician la precipitación del calcio y el magnesio, originando así un ablandamiento parcial del agua. Los mecanismos de remoción en electrocoagulación incluyen oxidación, reducción, coagulación, absorción, adsorción, precipitación y flotación, Parga y col. (2005).

Los iones Al3+ ó Fe2+ son coagulantes muy eficientes para la floculación de partículas, por lo que en EC son frecuentemente utilizados electrodos de hierro o de aluminio. Los iones de aluminio hidrolizado pueden formar largas cadenas de Al–O–Al–OH las cuales pueden adsorber químicamente una gran cantidad de contaminantes, Shen y col. (2003). El aluminio es normalmente usado para el tratamiento de agua potable y el hierro para el tratamiento de aguas residuales. En el caso del hierro, el Fe(OH)3 forma un coloide café rojizo y dependiendo del pH y de la disponibilidad de iones ferrosos, puede reaccionar con el oxígeno disuelto para dar Fe3O4, Yousufy col. (2001).

Las reacciones químicas que se llevan a cabo en el ánodo son las siguientes: Chen (2004).

Para ánodo de aluminio:

En condiciones alcalinas:

En condiciones acidas:

Para ánodo de hierro:

En condiciones alcalinas:

En condiciones acidas:

La electrólisis del agua produce oxígeno e hidrógeno de la siguiente forma:

En el ánodo:

En el cátodo es:

Entre las principales ventajas de la EC sobre el método de coagulación química se reportan las siguientes:

1. La EC requiere equipos relativamente simples, es fácil de utilizar y su operación es flexible, Cheny col. (2002).

2. Durante el tratamiento el líquido no es enriquecido con aniones y el contenido de sales no se incrementa, como en el caso del tratamiento químico convencional, Phutdhawong y col. (2000).

3. Se produce hasta un 50% menos de lodos, así como un agua con menor concentración de sólidos disueltos (turbiedad), haciendo más factible su reutilización, Ogutveren y col. (1997), Tsouris y col.(2001).

4. Los flocs formados por EC son similares a los flocs producidos por coagulación química, excepto que los primeros tienden a ser mucho más largos, contienen menos agua superficial, son ácido–resistentes y son más estables, por ello pueden ser separados más rápido por filtración.

5. La EC tiene la ventaja de remover las partículas coloidales más pequeñas, debido a que el campo eléctrico aplicado incrementa su movimiento facilitando la coagulación, Yousuf y col. (2001).

6. El proceso de EC evita el uso de agentes químicos, eliminando así el problema de neutralizar el exceso de químicos y por lo tanto la posibilidad de una contaminación secundaria provocada por los mismos, cuando la coagulación química es utilizada, Yousuf y col. (2001).

7. Las burbujas de gas producidas durante la electrólisis pueden transportar los contaminantes a la superficie de la solución, donde éstos pueden ser más fácilmente concentrados, colectados y removidos.

8. Los procesos electrolíticos en la celda de EC son controlados eléctricamente sin dispositivos mecánicos lo que requiere menos mantenimiento.

9. Los componentes del sistema pueden ser fabricados localmente.

10. Las unidades son más compactas.

11. La remoción de arsénico trivalente mediante EC es mayor que en la coagulación química empleando cloruro férrico, Ratnay col. (2004).

Con el incremento de los parámetros reguladores de las normas de agua potable y las regulaciones ambientales para las descargas de aguas residuales, las tecnologías electroquímicas han tomado nuevamente importancia en todo el mundo durante las dos últimas décadas. Existen diversas industrias que aplican procesos electroquímicos para la recuperación de metales, potabilización de agua, tratamiento de descargas de agua residuales procedentes de tenerías, industrias de electroplatinados, industrias textil, entre otras, Chen (2004).

Aun cuando se ha aplicado exitosamente la EC en el tratamiento de distintos tipos de aguas de desecho ya sea domésticas Chen y col. (2002), industriales Phutdhawong y col. (2000); Shen y col. (2003); Carmona y col.(2006), con alto contenido orgánico Chen y col. (2000), con presencia de colorantes Xiong y col. (2001) o simplemente para agua potable Mameri y col. (2001); Jiang y col. (2002) esta tecnología no ha sido aceptada como un sistema convencional de tratamiento Holt y col. (2004) debido a sus elevados costos.

Lo que también ha limitado su implementation a gran escala es la falta de un procedimiento sistemático en el diseño y en la operación del sistema, que reduzca particularmente el problema de la pasivación de los electrodos y el costo de operación Holt y col. (2004). El diseño de reactores a escala industrial se basa en criterios empíricos debido a la falta de modelos disponibles que incluyan los principales factores que permitan su optimización Chen y col. (2002). Dichos modelos deberán considerar factores que influyen en las etapas fisicoquímica, electroquímica e hidráulica del proceso, así como sus interacciones.

La mayoría de los estudios han estado encaminados a la determinación de la potencia eléctrica requerida para producir una cantidad controlada de coagulante y obtener las características adecuadas de operación como son: las propiedades de transporte, tiempo de residencia, voltaje, potencial Z, pH, constituyentes químicos del agua y características de los electrodos que optimicen el proceso para una condición específica de operación. Sin embargo, los mecanismos de la electrocoagulación no han sido aún claramente entendidos y en la mayoría de los trabajos existentes sólo se establecen las eficiencias para las condiciones de prueba y no se analizan los factores que influyen en la efectiva remoción de especies iónicas, especialmente iones metálicos de agua.

El presente trabajo muestra una revisión bibliográfica de 46 estudios relacionados con la electrocoagulación en los últimos 23 años (Tabla 1), enfatizando los resultados que muestran el análisis de las principales variables de operación, como son: la densidad de corriente; el tamaño, material y distancia de electrodos; las conexiones utilizadas; el amperaje y voltaje aplicado; el pH, temperatura y conductividad del agua; el tiempo de residencia, tipo de flujo utilizado y costos de operación.

 

2 Aplicaciones de la electrocoagulación

El análisis de la información existente muestra que una gran variedad de partículas disueltas y suspendidas pueden ser removidas de manera efectiva de soluciones acuosas por electrólisis, Phutdhawong y col. (2000). Entre algunas aplicaciones de la EC se encuentran: la clarificación de aguas residuales y con fines de potabilización, Chen y col. (2002); la remoción de cromato, cianuro y arsénico de efluentes industriales, Balasubramanian y col. (2001), de fluoruro en agua para consumo

humano, Mameri y col. (2001), de materia orgánica soluble, Tsai y col. (1996), de aceites en emulsión, Hosny (1996), Biswas y col. (1991); la recuperación de compuestos fenólicos, Phutdhawong y col. (2000) y tánicos, Chowwanapoonpohn y col. (2003), entre otros. El agua tratada por EC se convierte en agua clara, limpia, sin olor y lista para reutilizarse.

Otros autores, Mohammad y col. (2009) han realizado una amplia revisión bibliográfica para conocer los tipos de contaminantes removidos y su eficiencia mediante procesos de electrocoagulación y electrocoagulación–flotación. En su artículo consideran el agua contaminada con aceite, agua de desecho de la industria textil (colorantes), compuestos fenólicos, aguas residuales municipales e industriales, metales pesados en aguas residuales, turbiedad y metales pesados en agua potable, nitratos, nitritos, amoniaco y fluoruros. En el caso de la industria textil, mencionan que la eficiencia de la EC depende del pH, de la concentración del colorante, la densidad de corriente aplicada y el tiempo de residencia.

También reportan que los procesos de EC son más eficientes que la coagulación química en el tratamiento del agua potable. Para el caso de los nitratos, nitritos y amoniaco, es factible la EC, pero se requiere de más investigación ya que no se han establecido los mecanismos de remoción. De igual manera, la defluoración del agua es efectiva empleando la EC, pero no hay suficiente información relacionada con los complejos formados de Al–F.

3 Configuraciones hidráulicas y eléctricas

El arreglo de los electrodos puede ser de forma mono–polar o bi–polar y los materiales pueden ser aluminio o hierro, en forma plana o paquetes de láminas (ver Fig. 1a).

Dependiendo de la orientación de los electrodos (placas), el flujo dentro de la celda de electrocoagulación puede ser vertical u horizontal (Fig. 1b). El agua fluye a través de los espacios entre las placas, que pueden ser canales múltiples o un solo canal como se aprecia en la Fig. 2. Los canales múltiples es un arreglo simple, pero normalmente la velocidad de flujo en cada canal es baja. Cuando no es posible reducir la pasivación en la superficie de los electrodos, se recomienda incrementar la velocidad del flujo utilizando un sistema con un solo canal, Chen (2004).

También se han utilizado electrodos bipolares con celdas en paralelo. En este caso el electrodo "sacrificable" se localiza entre dos electrodos paralelos sin ninguna conexión eléctrica. Sólo los electrodos monopolares se conectan a la fuente externa de poder. Este tipo de arreglos resuelve en parte la disminución de la eficiencia de la electrocoagulación por formación de una capa de óxido sobre los electrodos.

Otra forma de aumentar la eficiencia de esta técnica es utilizar corriente alterna que retarda los mecanismos normales de ataque de los electrodos, sin embargo, los campos de corriente alterna pueden desestabilizar el sistema. También se ha aplicado esta tecnología en unidades de lecho fluidizado equipados con metales no consumibles y con partículas de aluminio sometidas a flujo turbulento. La agitación es mantenida con aire comprimido, Xiong y col. (2001).

Es importante también considerar los tiempos de residencia en el reactor, ya que de este depende el tamaño del mismo. Algunos autores como Deshpande (2010) emplean mayores tiempos de residencia para incrementar la dosis del coagulante, lo que mejora la eficiencia de remoción, pero aumenta el tamaño de las unidades y por lo tanto los costos de inversión.

En este mismo sentido se debe considerar el tipo de flujo, es decir, si se tra ta de un sistema en lotes (batch) o en continuo, la configuración de los electrodos y los tipos de conexión (bipolar y monopolar) que repercuten en la eficiencia y en el costo. Sin embargo, la tabla 1 muestra que la información publicada hasta el momento está enfocada principalmente a las eficiencias de remoción de los contaminantes, sin mostrar detalles de los diseños de los prototipos utilizados y sin profundizar en la influencia de las variables involucradas en los procesos.

Otros autores, Martín y col. (2008) evaluaron la incidencia del gradiente de velocidad en el mezclado (coagulación) con la eficiencia en la remoción de arsénico (As) en agua para consumo humano utilizando un reactor de EC a flujo pistón con electrodos de hierro (Fe). Encontraron que existe una clara tendencia a que la eficiencia del Fe producido y removido aumente al aumentar el gradiente de velocidades en el mezclado (G) y el producto del G con el tiempo t (Gt).

 

4 Material de los electrodos

En el caso de la EC con ánodos de sacrificio, la selección del material del electrodo va a depender de la naturaleza y afinidad que tenga el contaminante que se pretende remover con el coagulante producido, es decir, si se quiere remover material suspendido, el coagulante debe propiciar una desestabilización de los coloides para que éstos se aglutinen y posteriormente sean separados por precipitación. En el caso de elementos disueltos se busca que el coagulante los adsorba o los

retenga mediante algún mecanismo fisicoquímico. Cuando se trata de electrodos inertes como el acero inoxidable, el titanio, platino, níquel, grafito, etc., el mecanismo de remoción es debido a que se presenta una reducción electroquímica del agua en el cátodo incrementándose el pH propiciando la formación de sales básicas poco solubles e hidróxidos de metales polivalentes que precipitan, Gorodovykh y col. (1987).

La utilización de electrodos de aluminio tiende a ser minimizada con respecto a los de hierro, debido a los problemas de disposición de los lodos conteniendo ese metal y a la alta pasivación de los electrodos Morante y col. (2002), Wan y col. (1991), Sin embargo, Mohammad y col. (2009) en su revisión concluyen que de acuerdo a los resultados experimentales de diversos autores, los electrodos de Al son mas eficientes que los de Fe para la remoción de aceites. En el caso de metales pesados se puede remover de manera muy eficiente el arsénico (As) y el cadmio de aguas residuales. Para As la remoción es muy eficiente utilizando electrodos de Fe considerando mecanismos de adsorción de los hidróxidos de Fe con las especies de As.

Electrodos inertes como el titanio y el paso de una corriente alterna, también remueve iones metálicos y promueve la coagulación de sólidos suspendidos. En este caso el movimiento electroforético concentra las partículas de carga negativa en el ánodo y por neutralización de cargas se facilita la coagulación, Martín y col.(2008).

En Mohammad y col. (2009) se comparó la eficiencia de remoción de la Demanda Química de Oxígeno (DQO), turbiedad, fenoles, hidrocarburos y grasas utilizando electrodos de aluminio (Al) e hierro (Fe) a diferentes tiempos de electrólisis (2.5, 5, 10, 15 y 20 minutos), y se encontró que en general se remueven más fenoles e hidrocarburos con electrodos de Al. Con electrodos de Fe se remueve más turbiedad y grasas y no hay una diferencia importante para la remoción de la DQO utilizando electrodos de Fe y Al. Del análisis se concluyó que la eficiencia y capacidad de los procesos de electrocoagulación dependen de la naturaleza del agua residual y de las concentraciones de los contaminantes.

En la Tabla 2 se muestra el porcentaje de estudios analizados, con relación al tipo de contaminante, material de los electrodos y tipo de flujo utilizado. Se observa una mayor frecuencia de experimentaciones hacia los procesos en lotes (batch) para tratar contaminantes inorgánicos utilizando electrodos de aluminio.

Para poder observar un comportamiento general de la frecuencia en relación a las condiciones experimentales realizadas (lotes y continuo) y al tipo de material empleado en los electrodos se elaboró un gráfico (Fig. 3) donde se resume la revisión bibliográfica de la tabla 1 y la hecha por Mohammad y col. (2009). En algunos casos se utilizaron cátodos de acero inoxidable u otro elemento resistente a la corrosión como el grafito, Pt y Ti. Se omitieron los datos experimentales de Russell, (1988) y Baklan y col. (1996) de la tabla 1 debido a que no reportaron el tipo de flujo utilizado.

El color, en la mayoría de los casos mostrados en la Fig. 3, es proveniente de pigmentos de la industria textil; en los metales pesados están incluidos el Cr+6, Cd+2, Se, St, Ni, Cr, Zn, Pb, CN, As y un caso para el sílice que utilizaron electrodos de hierro y aluminio (tabla 1); en las aguas residuales urbanas e industriales se reportaron las remociones de detergentes, pesticidas, humus, carbón orgánico total, DQO, DBO y compuestos fenólicos. El aluminio como ánodo de sacrificio sigue siendo el mayormente utilizado para el tratamiento de aguas residuales y para metales pesados se utilizan más los ánodos de hierro. También se observa en la Fig. (3) una mayor tendencia hacia las pruebas en lotes (batch) debido al mayor control y simplicidad de operación que éstos presentan.

 

5 Condiciones fisicoquímicas del agua

Las condiciones de operación de la electrocoagulación dependen de la química del medio acuoso, especialmente de la conductividad y el pH, pero también influyen el tamaño de partículas, el tipo de electrodos, el tiempo de retención, el espaciamiento entre electrodos y la concentración de los contaminantes, Martín y col. (2008).

También hay que tomar en cuenta que las características fisicoquímicas del agua pueden modificar las propiedades de los contaminantes, afectando así su remoción, tal es el caso del pH y la temperatura del agua, los cuales deben ser controladas para minimizar los efectos adversos a los mecanismos de remoción. Los efectos del pH en el agua se ven reflejados en la eficiencia de la corriente y en la solubilidad de los hidróxidos metálicos, se ha encontrado una mejor eficiencia de remoción a pH cercanos a 7. Por otro lado, a pesar de que no se ha investigado a profundidad el efecto de la temperatura en la EC, se ha encontrado que la eficiencia de la corriente aplicada para el aluminio se incrementa hasta los 60° C, efecto que se atribuye a la destrucción de la película de óxidos de aluminio que se forma en la superficie de los electrodos. Chen (2004), Tsouris (2001).

Por otra parte, no se observa en los estudios analizados la utilización de los criterios que establece la literatura sobre la coagulación química, como son: gradientes y tiempos de mezclado, floculación, etc., Arboleda (2000) y AWWA (1999), los cuales deben aplicarse y cumplirse en el proceso de la electrocoagulación y deben utilizarse para el diseño de reactores electroquímicos.

Ejemplos de esto se pueden ver en los trabajos publicados por Gorodo–vykh (1987), Renk (1988), Poon (1997), Kovatcheva (1999), Ciorba (2000), Balasubramaniam (2001), Chartrand (2003) y Azarian (2007) quienes no presentan información básica como la caída de potencial en el reactor ni la conductividad del agua en la que se llevaron a cabo las pruebas.

De las 38 publicaciones presentadas en la Tabla 1, solo 12 reportan la conductividad con la que realizaron sus experimentos, Morante (2002) muestra un caso extremo de conductividad elevada (1.2 E6 juS/cm) para la remoción de grasas, aceites y DQO. Una ventaja que se observa en el tratamiento de aguas residuales, en comparación con fuentes de agua natural, es la mayor conductividad de la primera que permite disminuir los costos del tratamiento por un menor consumo de energía., Jiang (2002), Paul A. (1996) y Zaied (2008).

 

6 Características electroquímicas

La selección de los parámetros analizados en la tabla 1 se realizó con base en la relación que guardan entre ellos en un proceso electroquímico. En el caso del voltaje o diferencia de potencial, que es definida como la resistencia en ohmios (Ω) al paso de una corriente eléctrica en amperios (A) aplicada en un circuito eléctrico (Ley de Ohm), se requiere considerar principalmente la conductividad eléctrica del electrolito y la separación de los electrodos. Esto finalmente determina el consumo de energía del proceso y por consiguiente el costo del tratamiento.

La densidad de corriente, donde se relaciona la cantidad de corriente eléctrica aplicada por unidad de área de electrodos (A/área), se evalúa con respecto a la pasivación de los electrodos, es decir, a densidades de corriente altas hay una mayor probabilidad de que se presente la pasivación del material, pero densidades de corriente bajas implican un mayor volumen de reactor y por lo tanto mayores tiempos de residencia. Deshpande (2010), Ghosh (2008).

Un valor muy elevado de densidad de corriente puede disminuir significativamente la eficiencia de la corriente debido a la producción de oxígeno y además influye en la pasivación de los electrodos, algunos autores recomiendan valores entre 20–25 A/m2, Chen (2004).

Siendo la densidad de corriente uno de los parámetros de mayor relevancia en la EC, autores como Renk (1988), Biswas (1991), Matteson (1995), Tsai (1996), Paul (1996), Bertazzoli (1997), Ógütveren (1997), Xiong (2001), GH Azarian (2007) y Amir (2007) no lo reportan en sus publicaciones.

En la tabla 1 se aprecian valores de densidades de corriente que van de 0.00023, Morante (2002), a 0.073 A/cm2, Chartrand (2003), aunque en la mayoría de los casos se procura operar a densidades de corrientes bajas para evitar la pasivación de los electrodos.

Hay autores que no mencionan la distancia ni el tamaño de los electrodos y/o su área activa, tal es el caso de Gorodo–vykh (1987), Renk (1988), Balasubramaniam (2001) y Chartrand (2003). Estos parámetros de operación son importantes para establecer la resistencia del sistema al paso de la corriente, y por lo tanto los costos por consumo de energía.

 

7 Influencia de iones presentes en el sistema

Hay estudios que muestran Chen (2004), que la presencia de NaCl reduce el efecto adverso de la

presencia de otros iones como  ,  , que en presencia de Ca2+ ó Mg2+ forman una película aislante en la superficie de los electrodos que los pasiva. La presencia de sal también ayuda a disminuir el consumo de energía al aumentar la conductividad, además, cuando hay cloruros en el agua se pueden presentar las reacciones siguientes en presencia de una corriente eléctrica, lo que favorece la desinfección:

 

8 Costos de operación

En cuanto a los costos de operación, Jaing y col. (2002) compararon la electrocoagulación contra la coagulación química con flotación por aire disuelto, y reportaron que el costo se incrementó conforme la densidad de corriente aumentaba, y que el costo por el consumo de los electrodos de aluminio representaba de un 70 a 90% del costo total.

Otros autores, Nielson y col. (2005), mencionan que los costos por concepto de material del electrodo, en el caso de utilizar aluminio, es de CAN$7/kg, lo que para dosificaciones de 81 mgAl/L genera un costo del agua tratada (sólo por material de electrodos) de CAN$0.57/m3.

 

Conclusiones

En general, en la mayoría de los artículos revisados solo se muestran las eficiencias de remoción sobre algún tipo de contaminante, bajo las condiciones específicas en que se llevaron a cabo las

pruebas, ya sea en lotes (batch) o en continuo y no se describen los detalles de los modelos experimentales empleados ni de todas las variables experimentales que son muy útiles para poder tratar de interpretar los posibles mecanismos que se llevan a cabo en el sistema sobre algún contaminante en específico. Tampoco se observa el uso de los criterios de la coagulación química aplicados a la electrocoagulación y que son fundamentales para realizar diseños apropiados al tipo de contaminante que se pretende remover.

Se puede decir que la electrocoagulación funciona adecuadamente como una tecnología alterna en el tratamiento de aguas residuales y agua potable, ya que los resultados mostrados en los documentos analizados, cumplen con las expectativas del investigador sobre los requerimientos específicos de cada caso, pero es necesario seguir investigando para poder establecer, en cada caso, los mecanismos mediante los cuales interactúan los contaminantes y el coagulante generado, así como definir el papel que juegan en tales mecanismos la presencia de otros elementos disueltos en el agua.

Por otro lado, se recomienda que en futuras investigaciones se definan, además de los contaminantes que se pretenden remover, de manera clara y completa el control de variables de operación de mayor relevancia en los procesos electroquímicos, como son el voltaje, la densidad de corriente, el material de los electrodos, la distancia entre los electrodos, el tipo de conexión entre éstos, su tamaño y área activa, así también se deben establecer las características fisicoquímicas del electrolito como son el pH, la conductividad y la temperatura. También, en ese mismo sentido se deben definir claramente las condiciones de flujo y tiempos de residencia, ya que de éstos depende su factibilidad de ser aplicados a grandes escalas

La electrocoagulación: una alternativa para el tratamiento de aguas residuales

Resumen

Uno de los desafíos mayores que enfrenta hoy la humanidad es proporcionar agua limpia a una inmensa mayoría de la población mundial. Por ello, hay una necesidad urgente de desarrollar técnicas innovadoras, más eficaces y económicas para el tratamiento de aguas residuales. La electrocoagulación, una tecnología conocida desde principios del siglo XX, ha evolucionado, siendo eficazmente aplicada en la actualidad para el tratamiento de las aguas residuales de la industria del papel, la minería y la industria de metales pesados. Además, la electrocoagulación se ha aplicado para tratar agua que contiene la pérdida de alimentos, grasas, tintes, partículas suspendidas, entre otros. Desde esta perspectiva, la electrocoagulación se convierte en un proceso electroquímico que puede tener resultados exitosos en su aplicación, optimizando los factores que lo conforman, alcanzando el reto de proteger, conservar y recuperar el recurso hídrico.

Palabras clave: Tratamiento de aguas residuales. Electrocoagulación. Electrólisis. Electrodos. Coagulación, Electroflotación.

Introducción

La necesidad actual de proveer agua para una creciente población mundial, que satisfaga las demandas de agua potable, de aguas de riego y agua para la industria crea el reto de investigar y

adaptar tecnologías que permitan la protección, conservación y recuperación del recurso hídrico.

Una de las grandes problemáticas -que al mismo tiempo se convierte en una preocupación de la industria- es la eficiencia en el uso del agua, situación esta que ha llevado a la industria a implementar programas de uso eficiente del agua, los cuales plantean estrategias para un manejo sostenible del preciado líquido.

El reuso y recirculación son operaciones que hacen parte de las estrategias de manejo del agua. Sin embargo, es indispensable realizar tratamientos a las aguas residuales. Éstos deben satisfacer aspectos tales como ser adecuados para el propó- sito, tener una alta efectividad y unos bajos costos, y adicionalmente traer ventajas ambientales.

En este artículo se plantea la electrocoagulación como una alternativa tecnológica para el tratamiento de aguas residuales, haciendo énfasis en su aplicación para la remoción de grasas y aceites que se encuentran formando una emulsión con el agua.

Electrocoagulación

La electrocoagulación es un proceso que utiliza la electricidad para eliminar contaminantes en el agua que se encuentran suspendidos, disueltos o emulsificados. La técnica consiste en inducir corriente eléctrica en el agua residual a través de placas metálicas paralelas de diversos materiales, dentro de los más comúnmente utilizados están el hierro y el aluminio. La corriente eléctrica proporciona la fuerza electromotriz que provoca las reacciones químicas que desestabilizan las formas en las que los contaminantes se encuentran presentes, bien sea suspendidas o emulsificadas. Es así que los contaminantes presentes en el medio acuoso forman agregados, produciendo partículas sólidas que son menos coloidales y menos emulsificadas (o solubles) que en estado de equilibrio. Cuando esto ocurre, los contaminantes forman componentes hidrofóbicos que se precipitan y/o flotan y se pueden remover fácilmente por algún método de separación de tipo secundario.1-3

En el proceso de electrocoagulación hay generación de coagulantes in situ por la disolución de iones de aluminio o de hierro de los electrodos de aluminio o hierro respectivamente. La generación de iones metálicos tienen lugar en el ánodo y en el cátodo hay liberación de burbujas de hidrógeno gaseoso las cuales ayudan a la flotación de las partículas floculadas, las mismas que serán retiradas posteriormente4

La electrocoagulación es utilizada en la remoción de contaminantes de muy diversas aguas residuales, tales como las de la industria de galvanoplastia, electro-plateado metálico, fábricas de envasados, industria del papel (desperdicios de molinos de papel), peleterías, molinos de acero, efluentes con contenido de cromo, plomo o mercurio y efluentes con contenido de aceites como los generados por talleres de maquinaria, refinerías, talleres de reparación de autos, transporte, almacenamiento y distribución de aceites, efluentes de la industria alimentaria, lavanderías e industria textil, y finalmente ha sido utilizada en la remoción de los contaminantes de las aguas para consumo humano y residuales domésticas 3-12

Evolución de la electrocoagulación

La electrocoagulación ha sido una tecnología emergente desde 1906 con la primera patente concedida en Estados Unidos. 13 Con el tiempo se presentaron problemas de tipo financiero o de regulación de incentivos para que la industria adoptara esta técnica2 , pero son conocidos

desarrollos anteriores. Desde el siglo XIX, en 1888, se efectúo el primer ensayo reportado en Londres por Webster, este proceso utilizaba ánodos de hierro soluble, proceso que fue investigado luego en otras localidades de Inglaterra. La caída de potencial entre los electrodos distantes una pulgada entre sí fue de 1.8 vatios y la corriente anódica de 0.6 Amp/pie2. Cinco años más tarde, Wolff electrolizó una solución concentrada de sal para producir cloro y soda cáustica que utilizaba para esterilizar aguas negras en Brewster, NY.

En 1896 se usó en Lousville, Kentucky, una modificación del proceso de Webster para coagular agua cenagosa del río Ohio, proceso en el que se utilizó ánodos de hierro y aluminio, los cuales fueron efectivos en coagular el agua, pero sin una reducción importante en el oxígeno consumido.

Webster en 1908 el proceso se utilizó en Santa Mónica con reducciones de 40% de materia orgánica. Bull en 1911 electrolizó una salmuera con ánodo de grafito interponiendo una membrana de asbesto entre los electrodos. Una modificación del proceso Webster -llamado Landreth- se utilizó en 1914 en Nueva York, en éste se añade cal para mejorar la conductividad del electrolito.

En 1930 este proceso dejó de tener interés para la industria aunque como hecho aislado fue utilizado en 1932, en Alemania, con eficiencia del 50% en reducción de la DBO de aguas residuales. La falla de estos procesos se debió al alto costo de energía y a la necesidad de recambiar los electrodos. En 1947, en URSS, se utilizó el proceso con electrodos de hierro, obteniendo remociones de 70-80% de DBO. 

Unos años más tarde, en 1958, el profesor Mendía de la Universidad de Nápoles utilizó esta técnica para desinfectar las aguas negras de ciudades costeras. En este proceso se mezcló 25-30% en volumen de agua de mar antes de la electrólisis.

En Noruega se combinaba 20% de agua de mar con las aguas residuales en la electrólisis para la remoción de fosfato utilizando electrodos de carbón. 

Aunque la eficiencia del proceso fue buena hubo problemas de corrosión.

Se han reportado trabajos en URSS en donde se utilizó el proceso para remover partículas dispersas de aceite, grasa y petróleo5 . 

En 1971, en Vancouver del Norte, se utilizaron ánodos de aluminio para disolverlos y coagular aguas negras.Este proceso operó a un costo ligeramente inferior al requerido con alumbre.

Aspectos técnicosEl reactor para la electrocoagulación

El reactor utilizado para realizar la electrocoagulación en una operación por batch, en su forma más simple, está formado por una celda electroquímica con un ánodo y un cátodo dispuestos en forma vertical2 y conectados a una fuente de energía externa.

El material anódico se corroe eléctricamente debido a la oxidación, mientras que el cátodo permanece pasivo3

.El diseño formado por un par de electrodos no es el más adecuado a la hora del proceso ya que para obtener una rata adecuada de disolución del metal se requiere de electrodos de gran área superficial, es por esta razón que se utilizan celdas con electrodos monopolares en paralelo o conectados en serie3

.El sistema para la electrocoagulación requiere de una fuente de corriente directa, un regulador de densidad de corriente y de un multímetro para leer los valores de corriente3

En la Figura 1 se muestran dos reactores para electrocoagulación con electrodos en paralelo3

Existen otros tipos de reactores para la electrocoagulación, uno de los más populares es el tipo filtro prensa, está formado por una unidad de cobertura en forma de caja con un ánodo, un cátodo y una membrana como se muestra en la Figura 2. Este sistema hace que su operación y mantenimiento sea relativamente simple4

Para la remoción de metales se usa el reactor de electrodo cilíndrico rotativo en el cual el cátodo gira en el centro de la celda y el ánodo se encuentra fijo como se muestra en la Figura 4. Esta disposición permite aumentar la transferencia de masa en los electrodos y remover partículas de metal del cátodo. Finalmente, también es usado para la remoción de metales, un reactor de lech fluidizado mostrado en la Figura 5. Este permite aumentar el área específica superficial mejorando la eficiencia del proceso4

Los materiales usados en el ánodo deben ser dimensionalmente estables, tales como el acero que se utiliza en los reactores para la recuperación de metales, los electrodos más modernos son fabricados de titanio con una pequeña capa de óxidos de metales nobles. Sin embargo, el material más comúnmente utilizado es el aluminio.El cátodo puede ser de metal, grafito, fibras de carbón, acero o titanio.

Proceso de electrocoagulación

Durante la electrólisis ocurren una serie de procesos físicos y químicos que se pueden describir de la siguiente manera: El lado positivo sufre reacciones anódicas, mientrasque el negativo sufre reacciones catódicas.

Las placas de metal, tales como hierro o aluminio son utilizadas como electrodo de sacrificio o placa consumible que aporta iones al sistema. Estos iones liberados neutralizan las cargas de las partículas desestabilizando los sistemas de suspensión de los contaminantes dando inicio a la coagulación.

Los iones liberados remueven cualquier contaminante, bien sea por reacción química y precipitación o agregando materiales coloidales que bien pueden flotar o precipitarse. Además, como el agua contiene partículas coloidales, aceites u otros contaminantes, éstos se mueven a través del campo eléctrico aplicado y pueden ionizarse, sufrir reacciones de electrólisis o de hidrólisis o formar radicales libres que alteran las propiedades físicas y químicas del agua y de los contaminantes, resultando en un estado reactivo y excitado lo cual es causa de la liberación, destrucción o insolubilidad de los contaminantes3

.Para aumentar la eficiencia de remoción de los iones indeseables, se puede hacer pasar el agua residual a través de una serie de celdas que tienen electrodos compuestos de varios metales. Los parámetros como pH, conductividad y potencial de óxido-reducción deben ser ajustados de acuerdo con el tipo de contaminante3,13

Factores que afectan la electrocoagulación4

Densidad de corriente: El suministro de corriente al sistema de electrocoagulación determina la

cantidad de iones de aluminio Al +3 o hierro Fe +2 liberados por los respectivos electrodos.Cuando se usa una corriente demasiado grande, hay una transformación de energía eléctrica en energía calórica que calienta el agua. Una densidad de corriente demasiado grande produciría una disminución significativa en la eficacia. La selección de la densidad de corriente podría realizarse teniendo en cuenta otros parámetros de operación como pH y temperatura.

Presencia de NaCl: La sal aumenta la conductividad del agua residual. Se ha encontrado que los iones de cloruro pueden reducir los efectos adversos de iones como HCO3-y SO4= pues la presencia de iones carbonatos o sulfatos pueden conducir a la precipitación de Ca+2 y Mg+2 produciendo una capa insoluble depositada sobre los electrodos, que aumentaría el potencial entre los electrodos decreciendo así la eficiencia de la corriente. Se recomienda, sin embargo, que para un proceso de electrocoagulación normal se mantengan cantidades de Cl- del 20%4 .

pH: El efecto del pH en la electrocoagulación se refleja en la eficiencia de la corriente y se relaciona con la disolución del hidróxido del metal, se ha encontrado que el rendimiento del proceso depende de la naturaleza del contaminante y la mejor remoción se ha observado para valores de pH cercanos a 7. No obstante a pH neutral el consumo de energía es alto, debido a que hay variación de la conductividad. Cuando la conductividad es alta, el efecto del pH no es significativo. El pH después de la electrocoagulación podría incrementarse para aguas residuales ácidas pero decrecer para aguas alcalinas. El incremento de pH a condiciones ácidas ha sido atribuido a la reacción del hidrógeno en el cátodo dada por H2O +2e ?H2 + 2OH-4.

Temperatura: Los efectos de la temperatura sobre la electrocoagulación no han sido muy investigados, pero se ha encontrado que la eficiencia en la corriente incrementa inicialmente hasta llegar a 60º C punto donde se hace máxima, para luego decrecer. El incremento de la eficiencia con la temperatura es atribuida al incremento en la actividad de destrucción de la película de óxido de aluminio de la superficie del electrodo.

Aplicación de la electrólisis a una emulsión aceite-aguaEmulsión aceite-agua 5

Una emulsión es una dispersión en la cual el aceite constituye la fase dispersa y el agua forma la fase continua.

Un ejemplo es la leche que constituye una emulsión que está formada por grasa dispersa en una fase acuosa. Esta emulsión es estabilizada por la presencia de agentes emulsificantes tales como surfactantes. Para la leche el emulsificante natural es la caseína, esta es una proteína que contiene grupos fosfatos. Los grupos aniónicos en la molécula de surfactante previene la agregación y coagulación de las gotas de aceite vía repulsión electrostática14, como se esquematiza en la Figura 6.

Durante la electrólisis y en el caso de utilizar un ánodo de sacrificio de hierro (Fe) éste es oxidado a Fe+2 el cual es nuevamente oxidado a iones Fe+3

.La reacción es:

Con la electrólisis la fuerza iónica del medio incrementa y la electrogeneración de cationes con su alta carga de+3 neutraliza eficientemente la superficie cargada de las moléculas de surfactante. Simultáneamente, el hidrógeno es liberado en el cátodo, según la reacción:

El pH 3 del medio aumenta como consecuencia de la electrólisis. El resultado de la reacción, ecuaciones 1 y 2, es que la emulsión es desestabilizada y las partículas de aceite coloidal comienzan a agregarse, como es esquematizado en la Figura 7.

Formación de un lodo rico en aceite

La reacción entre el Fe+3 formado electroquímicamente y los OH – formados en el cátodo produce hidróxido férrico5, según la reacción:

Las gotas de aceite desestabilizadas flotan en el hidróxido férrico formado, llegando a la superficie donde es removido con facilidad por una operación de desnatado.

Un sistema patentado para la electrocoagulación que utiliza un electrodo de hierro como electrodo de sacrificio opera a 20 voltios con un rango de corriente de 15 - 35 amperios. El agua residual requiere suficiente conductividad para la operación de la celda y para prevenir neutralidad del material del electrodo14

Electroflotación 14,15

La electroflotación es un proceso que utiliza aire para inducir la formación de pequeñas burbujas mediante la electrólisis del agua generando hidró- geno y oxígeno gaseosos. Este proceso puede ser alternado con la electrocoagulación para la remoción efectiva de las partículas floculadas.

En trabajos realizados, combinando estos procesos, se ha logrado una reducción de 14 mg/l de un agua residual con un contenido inicial de aceite de 280 mg/l.

Ventajas y desventajas de la electrocoagulación 1, 5,

Ventajas:• Los costos de operación son menores que los de procesos convencionales usando polímeros.• Requiere de equipos simples y fáciles de operar, con la suficiente libertad operacional para manejar los problemas encontrados en su funcionamiento.• Puede generar aguas potables, incoloras e inodoras.• Elimina requerimientos de almacenamiento y uso de productos químicos.• Genera lodos más compactos y en menor cantidad, que involucra menor problemática de disposición de estos lodos.• Los flóculos formados por la electrocoagulación son similares a los producidos químicamente, pero más grandes, contienen menos agua ligada, son antiácidos y más estables y pueden ser separados rápidamente por filtración.• Ausencia de magnesio en los lodos por la no utilización de éste en el proceso.• Alta efectividad en la remoción de un amplio rango de contaminantes.• Purifica el agua y permite su reciclaje.• Reduce la contaminación en los cuerpos de agua.• Produce efluentes con menor cantidad de SDT comparado con los tratamientos químicos, si esta agua se reusa, los bajos niveles de SDT contribuye a bajos costos de tratamiento de aguas.• Remueve las partículas coloidales más peque- ñas, ya que el campo eléctrico aplicado las pone en movimiento más rápidamente facilitando la coagulación.• Las burbujas de gas producidas, pueden llevar el contaminante a la superficie de la solución, donde puede concentrarse fácilmente, ser recuperado y removido.

Desventajas:• Reposición de los electrodos de sacrificio.• Los lodos contienen altas concentraciones de hierro y aluminio, dependiendo del material del electrodo utilizado.• No es efectivo en la remoción de DBO soluble, proveniente de solventes y anticongelantes.• El uso de electricidad puede ser costoso en muchos lugares.• Una película de óxido impermeable puede formarse en el cátodo que lleva a la pérdida de eficiencia del proceso.

Electrocoagulación

El proceso de electrocoagulación es muy similar a un tratamiento químico típico de coagulación pero utilizando energía eléctrica. Ambos procesos tienen por objetivo la desestabilización de los coloides contenidos en un agua y se diferencian en el modo de adición del reactivo: en coagulación convencional el reactivo se añade como sal y en electrocoagulación se genera a partir de un metal.

Mediante la electrocoagulación se consigue eliminar materia orgánica reduciendo DQO y DBO5, eliminación de metales pesados por proceso de óxido-reducción, eliminación de sólidos en suspensión y coloides, eliminación de dureza del agua mediante precipitación de cationes calcio y magnesio y eliminación y desinfección de bacterias, virus y parásitos.

Beneficios

Tratamiento múltiple de contaminantes.

Baja generación de lodos.

Bajo coste de instalación y montaje.

Bajo coste de explotación.

No se requieren productos químicos.

Eliminación de color y olor.

Tratamiento instantáneo.

Posibilidad de módulos y ampliación.

No se requiere obra civil.

Automatismo y bajo mantenimiento.

Poco espacio necesario y posibilidad de tratamientos dentro de proceso de producción.

 

Comparativa con otros sistemas

Tratamiento múltiple de contaminantes.

Requiere mucho menos espacio y obra civil.

Genera un 90% menos de lodos en comparación con el físico-químico tradicional y son fáciles de filtrar.

La conductividad y sales favorecen el proceso de depuración sin aumentarla, disminuyendo en el agua tratada final.

Tiende a llevar las aguas tratadas cerca de un pH neutro.

Precipita metales pesados como el Cromo VI que necesitaría tratamientos diferentes a los otros metales.

Higieniza y desinfecta de patógenos el vertido final.

Genera lodos inertes e higienizados, siendo aptos para compostaje.

Eliminación de incrustaciones y Legionella.

Costes de operación entre un 50-60% más bajos en comparación a los físico-químicos tradicionales.

ELECTROCOAGULACIÓN

La tecnología de electrocoagulación para el tratamiento de agua potable pretende sustituir la floculación-coagulación tradicional, ya que sus electrodos de hierro y aluminio provocan la formación de floculo, por la tecnología de electro flotación que es usada en la depuración de aguas residuales, poniéndola a prueba en el tratamiento de agua potable. El equipo de electro flotación tiene un valor añadido ya que cuenta con un consumo eléctrico muy bajo (potencia máxima 250 amperios y 12 voltios).

La electrocoagulación es más utilizada en los procesos de tratamiento de agua residual.

La electrocoagulación es un proceso que utiliza la electricidad para eliminar contaminantes en el agua que se encuentran suspendidos, disueltos o emulsificador. La técnica consiste en inducir corriente eléctrica en el agua residual a través de placas metálicas paralelas de diversos materiales, dentro de los más comúnmente utilizados están el hierro y el aluminio. La corriente eléctrica proporciona la fuerza electromotriz que provoca las reacciones químicas que desestabilizan las

formas en las que los contaminantes se encuentran presentes, bien sea suspendidas o emulsificador. Es así que los contaminantes presentes en el medio acuoso forman agregados, produciendo partículas sólidas que son menos coloidales y menos emulsificador (o solubles) que en estado de equilibrio. Cuando esto ocurre, los contaminantes forman componentes hidrológicos que se precipitan y/o flotan y se pueden remover fácilmente por algún método de separación de tipo secundario.1-3 En el proceso de electrocoagulación hay generación de coagulantes in situ por la disolución de iones de aluminio o de hierro de los electrodos de aluminio o hierro respectivamente. La generación de iones metálicos tienen lugar en el ánodo y en el cátodo hay liberación de burbujas de hidrógeno gaseoso las cuales ayudan a la flotación de las partículas floculadas, las mismas que serán retiradas posteriormente.

ELECTROFLOTACIÓN

La electroflotación es un proceso que utiliza aire para inducir la formación de pequeñas burbujas mediante la electrólisis del agua generando hidrógeno y oxígeno gaseosos. Este proceso puede ser alternado con la electrocoagulación para la remoción efectiva de las partículas floculadas. En trabajos realizados, combinando estos procesos, se ha logrado una reducción de 14 mg/l de un agua residual con un contenido inicial de aceite de 280 mg/l.

La electrocoagulación es utilizada en la remoción de contaminantes de muy diversas aguas residuales, tales como las de la industria de galvanoplastia, electro-plateado metálico, fábricas de envasados, industria del papel (desperdicios de molinos de papel), peleterías, molinos de acero, efluentes con contenido de cromo, plomo o mercurio y efluentes con contenido de aceites como los generados por talleres de maquinaria, refinerías, talleres de reparación de autos, transporte, almacenamiento y distribución de aceites, efluentes de la industria alimentaria, lavanderías e industria textil, y finalmente ha sido utilizada en la remoción de los contaminantes de las aguas para consumo humano y residuales domésticas

ASPECTOS TECNICOS

El reactor utilizado para realizar la electrocoagulación en una operación por batch, en su forma más simple, está formado por una celda electroquímica con un ánodo y un cátodo dispuestos en forma vertical y conectados a una fuente de energía externa. El material anódico se corroe eléctricamente debido a la oxidación, mientras que el cátodo permanece pasivo . El diseño formado por un par de electrodos no es el más adecuado a la hora del proceso ya que para obtener una rata adecuada de disolución del metal se requiere de electrodos de gran área superficial, es por esta razón que se utilizan celdas con electrodos monopolares en paralelo o conectados en serie . El sistema para la electrocoagulación requiere de una fuente de corriente directa, un regulador de densidad de corriente y de un multímetro para leer los valores de corriente.

Reactores para electrocoagulación tipo bach: (a) Reactor con electrodos monopolares conectados en

paralelo, (b) Reactor con electrodos monopolares conectados en serie

Existen otros tipos de reactores para la electrocoagulación, uno de los más populares es el tipo filtro prensa, está formado por una unidad de cobertura en forma de caja con un ánodo, un cátodo y una membrana. Este sistema hace que su operación y mantenimiento sea relativamente simple

Para la remoción de metales se usa el reactor de electrodo cilíndrico rotativo en el cual el cátodo gira en el centro de la celda y el ánodo se encuentra fijo. Esta disposición permite aumentar la transferencia de masa en los electrodos y remover partículas de metal del cátodo. Finalmente, también es usado para la remoción de metales, un reactor de lecho fluidizado. Este permite

aumentar el área específica superficial mejorando la eficiencia del proceso.

Reactor de electro cilíndrico Reactor de lecho fluidizado

Los materiales usados en el ánodo deben ser dimensionalmente estables, tales como el acero que se utiliza en los reactores para la recuperación de metales, los electrodos más modernos son fabricados de titanio con una pequeña capa de óxidos de metales nobles. Sin embargo, el material más comúnmente utilizado es el aluminio. El cátodo puede ser de metal, grafito, fibras de carbón, acero o titanio.

PROCESOS

Las placas de metal, tales como hierro o aluminio son utilizadas como electrodo de sacrificio o placa consumible que aporta iones al sistema. Estos iones liberados neutralizan las cargas de las partículas desestabilizando los sistemas de suspensión de los contaminantes dando inicio a la coagulación.

Los iones liberados remueven cualquier contaminante, bien sea por reacción química y precipitación o agregando materiales coloidales que bien pueden flotar o precipitarse. Además, como el agua contiene partículas coloidales, aceites u otros contaminantes, éstos se mueven a través del campo eléctrico aplicado y pueden ionizarse, sufrir reacciones de electrólisis o de hidrólisis o formar radicales libres que alteran las propiedades físicas y químicas del agua y de los contaminantes, resultando en un estado reactivo y excitado lo cual es causa de la liberación, destrucción o insolubilidad de los contaminantes

Para aumentar la eficiencia de remoción de los iones indeseables, se puede hacer pasar el agua residual a través de una serie de celdas que tienen electrodos compuestos de varios metales. Los parámetros como pH, conductividad y potencial de óxido-reducción deben ser ajustados de acuerdo con el tipo de contaminante

FACTORES QUE AFECTAN LA ELECTROCOAGULACIÓN

Densidad de corriente: El suministro de corriente al sistema de electrocoagulación determina la cantidad de iones de aluminio Al +3 o hierro Fe +2 liberados por los respectivos electrodos.Cuando se usa una corriente demasiado grande, hay una transformación de energía eléctrica en energía calórica que calienta el agua. Una densidad de corriente demasiado grande produciría una disminución significativa en la eficacia. La selección de la densidad de corriente podría realizarse teniendo en cuenta otros parámetros de operación como pH y temperatura.

Presencia de NaCl: La sal aumenta la conductividad del agua residual. Se ha encontrado que los iones de cloruro pueden reducir los efectos adversos de iones como HCO3 - y SO4= pues la presencia de iones carbonatos o sulfatos pueden conducir a la precipitación de Ca+2 y Mg+2 produciendo una capa insoluble depositada sobre los electrodos, que aumentaría el potencial entre los electrodos decreciendo así la eficiencia de la corriente. Se recomienda, sin embargo, que para un proceso de electrocoagulación normal se mantengan cantidades de Cl- del 20%.

pH: El efecto del pH en la electrocoagulación se refleja en la eficiencia de la corriente y se relaciona con la disolución del hidróxido del metal, se ha encontrado que el rendimiento del proceso depende de la naturaleza del contaminante y la mejor remoción se ha observado para valores de pH cercanos

a 7. No obstante a pH neutral el consumo de energía es alto, debido a que hay variación de la conductividad. Cuando la conductividad es alta, el efecto del pH no es significativo. El pH después de la electrocoagulación podría incrementarse para aguas residuales ácidas pero decrecer para aguas alcalinas. El incremento de pH a condiciones ácidas ha sido atribuido a la reacción del hidrógeno en el cátodo dada por H2O +2e ?H2 + 2OH-.

Temperatura: Los efectos de la temperatura sobre la electrocoagulación no han sido muy investigados, pero se ha encontrado que la eficiencia en la corriente incrementa inicialmente hasta llegar a 60º C punto donde se hace máxima, para luego decrecer. El incremento de la eficiencia con la temperatura es atribuida al incremento en la actividad de destrucción de la película de óxido de aluminio de la superficie del electrodo.

VENTAJAS Y DESVENTAJAS DE LA ELECTROCOAGULACIÓN

Ventajas:

Los costos de operación son menores que los de procesos convencionales usando polímeros Requiere de equipos simples y fáciles de operar, con la suficiente libertad operacional para

manejar los problemas encontrados en su funcionamiento. Puede generar aguas potables, incoloras e inodoras. Elimina requerimientos de almacenamiento y uso de productos químicos. Genera lodos más compactos y en menor cantidad, que involucra menor problemática de

disposición de estos lodos. Los flóculos formados por la electrocoagulación son similares a los producidos

químicamente, pero más grandes, contienen menos agua ligada, son antiácidos y más estables y pueden ser separados rápidamente por filtración.

Ausencia de magnesio en los lodos por la no utilización de éste en el proceso. Alta efectividad en la remoción de un amplio rango de contaminantes. Purifica el agua y permite su reciclaje. Reduce la contaminación en los cuerpos de agua. Produce efluentes con menor cantidad de SDT comparado con los tratamientos químicos, si

esta agua se reúsa, los bajos niveles de SDT contribuye a bajos costos de tratamiento de aguas.

Remueve las partículas coloidales más pequeñas, ya que el campo eléctrico aplicado las pone en movimiento más rápidamente facilitando la coagulación.

Las burbujas de gas producidas, pueden llevar el contaminante a la superficie de la solución, donde puede concentrarse fácilmente, ser recuperado y removido.

Desventajas:

Reposición de los electrodos de sacrificio. Los lodos contienen altas concentraciones de hierro y aluminio, dependiendo del material del

electrodo utilizado. No es efectivo en la remoción de DBO soluble, proveniente de solventes y anticongelantes.

El uso de electricidad puede ser costoso en muchos lugares.

Una película de óxido impermeable puede formarse en el cátodo que lleva a la pérdida de eficiencia del proceso.

Electrocoagulación (EC) y la coagulación química (CC) se emplean en el tratamiento de agua para la eliminación de partículas. Aunque ambos se utilizan para propósitos similares, difieren en su método de dosificación e en la CE el coagulante se añade por oxidación electrolítica de un material de ánodo adecuado, mientras que en CC disolución de un coagulante químico se utiliza. Estos diferentes métodos de hecho inducen diferentes ambientes químicos, que deben afectar la coagulación / floculación y mecanismos de formación de flóculos posterior. Por lo tanto, las implicaciones del proceso al momento de elegir la que se aplican deben ser significativas. Este estudio aclara las diferencias en los mecanismos de coagulación / floculación en la CE frente a CC y su posterior efecto sobre la cinética de crecimiento de flóculos y la evolución estructural. Una suspensión de caolín tamponada sirvió como una solución representante que sufrió CE y CC mediante la aplicación de aluminio a través de aditivo régimen de dosificación en el modo por lotes. En el asunto CE un ánodo de aluminio genera la especie activa, mientras que en CC, se utilizó alumbre comercial. Se aplicaron dosis equivalentes de aluminio, a los valores iniciales de pH de 5, 6,5 y 8, mientras que las muestras se tomaron en intervalos de tiempo predeterminados, y se analizaron para el pH, la distribución del tamaño de partícula, el potencial z, y propiedades estructurales. CE generado flóculos frágiles, en comparación con CC, en un rango de pH más amplio, a una tasa de crecimiento sustancialmente mayor, que eran propensos a la reestructuración y compactación.

La coagulación - floculación y factores que determinan la evolución floc La coagulación - floculación en general es un proceso de dos fases dirigido a la eliminación de partículas estables

mediante la formación de agregados más grandes que pueden ser separadas de la fase acuosa por una etapa de separación posterior. La fase preliminar es la fase de coagulación en el que se induce la desestabilización, ya sea por la reducción de las fuerzas repulsivas entre las partículas o por el enredo en los precipitados .Para partículas insolubles, como muchos minerales (por ejemplo, caolín), la repulsión entre partículas es generalmente debido a la interacción eléctrica de doble capa. La adición de especies iónicas solubles afectará el potencial de superficie (diferencia de potencial eléctrico entre la superficie de la partícula y la solución a granel) de partículas coloidales por cualquiera de adsorción a la superficie de la partícula o por la compresión de la capa doble. Especies iónicas que se adsorben específicamente en la superficie pueden incluir cationes multivalentes y aniones, tensoactivos iónicos y, en particular en sistemas acuosos, de hidrógeno y de iones hidroxilo. El tipo de mecanismo de la coagulación inducida e sea superficie de adsorción o la formación de precipitado ("barrer" flóculos ") e utilizando las sales de metal (tales como aluminio o hierro) se rige por el límite de solubilidad del coagulante y por lo tanto es altamente dependiente del pH, y la dosis de coagulante. La floculación es la segunda etapa del proceso combinado y consiste en la agregación de las partículas coaguladas y / o precipitar precursores en flóculos. El éxito de la agregación entre partículas dependerá del grado de desestabilización alcanzada en la fase de coagulación (en la medida de una fuerza repulsiva barrera existente entre las partículas), y en la tasa de colisión entre las partículas. Esta última es una función de la hidrodinámica dictadas por la geometría del sistema y por lo tanto pueden diferir mucho entre diferentes sistemas . Cuando se hace referencia al crecimiento de flóculos, varias fases pueden ser identificadas .Después de un tiempo característico, se alcanza un estado de equilibrio entre la agregación y la fragmentación, marcado por una distribución de tamaño de flóculo que es constante con el tiempo y es aplicable sólo a las condiciones de cizallamiento predominantes de cada sistema

Electrocoagulación en tratamiento de aguas Electrocoagulación (EC) en la última década ha ganado el reconocimiento como un proceso eficaz para diversas

aplicaciones de tratamiento de agua. La investigación en CE, aunque no extensa, ha examinado coloidal y remoción de materia orgánica y explorado una amplia gama de aplicaciones en el tratamiento de aguas residuales urbanas e industriales y determinar cómo los impactos ambientales químicas únicas las propiedades estructurales de los flóculos Además, la CE se ha encontrado para ser un método eficaz de tratamiento previo

antes de la filtración de membrana, tanto para lograr la mejora de flujo Y para optimizar la eliminación de virus . Estudios esporádicos han explorado algunos aspectos mecanicistas del proceso, distinguiendo entre diversas especies coagulantes A pesar del interés de la investigación en la CE, la gran mayoría de estudios se han llevado a cabo a nivel aplicada, en lugar de en uno mecanicista

Por lo tanto, un enfoque más fundamental puede ser necesaria para poder postular la relevancia del proceso de la CE en los procesos de tratamiento de agua en comparación con el enfoque de CC.

Estudios comparativos con floculación química (CC) son escasos, y se limita a evaluaciones comparativas de eficiencia de remoción

En la especie CE coagulantes activos se generan in situ por oxidación electrolítica de un material de ánodo adecuado, así se distinguen de CC en el que se utilizan coagulantes químicos tales como sales de metales o polímeros y polielectrolitos. Las células medio reacciones electroquímicas que se producen en la célula CE (utilizando un ánodo de aluminio) y sus correspondientes potenciales de electrodo estándar (escrito por convención como reducciones)

Interpretación estructural Floc Caracterización de las estructuras se puede hacer usando diversas técnicas que se revisan en Jarvis et al. Dispersión de luz estática se considera ventajoso debido a la naturaleza no interferente de la técnica Técnicas de dispersión de luz Patrones e intensidades de dispersión de partículas se pueden traducir en una medida del tamaño de las

partículas, de acuerdo con aproximaciones disponibles que fueron desarrollados para las partículas de diferentes tamaños y propiedades ópticas .Los patrones de dispersión están relacionadas con el ángulo de dispersión de una manera que puede ser utilizado para obtener información también sobre la estructura de los agregados.

Materiales y métodos suspensión coloidal 1,2 g de caolín se suspendió en 20 L de agua destilada (60 mg / l de concentración final), se dispersa y se

homogeneiza usando un Ultraturax 20001,66 g de NaHCO3 se añadió (concentración final 83 mg / l), el pH se corrigió a 5, 6,5 y 8 con NaOH o H2SO4, y la conductividad se aumentó a 1 mS / cm con NaNO3

células de coagulación celda de electrocoagulación Una célula lotes CE fue diseñado. Consistía en una tapa de plexiglás, lo que podría ser montado sobre un vaso

química 1 L y a la que se adjuntan los electrodos. El electrodo interior, el cátodo, se hizo de acero inoxidable y concéntrica en la forma (H = 10 cm, D = 2,5 cm). Se monta sobre el brazo del agitador magnético, y estacionaria a lo largo de todos los experimentos. El electrodo exterior, el ánodo, se hizo a partir de aluminio, diseñado, también en forma concéntrica con dimensiones: H =10 cm, D = 9,5 cm. Los electrodos se conectan a una fuente de alimentación externa DC.

Célula coagulación química. Para alcanzar condiciones químicas comparativos entre los procesos, para cada incremento de tiempo, se añadió

alumbre a la suspensión durante intervalos de tiempo idénticos como operación actual en la celda CE. Se utilizó un vidrio química 1 L, equipado con la tapa de idéntica plexiglás y agitador magnético utilizado en la célula CE, y una solución madre de alumbre comercial se alimentó usando una bomba de jeringa .

Tamaño Floc y análisis de la estructura Distribuciones de tamaño y la información estructural de caolín - Al (OH) 3 flóculos se determinaron en función

del tiempo utilizando un Mastersizer Microplus que determina el tamaño mediante el análisis de la luz dispersada hacia adelante. Los datos de distribución de tamaño dado por el instrumento cubre el rango de tamaño de 50 mm nme500. Información de distribución Tamaño se obtuvo utilizando el software suministrado

que utiliza la teoría de Mie para desarrollar un patrón de dispersión que coincide con el patrón de dispersión de la muestra que se está midiendo.

análisis de imagen Se utilizó el análisis de imagen en conjunción con la dispersión de las mediciones como un análisis

complementario para determinar propiedades cualitativamente flóculos en el tiempo. La suspensión floculada se vierte suavemente en una placa de Petri y los flóculos fueron fotografiados utilizando una cámara digitalque fue montada en un estereoscopioodas las fotografías fueron tomadas en 3.0 mega píxeles de resolución

potencial z. El potencial z de la suspensión se midió utilizando un Zetamaster S ,Cada resultado fue un promedio de tres

lecturas. Su valor determina la extensión de las fuerzas electrostáticas de repulsión entre partículas cargadas que cambia con la adición de un coagulante. procedimiento experimental electrocoagulación El aparato de CE se fijó sobre un vaso química 1 L que contiene 800 ml de suspensión de caolín, los electrodos

sumergidos en la suspensión, y un agitador magnético fijado a una velocidad suave constante de 145 rpm. Se seleccionó la velocidad de agitación para inducir el crecimiento de flóculos en el rango de tiempo experimental definido, basado en experimentos preliminares. CE se llevó a cabo en el modo galvanostático: la corriente se fijó y el potencial encontró dependiente de su propio valor de la resistencia global del sistema. Esto aseguró la producción de coagulante a un ritmo predeterminado, definido por la ley de Faraday.

Se llevaron a cabo experimentos preliminares para asegurar que la disolución de aluminio podría ser calculado por la ley de Faraday.

El régimen de mezcla aplicada fue elegido para permitir el seguimiento de la evolución discreta flóculos durante las etapas de coagulación y de crecimiento inicial y proporciona la plataforma para la evaluación fundamental análoga. En diversos intervalos de tiempo (0, 3, 6 y 10 min) se tomaron muestras para análisis (pH, distribución de tamaño de 300 mm. En CC, a pH 8, la formación de flóculos sólo se observó con 160 mg / l de alumbre. El histograma indica crecimiento un periodo de inducción muy corto (hasta 3 min), después de lo cual se observa un crecimiento más lento, con diámetros modales finales alcanzan 250 mm. en CE, a pH 8, no se produjo la formación de flóculos, para todas las corrientes aplicadas.

Los resultados sugieren una baja frecuencia de colisión y la eficiencia para CE a pH 8 en comparación con el CC, sin embargo, a pH 5, esto se invierte. La frecuencia de colisión es una función de la concentración de partículas precursor (concentración de partículas primario caolín, y la precipitación de Al (OH) 3 precursores formados por adición de coagulante de aluminio en solución), agregado perfil geometría / colisión, y la segunda una función de las barreras electrostáticas .El potencial de pH y z medido durante cada incremento de tiempo en estos experimentos puede arrojar luz sobre el diferente comportamiento de crecimiento observada entre ambos tipos de coagulación.

La primera diferencia más prominente observada entre la CE y CC se refiere al cambio de pH en el tiempo. En general, en CE el pH se eleva, mientras que en CC el pH disminuye. Este fenómeno y su significado se han discutido previamente.

pH 6.5

A pH inicial de 6,5, tanto CC y EC produjeron crecimiento flóculo suficiente para todas las dosis de alumbre y todas las corrientes aplicadas. A este pH, la formación recursor Al (OH) es casi óptimo como la solubilidad mínima de Al (OH) 3 se produce a pH 6,3 .Como tal, se escogieron estas condiciones para

servir como una base para las comparaciones estructurales entre flóculos obtenidos en cada proceso, y un mezclado adicional 5 min se utilizó para alcanzar los períodos de crecimiento más largos.

CE produce distribuciones de tamaño más estrechos a los 10 y 15 minutos en comparación con CC, mientras que ambos procesos presentan distribuciones de tamaño de ancho de hasta 6 min. Las distribuciones de tamaño de ancho indican que mientras que el crecimiento en la mayor flóculo se está produciendo, simultáneamente se están formando partículas más pequeñas. Por 0.22 Un aceleración del crecimiento se produce en el minuto 3, mientras que para 0.042 A en 6 min, lo que indica una tendencia lineal entre la formación aplicada y floc actual. CC, por otra parte, alcanza floc tamaños similares a los alcanzados en CE a una velocidad más lenta (en 10 min y por encima en lugar de 3 y 6 min en CE). Estas diferencias pueden explicarse por Al (OH) 3 precursor de la formación, los cambios de pH y los cambios potenciales z en el tiempo

Las diferencias en los valores de pH y potencial z con el tiempo en ambos procesos subrayan las diferencias en los entornos físico-químicas tanto inducen. Para alumbre dosificación de 80 mg / l y 160 mg / l el pH disminuye rápidamente a 6 min dosificación, alcanzando valores de pH por debajo de 5, por el final del proceso. La dosificación de 30 mg / l de alumbre, sin embargo, disminuye el pH marginalmente, estabilizándose en un valor de 6 durante las etapas finales del proceso. En estas condiciones un número mayor de Al (OH) 3 precursores pueden formar, en contraposición a las dosis más altas de alumbre, porque todas las etapas de crecimiento se producen dentro de régimen casi óptima de barrido floc; por lo tanto el aumento del crecimiento y tamaños finales más grandes. A pesar de una fuerte barrera repulsiva (reflejada por un potencial más positivo z) exhibido en CC frente CE, el crecimiento es apreciable, y para 30 mg / l alcanza un diámetro máximo de 380 mm modal. Para la mayor dosis de alumbre transición de régimen de barrido flóculos hacia especiación mononucleares positivo es pronunciado, lo que limita la formación de precursores de masas en el proceso general, que a su vez, limita el crecimiento de flóculos.

Electrocoagulación (EC) y la coagulación química (CC) se emplean en el tratamiento de agua para la eliminación de partículas. Aunque ambos se utilizan para propósitos similares, difieren en su método de dosificación e en la CE el coagulante se añade por oxidación electrolítica de un material de ánodo adecuado, mientras que en CC disolución de un coagulante químico se utiliza. Estos diferentes métodos de hecho inducen diferentes ambientes químicos, que deben afectar la coagulación / floculación y mecanismos de formación de flóculos posterior. Por lo tanto, las implicaciones del proceso al momento de elegir la que se aplican deben ser significativas. Este estudio aclara las diferencias en los mecanismos de coagulación / floculación en la CE frente a CC y su posterior efecto sobre la cinética de crecimiento de flóculos y la evolución estructural. Una suspensión de caolín tamponada sirvió como una solución representante que sufrió CE y CC mediante la aplicación de aluminio a través de aditivo régimen de dosificación en el modo por lotes. En el asunto CE un ánodo de aluminio genera la especie activa, mientras que en CC, se utilizó alumbre comercial. Se aplicaron dosis equivalentes de aluminio, a los valores iniciales de pH de 5, 6,5 y 8, mientras que las muestras se tomaron en intervalos de tiempo predeterminados, y se analizaron para el pH, la distribución del tamaño de partícula, el potencial z, y propiedades estructurales. CE generado flóculos frágiles, en comparación con CC, en un rango de pH más amplio, a una tasa de crecimiento sustancialmente mayor, que eran propensos a la reestructuración y compactación.

La coagulación - floculación y factores que determinan la evolución floc

La coagulación - floculación en general es un proceso de dos fases dirigido a la eliminación de partículas estables mediante la formación de agregados más grandes que pueden ser separadas de la fase acuosa por una etapa de

separación posterior. La fase preliminar es la fase de coagulación en el que se induce la desestabilización, ya sea por la reducción de las fuerzas repulsivas entre las partículas o por el enredo en los precipitados .Para partículas insolubles, como muchos minerales (por ejemplo, caolín), la repulsión entre partículas es generalmente debido a la interacción eléctrica de doble capa. La adición de especies iónicas solubles afectará el potencial de superficie (diferencia de potencial eléctrico entre la superficie de la partícula y la solución a granel) de partículas coloidales por cualquiera de adsorción a la superficie de la partícula o por la compresión de la capa doble. Especies iónicas que se adsorben específicamente en la superficie pueden incluir cationes multivalentes y aniones, tensoactivos iónicos y, en particular en sistemas acuosos, de hidrógeno y de iones hidroxilo. El tipo de mecanismo de la coagulación inducida e sea superficie de adsorción o la formación de precipitado ("barrer" flóculos ") e utilizando las sales de metal (tales como aluminio o hierro) se rige por el límite de solubilidad del coagulante y por lo tanto es altamente dependiente del pH, y la dosis de coagulante. La floculación es la segunda etapa del proceso combinado y consiste en la agregación de las partículas coaguladas y / o precipitar precursores en flóculos. El éxito de la agregación entre partículas dependerá del grado de desestabilización alcanzada en la fase de coagulación (en la medida de una fuerza repulsiva barrera existente entre las partículas), y en la tasa de colisión entre las partículas. Esta última es una función de la hidrodinámica dictadas por la geometría del sistema y por lo tanto pueden diferir mucho entre diferentes sistemas . Cuando se hace referencia al crecimiento de flóculos, varias fases pueden ser identificadas .Después de un tiempo característico, se alcanza un estado de equilibrio entre la agregación y la fragmentación, marcado por una distribución de tamaño de flóculo que es constante con el tiempo y es aplicable sólo a las condiciones de cizallamiento predominantes de cada sistema

Electrocoagulación en tratamiento de aguas

Electrocoagulación (EC) en la última década ha ganado el reconocimiento como un proceso eficaz para diversas aplicaciones de tratamiento de agua. La investigación en CE, aunque no extensa, ha examinado coloidal y remoción de materia orgánica y explorado una amplia gama de aplicaciones en el tratamiento de aguas residuales urbanas e industriales y determinar cómo los impactos ambientales químicas únicas las propiedades estructurales de los flóculos Además, la CE se ha encontrado para ser un método eficaz de tratamiento previo antes de la filtración de membrana, tanto para lograr la mejora de flujo Y para optimizar la eliminación de virus . Estudios esporádicos han explorado algunos aspectos mecanicistas del proceso, distinguiendo entre diversas especies coagulantes A pesar del interés de la investigación en la CE, la gran mayoría de estudios se han llevado a cabo a nivel aplicada, en lugar de en uno mecanicista

Por lo tanto, un enfoque más fundamental puede ser necesaria para poder postular la relevancia del proceso de la CE en los procesos de tratamiento de agua en comparación con el enfoque de CC.

Estudios comparativos con floculación química (CC) son escasos, y se limita a evaluaciones comparativas de eficiencia de remoción

En la especie CE coagulantes activos se generan in situ por oxidación electrolítica de un material de ánodo adecuado, así se distinguen de CC en el que se utilizan coagulantes químicos tales como sales de metales o polímeros y polielectrolitos. Las células medio reacciones electroquímicas que se producen en la célula CE (utilizando un ánodo de aluminio) y sus correspondientes potenciales de electrodo estándar (escrito por convención como reducciones)

Interpretación estructural Floc

Caracterización de las estructuras se puede hacer usando diversas técnicas que se revisan en Jarvis et al.

Dispersión de luz estática se considera ventajoso debido a la naturaleza no interferente de la técnica

Técnicas de dispersión de luz

Patrones e intensidades de dispersión de partículas se pueden traducir en una medida del tamaño de las partículas, de acuerdo con aproximaciones disponibles que fueron desarrollados para las partículas de diferentes tamaños y propiedades ópticas .Los patrones de dispersión están relacionadas con el ángulo de dispersión de una manera que puede ser utilizado para obtener información también sobre la estructura de los agregados.

Materiales y métodos

suspensión coloidal

1,2 g de caolín se suspendió en 20 L de agua destilada (60 mg / l de concentración final), se dispersa y se homogeneiza usando un Ultraturax 20001,66 g de NaHCO3 se añadió (concentración final 83 mg / l), el pH se corrigió a 5, 6,5 y 8 con NaOH o H2SO4, y la conductividad se aumentó a 1 mS / cm con NaNO3

células de coagulación

celda de electrocoagulación

Una célula lotes CE fue diseñado. Consistía en una tapa de plexiglás, lo que podría ser montado sobre un vaso química 1 L y a la que se adjuntan los electrodos. El electrodo interior, el cátodo, se hizo de acero inoxidable y concéntrica en la forma (H = 10 cm, D = 2,5 cm). Se monta sobre el brazo del agitador magnético, y estacionaria a lo largo de todos los experimentos. El electrodo exterior, el ánodo, se hizo a partir de aluminio, diseñado, también en forma concéntrica con dimensiones: H =10 cm, D = 9,5 cm. Los electrodos se conectan a una fuente de alimentación externa DC.

Célula coagulación química.

Para alcanzar condiciones químicas comparativos entre los procesos, para cada incremento de tiempo, se añadió alumbre a la suspensión durante intervalos de tiempo idénticos como operación actual en la celda CE. Se utilizó un vidrio química 1 L, equipado con la tapa de idéntica plexiglás y agitador magnético utilizado en la célula CE, y una solución madre de alumbre comercial se alimentó usando una bomba de jeringa .

Tamaño Floc y análisis de la estructura

Distribuciones de tamaño y la información estructural de caolín - Al (OH) 3 flóculos se determinaron en función del tiempo utilizando un Mastersizer Microplus que determina el tamaño mediante el análisis de la luz dispersada hacia adelante. Los datos de distribución de tamaño dado por el instrumento cubre el rango de tamaño de 50 mm nme500. Información de distribución Tamaño se obtuvo utilizando el software suministrado que utiliza la teoría de Mie para desarrollar un patrón de dispersión que coincide con el patrón de dispersión de la muestra que se está midiendo.

análisis de imagen

Se utilizó el análisis de imagen en conjunción con la dispersión de las mediciones como un análisis complementario para determinar propiedades cualitativamente flóculos en el tiempo. La suspensión floculada se vierte suavemente en una placa de Petri y los flóculos fueron fotografiados utilizando una cámara digitalque fue montada en un estereoscopioodas las fotografías fueron tomadas en 3.0 mega píxeles de resolución

potencial z.

El potencial z de la suspensión se midió utilizando un Zetamaster S ,Cada resultado fue un promedio de tres lecturas. Su valor determina la extensión de las

fuerzas electrostáticas de repulsión entre partículas cargadas que cambia con la adición de un coagulante.

procedimiento experimental

electrocoagulación

El aparato de CE se fijó sobre un vaso química 1 L que contiene 800 ml de suspensión de caolín, los electrodos sumergidos en la suspensión, y un agitador magnético fijado a una velocidad suave constante de 145 rpm. Se seleccionó la velocidad de agitación para inducir el crecimiento de flóculos en el rango de tiempo experimental definido, basado en experimentos preliminares. CE se llevó a cabo en el modo galvanostático: la corriente se fijó y el potencial encontró dependiente de su propio valor de la resistencia global del sistema. Esto aseguró la producción de coagulante a un ritmo predeterminado, definido por la ley de Faraday.

Se llevaron a cabo experimentos preliminares para asegurar que la disolución de aluminio podría ser calculado por la ley de Faraday.

El régimen de mezcla aplicada fue elegido para permitir el seguimiento de la evolución discreta flóculos durante las etapas de coagulación y de crecimiento inicial y proporciona la plataforma para la evaluación fundamental análoga. En diversos intervalos de tiempo (0, 3, 6 y 10 min) se tomaron muestras para análisis (pH, distribución de tamaño de 300 mm. En CC, a pH 8, la formación de flóculos sólo se observó con 160 mg / l de alumbre. El histograma indica crecimiento un periodo de inducción muy corto (hasta 3 min), después de lo cual se observa un crecimiento más lento, con diámetros modales finales alcanzan 250 mm. en CE, a pH 8, no se produjo la formación de flóculos, para todas las corrientes aplicadas.

Los resultados sugieren una baja frecuencia de colisión y la eficiencia para CE a pH 8 en comparación con el CC, sin embargo, a pH 5, esto se invierte. La frecuencia de colisión es una función de la concentración de partículas precursor (concentración de partículas primario caolín, y la precipitación de Al (OH) 3 precursores formados por adición de coagulante de aluminio en solución), agregado perfil geometría / colisión, y la segunda una función de las barreras electrostáticas .El potencial de pH y z medido durante cada incremento de tiempo en estos experimentos puede arrojar luz sobre el diferente comportamiento de crecimiento observada entre ambos tipos de coagulación.

La primera diferencia más prominente observada entre la CE y CC se refiere al cambio de pH en el tiempo. En general, en CE el pH se eleva, mientras que en CC el pH disminuye. Este fenómeno y su significado se han discutido previamente.

pH 6.5

A pH inicial de 6,5, tanto CC y EC produjeron crecimiento flóculo suficiente para todas las dosis de alumbre y todas las corrientes aplicadas. A este pH, la formación recursor Al (OH) es casi óptimo como la solubilidad mínima de Al (OH) 3 se produce a pH 6,3 .Como tal, se escogieron estas condiciones para servir como una base para las comparaciones estructurales entre flóculos obtenidos en cada proceso, y un mezclado adicional 5 min se utilizó para alcanzar los períodos de crecimiento más largos.

CE produce distribuciones de tamaño más estrechos a los 10 y 15 minutos en comparación con CC, mientras que ambos procesos presentan distribuciones de tamaño de ancho de hasta 6 min. Las distribuciones de tamaño de ancho indican que mientras que el crecimiento en la mayor flóculo se está produciendo, simultáneamente se están formando partículas más pequeñas. Por 0.22 Un aceleración del crecimiento se produce en el minuto 3, mientras que para 0.042 A en 6 min, lo que indica una tendencia lineal entre la formación aplicada y floc actual. CC, por otra parte, alcanza floc tamaños similares a los alcanzados en CE a una velocidad más lenta (en 10 min y por encima en lugar de 3 y 6 min en CE). Estas diferencias pueden explicarse por Al (OH) 3 precursor de la formación, los cambios de pH y los cambios potenciales z en el tiempo

Las diferencias en los valores de pH y potencial z con el tiempo en ambos procesos subrayan las diferencias en los entornos físico-químicas tanto inducen. Para alumbre dosificación de 80 mg / l y 160 mg / l el pH disminuye rápidamente a 6 min dosificación, alcanzando valores de pH por debajo de 5, por el final del proceso. La dosificación de 30 mg / l de alumbre, sin embargo, disminuye el pH marginalmente, estabilizándose en un valor de 6 durante las etapas finales del proceso. En estas condiciones un número mayor de Al (OH) 3 precursores pueden formar, en contraposición a las dosis más altas de alumbre, porque todas las etapas de crecimiento se producen dentro de régimen casi óptima de barrido floc; por lo tanto el aumento del crecimiento y tamaños finales más grandes. A pesar de una fuerte barrera repulsiva (reflejada por un potencial más positivo z) exhibido en CC frente CE, el crecimiento es apreciable, y para 30 mg / l alcanza un diámetro máximo de 380 mm modal. Para la mayor dosis de alumbre transición de régimen de barrido flóculos hacia especiación mononucleares positivo es pronunciado, lo que limita la formación de precursores de masas en el proceso general, que a su vez, limita el crecimiento de flóculos.