Proceso de electrocoagulación/flotación para eliminar cobre de un ambiente acuoso.

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 13334 (2023) Citar este artículo

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La presencia de cobre en ambientes acuosos, como el agua potable, ha provocado varios efectos ambientales, como el sabor y el olor. El aumento de los niveles de Cu en las aguas subterráneas y superficiales se ha atribuido principalmente a fuentes antropogénicas y naturales. En consecuencia, este estudio analítico aplicado tuvo como objetivo investigar la eliminación de cobre del agua potable urbana mediante electrocoagulación/flotación (ECF) en un reactor discontinuo con electrodos de aluminio. La eficiencia de eliminación de cobre se evaluó en diversas condiciones operativas de densidad de corriente (0,8–2,4 mA/cm2), concentración inicial (1–100 mg/L), pH (3,5–10,5) y tiempo (10–30 min). Cu se determinó utilizando el método descrito en los procedimientos estándar (3500-Cu B a 4571 nm). Los resultados indicaron que aumentar la densidad de corriente de 0,8 a 2,4 mA/cm2 y el tiempo de reacción de 10 a 30 min mejoró la eficiencia de eliminación de Cu+2 (de 95 a 100%). Además, los resultados demostraron que la reducción de Cu+2 es del 100% con una concentración inicial de 100 mg/L, un pH de 7,5, un tiempo de reacción de 30 min y una densidad de corriente del ánodo de 2,4 mA/cm2. Los resultados del método Taguchi para la eficiencia de eliminación de cobre muestran que el tiempo de reacción es la variable más significativa. Además, los modelos de cinética de eliminación de Cu en un reactor ECF son de segundo orden (R2 > 0,92). La eliminación de Cu en el reactor ECF se debe a redox y adsorción. Además, se estima que los costos operativos del tratamiento de Cu con pares de electrodos de Al oscilan entre 8857 y 9636 Rial/kg de Cu eliminado. Por tanto, se puede concluir que el proceso ECF es muy eficiente para eliminar Cu de ambientes acuosos en condiciones óptimas.

El cobre (Cu) es un metal dúctil con una conductividad eléctrica y térmica extremadamente alta. Cu es un oligoelemento esencial para todos los organismos vivos porque es un componente clave del complejo de enzimas respiratorias citocromo oxidasa. El elemento Cu existe en las formas Cu+1 y Cu+21,2. Cu está presente en el hígado, el músculo y el hueso. Los compuestos de Cu se utilizan actualmente como sustancias bacteriostáticas, fungicidas y conservantes de la madera. Además, el sulfato de cobre (CuSO4) se emplea ampliamente como algicida en ambientes acuáticos3, donde la alta concentración de Cu en el agua potable tratada causa efectos adversos para la salud, como anemia, irritación de los ojos y la piel, y daños al cerebro y los órganos del corazón humanos4.

En el tratamiento de tumores se utilizan diversos compuestos de cobre5. Además, se ha evidenciado una asociación conocida entre niveles séricos anormales de Cu y la enfermedad de Alzheimer (EA)6. La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (EPA) afirma que el nivel máximo de concentración (MCL) de cobre en el agua potable es de 1,3 mg/L7. Las enzimas Cu y Cu afectan el metabolismo energético, la desintoxicación oxidativa y la respiración mitocondrial8, donde el Cu y otros micronutrientes, como el hierro, son esenciales para prevenir la EA9. Además, los factores antropogénicos (alambres y cables, electrónica y dispositivos relacionados, arquitectura, aplicaciones antimicrobianas, fabricación de madera, actividades industriales, mineras y agrícolas, y descarga de aguas residuales) y naturales (corrosión de los sistemas de plomería domésticos, erosión de las rocas y del suelo, y deposición atmosférica) representan la mayor parte del aumento de los niveles de Cu en el agua subterránea y superficial10. Debido a sus efectos negativos sobre la salud humana y los ecosistemas acuáticos, el Cu se considera particularmente en el tratamiento de aguas residuales industriales, donde la separación de membranas, el intercambio iónico, la precipitación química, la electroquímica, la adsorción y la biotecnología se encuentran entre sus aplicaciones11.

Según una revisión sistemática realizada en Irán, la concentración de Cu en el agua potable supera los límites permisibles en el 7,69% de los estudios realizados12. La concentración de Cu en 8 muestras de 58 muestras está por encima del límite permitido (2,99 mg/L) en las fuentes de agua potable de la ciudad de Karaj, Irán13. Según una investigación realizada en 6 estanques de aguas pluviales en Florida, la concentración de cobre en los sedimentos es varias veces mayor que la del agua14. Los aportes importantes de Cu al agua dulce son las fuentes naturales (3,7 ktpa), la agricultura (1,8 ktpa) y la escorrentía (1,8 ktpa) en la Unión Europea15. El rango de concentración de cobre disuelto es de 6,4 a 45,4 nM en aguas costeras y estuarinas en aguas de un sistema costero urbano y altamente industrializado16.

Los procesos convencionales para la eliminación de metales pesados ​​como el Cu incluyen adsorción (como el biocarbón de tallo de tabaco), biosorción (como la biomasa de semillas de Moringa oleifera), intercambio iónico (resina quelante funcionalizada con ácido terc-butil 2-(metilamino)-N-acético), Métodos de precipitación química (como cal, carbonato de sodio, sulfuro de sodio), electroquímicos, electrodeposición, filtración por membrana (como polivinilamina mediante ultrafiltración y floculación mejoradas con polímeros)17,18,19,20,21,22,23. La mayor producción de lodos químicos y la alta estabilidad de la precipitación química son dos de sus desventajas10. Según la investigación realizada en 6 estanques de agua de lluvia en Florida, la concentración de cobre en los sedimentos es varias veces mayor que la del agua, por lo que el método de eliminación de Cu debe ser novedoso y rentable, mientras que en los últimos años se han implementado procesos de oxidación avanzados (AOPs). ) como la electrocoagulación y flotación combinadas (ECF) para el tratamiento de aguas residuales contaminadas con ácido salicílico24.

Aunque en el proceso de electrocoagulación (EC) con corriente de pulso alterna, el consumo de electricidad y el consumo de electrodos para la producción de coagulante no se han eliminado por completo como puntos débiles del proceso. Sin embargo, estas desventajas se han mitigado en comparación con el proceso de coagulación y la CE con corriente continua. Al electrolizar un electrodo de ánodo consumido, el método ECF genera agentes coagulantes. El proceso ECF implica el uso de corriente eléctrica y burbujas de aire para electrolizar, flocular y hacer flotar contaminantes sin tener que agregar coagulaciones. La eficiencia del proceso de EC se mejora con la aireación externa25. El sistema de aireación EC tiene más eficiencia que la unidad EC debido a que produce condiciones homogéneas y mejora la reacción de oxidación. Los factores efectivos que influyen en el rendimiento de EC y ECF incluyen la geometría del electrodo, el material del electrodo, la densidad de corriente de la geometría, la calidad del agua y la concentración de turbidez26. Las ventajas de eliminar Cu mediante el proceso ECF son que no se requieren agentes químicos, el contaminante del agua se elimina mediante burbujas de gas generadas durante el proceso y el tratamiento es limpio porque no se agrega ningún anión, aparte del hidróxido (OH- 1). Esta técnica es una alternativa prometedora a la coagulación química debido a que no utiliza sustancias químicas. Las siguientes ecuaciones ilustran este mecanismo ECF que involucra electrodos de ánodo y cátodo de aluminio y este proceso conduce a la eliminación de Cu a través de los tres mecanismos de oxidación del electrodo, la producción de burbujas de gas y los procesos de flotación y sedimentación de los coágulos formados:

Según el historial de investigaciones, el proceso ECF para eliminar Cu se realiza por primera vez en Irán. El valor de Cu en las fuentes de agua potable excede los límites permitidos en algunas partes del país iraní. Desde los aspectos de innovación, similitudes y diferencias de esta investigación con otras investigaciones, es posible examinar diversas variables en una investigación como examinar la concentración de cobre en diferentes rangos (1–100 mg/L), optimizar el proceso, examinar la cinética del proceso, examinando el mecanismo del proceso, cálculo de costos y examinando la superficie del electrodo mencionada. Este estudio buscó eliminar Cu del agua potable utilizando un reactor discontinuo ECF con electrodos de aluminio (Al). Las variables investigadas fueron la concentración de Cu, la densidad de corriente, el pH y el tiempo de reacción.

El peso del electrodo se midió después de lavarlo con agua destilada. Para eliminar las impurezas de la superficie de los electrodos, el electrodo se pretrató puliéndolo con papel abrasivo, lavándolo con detergente y agua del grifo y enjuagándolo con agua desionizada. Posteriormente, el electrodo limpio se secó antes de sumergirlo en agua en el reactor27.

El lote de ECF con disposición monopolo era un recipiente de vidrio de 10 × 6 × 6 cm (360 ml) (Fig. 1). Se utilizaron materiales de Al y Al como electrodos de ánodo y cátodo, respectivamente. Cada electrodo tenía una superficie activa de 36 cm2 (9 × 4 × 0,1 cm). La distancia entre electrodos se ajustó a 2 cm. Para determinar el efecto de la electrólisis en el proceso de eliminación de Cu, las muestras se expusieron a diferentes concentraciones de Cu (Merck, Alemania) (1–100 mg/L−1), densidades de corriente (0,8–2,4 mA/cm2), pH (aprox. , 3,5–10,5) y tiempos de reacción (10–30 min). Las muestras de agua se airearon utilizando una piedra difusora y una bomba de chorro aireada (RS. Modelo 610, China). Para cada prueba, se vertieron 200 ml de muestras de agua en el reactor. Todas las pruebas se realizaron a 20 °C en el laboratorio. Se utilizaron soluciones de ácido clorhídrico e hidróxido de sodio (0,1 N) (Merck, Alemania) para ajustar el pH.

El lote ECF.

Todas las pruebas se realizaron por triplicado y se informaron los valores medios de los datos. El potencial de reducción del óxido de Cu (ORP), el pH y la temperatura de las muestras de agua se determinaron después de usar ECF usando un espectrofotómetro (DR 5000, Hack, EE. UU.), un medidor de ORP (CG, Malasia) y un medidor de pH (Hack, Estados Unidos), respectivamente. En particular, los valores de Cu se determinaron utilizando los procedimientos estándar predominantes (3500-Cu B a 4571 nm)28.

El porcentaje de eliminación de Cu se calculó utilizando la ecuación. (9)29:

donde (\(R \left(\mathrm{\%}\right)\)) denota el porcentaje de Cu, y (\({C}_{0}\) y \({C}_{t}\ ) en mg/L) representa el valor de Cu antes y después del tratamiento.

El costo operativo requerido para la eliminación de Cu se calculó mediante la ecuación. (10)29:

donde (Operativo en Rial kWh por kg de Cu eliminado) denota el costo operativo, (\(C_{energía}\) en kWh/kg) representa el costo de la energía eléctrica consumida, y (\(C_{electrodo}\) en Rial por kg de Cu eliminado) es el coste del electrodo consumido.

La energía eléctrica necesaria para la eliminación de Cu se calculó mediante la ecuación. (11):

donde \(EE{ }\left( {\frac{kWh}{{kg}}Cu\,removed{\text{\% }}} \right)\) denota el costo de la energía eléctrica consumida, \(V\) representa el voltaje eléctrico, (I, A) es la corriente eléctrica y \(t\) (min) es el tiempo.

Los electrodos se enjuagaron con agua destilada durante 1 minuto después de realizar todas las pruebas que dieron como resultado la eliminación de los depósitos de la superficie de los electrodos.

Los modelos de reacción cinética se calcularon mediante las Ecs. (12) y (13)30,31:

donde \(C_{0} { }\) y \(C_{t}\) denotan la concentración de Cu al principio y después del tiempo \(t\) de la reacción, respectivamente, \(K_{1}\) y \(K_{2}\) representan las constantes de reacción de primer y segundo orden, respectivamente.

Las pendientes de las gráficas \(\ln C_{t}\) versus \(t\) y \(\frac{1}{{C_{t} }}\) versus \(t\) se usaron para determinar la valores de K1 y K2.

Además, se utilizó el modelo Taguchi para representar la relación entre cuatro variables operativas y tres niveles de eficiencia de remoción32.

El efecto de la concentración inicial de Cu en la eficiencia de eliminación del proceso ECF se muestra en la Fig. 2. Como es evidente, la eficiencia de eliminación aumenta a medida que la concentración aumenta de 1 a 100 mg/L. Además, a medida que el pH aumenta de 3,5 a 7, el porcentaje de eliminación para una concentración de 100 mg/L de Cu en el reactor ECF disminuye de 99 a 100 %, con un tiempo de reacción de 30 min y una densidad de corriente de 2,4 mA/cm2 (Tabla 1). Además, cuando la concentración de Cu aumenta de 1 a 100 mg/L a una densidad de corriente de 2,4 mA/cm2 y pH 7, el tiempo de reacción disminuye de > 30 min a 30 min (Tabla 1).

Efecto de la concentración inicial de Cu sobre la eficiencia de eliminación de Cu (Condiciones experimentales: pH: 3,5–10,5; Temperatura: 20 °C; Tiempo de reacción: 30 min; Densidad de corriente 2,4 mA/cm2).

Los valores iniciales de pH en los experimentos de ECF oscilaron entre 3,5 y 10,5 (Fig. 3). Cuando la concentración de Cu aumentó de 1 a 100 mg/L en el LEC, la eliminación media de Cu aumentó en la condición óptima de pH 7. Se podría lograr una reducción del 100% de Cu en modo discontinuo con una concentración inicial de 100 mg/L, un pH de 7, un tiempo de reacción de 30 min y una densidad de corriente del ánodo de 2,4 mA/cm2. Aumentar el pH de la solución hasta 7 mejoró el efecto de degradación de este método. El pH óptimo para alcanzar el estándar de Cu (1,3 mg/L) fue 7.

Efecto del pH sobre la eficiencia de la eliminación de Cu (Condiciones experimentales: Concentración: 1–100 mg/L; Temperatura: 20 °C; Tiempo de reacción: 30 min; Densidad de corriente 2,4 mA/cm2).

La Figura 4 ilustra el efecto de la densidad de corriente en la eficiencia de eliminación del proceso ECF. La densidad de corriente óptima para lograr el estándar de Cu (1,3 mg/L) es 1,6 mA/cm2 a pH 7. La eficiencia de eliminación de cobre disminuye a menor densidad de corriente, tiempo de reacción y concentración de Cu (Tabla 1 y Fig. 4). El efecto de la densidad de corriente sobre la morfología de la superficie de los electrodos de Al se estudió utilizando un microscopio electrónico de barrido (SEM). Como puede verse, el electrodo fue sometido a una corrosión relativamente constante después de aplicar una corriente eléctrica (Fig. 5).

Efecto de la densidad de corriente de eliminación de Cu (Condiciones experimentales: pH: 7; Temperatura: 20 °C; Concentración inicial: 100 mg/L; Tiempo de reacción: 10–30 min).

Imágenes SEM de electrodos de Al a) Antes; b) Después (Condiciones experimentales: pH 7; Temperatura 20 °C; Concentración inicial 100 mg/L; ; Densidad de corriente 2,4 mA/cm2; Tiempo de reacción: 30 min).

Se utilizó el modelo Taguchi para determinar los valores óptimos de las variables operativas. Los resultados del modelo Taguchi para la eficiencia de eliminación de Cu indican que el tiempo de reacción es la variable más significativa (Fig. 6).

El modelo Taguchi (Condiciones experimentales: Temperatura: 20 ºC; pH: 3,5–10,5; Tiempo de reacción: 0–30 min; Concentración inicial: 1–100 mg/L; Densidad de corriente 0,8–2,4 mA/cm2).

Las gráficas de los modelos de reacción cinética de primer y segundo orden corresponden a los datos experimentales de eliminación de Cu en el reactor ECF discontinuo, lo que indica que los datos experimentales corresponden mejor al modelo de reacción de segundo orden a pH 7 (Fig. 7). El coeficiente de regresión de Cu se calculó como R2 = 0,921 según la línea ajustada. Se calculó que la constante de velocidad aparente, K2, y el tiempo de vida media, t1/2, eran 0,29 min-1 y 2,4 min, respectivamente.

Las gráficas de los modelos de reacción de primer y segundo orden con los datos experimentales de eliminación de Cu en un reactor ECF discontinuo (condiciones experimentales: temperatura: 20 ºC; pH: 7; tiempo de reacción: 0–30 min).

De acuerdo con las condiciones óptimas (corriente eléctrica 0,03 A, potencial eléctrico 30 V, tiempo de reacción 30 min y demanda de agua 40 l/día), se calculó que el costo operativo mínimo del ECF era una concentración de Cu de 100 mg/L con una eficiencia de eliminación. del 100% (8857 = 160 (costo de electrodo consumido) + 8697 (costo de energía eléctrica consumida)) y el costo operativo máximo del ECF se calculó en una concentración de Cu de 1 mg/L con una eficiencia de eliminación del 88% (9636 = 520 (coste de electrodos consumidos) + 9116 (coste de energía eléctrica consumida)).

Los resultados indican que no hay correlación entre la concentración de Cu y la eficiencia de eliminación. Cuando la concentración de Cu aumenta de 1 a 100 mg/L a una densidad de corriente de 2,4 mA/cm2, el tiempo de reacción de 30 min y pH 7, la eficiencia aumenta del 95,4% al 100%. Las concentraciones más altas (100 mg/L) requieren menos tiempo para reducirse (aproximadamente 30 min), pero las concentraciones iniciales más altas (100 mg/L) requieren una reducción significativa en los tiempos de eliminación (aproximadamente 30 min). La eficiencia comienza a aumentar a concentraciones más altas al inicio de la operación (99,1%). En cambio, la baja concentración (10 mg/L) disminuye la eficiencia de eliminación después del proceso (94,5%). Esto se explica mediante la teoría de la solución diluida. Amooey et al. (2014) reportan hallazgos comparables33. Según Hosseini et al. (2015), la eficiencia de eliminación de una solución concentrada (300 mg/L) es inferior a la de una solución diluida (2 mg/L)34.

La eficiencia del proceso de coagulación se puede mejorar aumentando la concentración del contaminante utilizado como reactivo en el proceso; hacerlo aumenta el potencial químico y, en otras palabras, sigue el principio de Luchatelier. Además, según la teoría de la colisión, aumentará la velocidad. El aumento en la eliminación de cobre (100%) causado por un aumento en la densidad de corriente (2,4 mA/cm2) es proporcional a la disminución en el tiempo (aproximadamente 30 min) atribuible a la mayor oportunidad de adsorción/desorción de especies de materiales reactivos y al bloqueo de corriente. . Prasetyaningrum et al. (2021) también informan de una mayor eliminación de contaminantes debido al aumento de la concentración35. Según Kim et al. (2014), la eficiencia de eliminación de una solución concentrada (100 mg/L) es mayor que la de soluciones diluidas (10 y 50 mg/L)36. Pero Moradi y Ashrafizadeh (2020) informan una disminución de la eliminación de nitratos debido al aumento de la concentración inicial y al aumento de la duración del proceso37. La eficacia de eliminación mejora a medida que aumenta el tiempo de reacción. Cuando la concentración de Cu aumenta de 1 a 100 mg/L a una densidad de corriente de 2,4 mA/cm2 y pH 7, el tiempo de reacción disminuye de > 30 min a 30 min. Este resultado es consistente con datos publicados previamente por Adamovic et al. (2015). Informan que la mayor eficiencia de eliminación de cobre (> 92,8%) se logra después de 5 minutos con una densidad de corriente de 8 mA/cm2 y electrodos de aluminio38.

Dependiendo del pH, el proceso ECF produce diferentes concentraciones de hidrógeno (H2) a partir del agua como agente de flotación. Estos productos desempeñan un papel crucial en el proceso ECF para eliminar concentraciones de Cu. Este efecto resulta de la mayor disponibilidad del anión OH- a un pH más bajo, lo que produce más burbujas de H2. La disminución en la eliminación de Cu a pH 10 (99,5%) es atribuible al aumento de la oxidación del anión hidróxido del ánodo. El pH final indica una ligera disminución de la basicidad (pH > 8) debido a la precipitación del hidróxido insoluble Cu(OH)2. Kim y cols. (2020) observaron que la formación de hidróxido metálico es compleja a pH ácido debido a la dificultad de formación de aniones OH-39. Debido a la formación de hidróxidos metálicos durante el proceso ECF, el pH del ambiente es óptimo para eliminar el cobre. Debido al comportamiento anfótero del Al(OH)3, las condiciones ácidas y básicas producen cationes Al3+ solubles y Al (OH)2+ y aniones monoméricos Al(OH)4−, respectivamente. Estos organismos son ineficaces para la purificación del agua. Este resultado es consistente con Prasetyaningrum et al. (2019)40. Mota et al. (2015) observaron que teóricamente el pH de 8,0 es el mejor punto para el ECF de Pb durante los primeros 20 min de flotación41.

Merma et al. (2020) informan que los aniones monoméricos Al(OH)4− son las especies principales a valores de pH superiores a 9,542. Por lo tanto se concluye que el reactor ECF actúa como tampón de pH. En consecuencia, no es necesario ajustar el pH antes del tratamiento en aplicaciones prácticas. Desde el punto de vista operativo, es beneficioso porque no es necesario ajustar la cantidad de pH y aumenta el rendimiento. Según Moussa et al. (2017), el pH afecta significativamente la eficiencia del proceso de EC. Debido a la alta superficie específica, se formaron microflóculos de Al(OH)3 a un pH de 7, lo que resultó en una rápida absorción de Cu43. Al tiene un punto de carga cero (pHPZC) de 9,6 y Cu tiene una electronegatividad de 1,7544. Por tanto, la carga de sedimento a pH 7 es positiva.

La densidad de corriente aplicada es una variable clave que afecta la cinética de eliminación de Cu en ECF, ya que regula las cantidades de disolución anódica de los electrodos que actúan como agentes precipitantes. Este resultado es consistente con datos publicados previamente por Chen et al. (2018)45. Al aumentar la densidad de corriente (2,4 mA/cm2), el tiempo de reacción comienza a disminuir (aproximadamente 30 min). La eficiencia de eliminación es proporcional a la densidad de corriente y al tiempo de reacción. Debido al consumo del ánodo, la mayor densidad de corriente (2,4 mA/cm2) y tiempo de reacción mejoran la eficiencia de eliminación (100%) al aumentar la formación de coagulantes y burbujas en el reactor. Das y Nandi et al. (2019) informan que la mayor formación de coagulantes debido a una mayor densidad de corriente mejora la eficiencia de eliminación46. En consecuencia, las fluctuaciones de densidad de la corriente conducen a la medición de la tasa de eliminación de Cu. Los cambios de pH y ORP se utilizan para predecir las formas metálicas formadas en el reactor ECF. Este estudio mide los valores iniciales y finales de pH y ORP para investigar el efecto del pH y ORP de manera más efectiva. El pH aumenta de 7,10 a 7,60 debido a la formación de gas H2 y aniones OH- en el electrodo catódico. El ORP disminuye de 80 a -200. Majlesiet al. (2016) informan que el aumento en la densidad de corriente de 0,4 a 3,2 mA/cm2 aumentó la eficiencia de eliminación de nitrato de 55 a 96% en condiciones óptimas de tiempo y pH durante el ECF47.

En este estudio, la densidad de corriente aumentó de 0,8 a 2,4 mA/cm2 con un tiempo de reacción de 30 min, pH 7 y una concentración de Cu de 100 mg/L. Beyazit (2014) evidenció que el 100% de la eliminación de Cu se alcanza con una densidad de corriente de 90 mA/m248. A una densidad de corriente superior a 20 mA/cm2, la eficiencia de eliminación comienza a disminuir a medida que aumenta la temperatura del reactor debido a la desintegración de los radicales OH49. Según Jafari et al. (2023), se obtiene una eliminación de turbidez del 90 % con una densidad de corriente de 0,0028 mA/cm2 después de 30 min de funcionamiento. Prica et al. (2015) informan que con una densidad de corriente de 8 mA/cm2 y un tiempo de funcionamiento de 60 min, se elimina > 95 % del Cu50. Por razones económicas se eligió la densidad de corriente de 2,4 mA/cm2, que tiene una eficiencia cercana al valor óptimo y consume menos energía. SEM muestra el comportamiento de los electrodos durante el proceso y caracteriza la morfología y el mecanismo de corrosión51. Según los resultados del SEM, la corrosión sistemática y las hendiduras en la superficie del ánodo debido a la producción de varios hidróxidos de aluminio conducen a la formación de nanoestructuras de aluminio, que pueden alterar el mecanismo y la cinética de la transferencia y oxidación de electrones. Por otro lado, la corrosión del electrodo con el tiempo es causada por el efecto de la densidad de corriente y el desprendimiento parcial de los iones metálicos del electrodo de aluminio.

El objetivo de la optimización es determinar las condiciones operativas óptimas para la eliminación de Cu de ambientes acuosos mediante el proceso ECF. La matriz ortogonal incluye combinaciones experimentales con igual probabilidad y factores controlables52. Los resultados del modelo Taguchi para la eficiencia de eliminación de Cu indican que el tiempo de reacción (35%) es la variable más significativa. Según Apaydin et al. (2020), las contribuciones del pH, la densidad de corriente y el tiempo de reacción a la eficiencia de eliminación de DQO son, respectivamente, 79,35 %, 6,45 % y 4,46 %53. Según Ozyonar et al. (2017), la densidad de corriente es la que menos contribuye a la eficiencia de eliminación del color54. Kurtoglu Akkaya y Oden (2022) informaron que el tiempo de reacción y la densidad de corriente son los que más contribuyen a la eficiencia de eliminación de 4-clorofenol55. Kashi (2017) informó que el tiempo de reacción más importante era la eficiencia de eliminación del fenantreno56.

Vrsalovic et al. (2023) afirman que la adición de zeolita es el factor más eficaz para la eliminación de la demanda química de oxígeno57. La constante de velocidad aparente, K2, y el tiempo de vida media, t1/2, se calculan en 0,29 min-1 y 2,4 min, respectivamente. Este resultado contradice los experimentos de la CE Mohammadlou et al. (2014) realizado con electrodos de hierro-acero. Concluyeron que la CR se degradaba según un modelo cinético de primer orden58. Selim et al. (2017) concluyeron que los metales pesados, incluido el Cu+2, se degradaban según un modelo cinético de primer orden59.

Los cationes Al+3 reaccionan con aniones H2O y OH- para producir agentes coagulantes en el reactor durante el proceso ECF, como un monomérico (Al(OH)2+, Al(OH)22+, Al2(OH)24+, Al (OH)4−) e hidróxidos poliméricos (Al6(OH)153+, Al7(OH)174+, Al8(OH)204+, Al13O4(OH)247+, Al13(OH)345+). La importante capacidad de adsorción de estos agentes es una de sus características distintivas. En consecuencia, estos agentes pueden formar enlaces con Cu durante el proceso ECF. Este resultado es consistente con datos publicados previamente por Khue et al. (2014)60. Se concluye que la eliminación de Cu en el reactor ECF está relacionada con la redox y la adsorción. Los hidróxidos de aluminio suspendidos son capaces de eliminar Cu del agua mediante adsorción, coprecipitación, redox y atracción electrostática, seguido de un proceso de coagulación/flotación. Además de la precipitación y absorción de hidróxido en los flóculos de Al(OH)3, Al(OH)2+ y Al(OH)+, desde la perspectiva del Cu, el Cu se reduce mediante electrorreducción directa en el cátodo y deposición por electrólisis. . La ecuación (14) ilustra los mecanismos de eliminación:

El Cu producido a partir de la reacción se elimina del agua debido a la adsorción en la superficie del cátodo de aluminio y la precipitación con coagulantes. En consecuencia, a medida que aumentan las concentraciones (100 mg/L), los gastos operativos comienzan a disminuir (8857). La eficiencia actual, una variable importante en el reactor ECF, es del 190,6%. Este resultado es consistente con datos publicados previamente por Kobya et al. (2010). Kobya et al. demuestran que el costo calculado del tratamiento con un reactor EC es de $1,05 m-3 para cadmio y $2,45 m-3 para níquel y cianuro61. Sha y col. (2017) demuestran que el costo calculado del diseño experimental es de aproximadamente 4.486 US$/dm362.

Este estudio examinó la reducción de cobre del agua potable urbana en un reactor de electrocoagulación/flotación en un modo de conexión por lotes con electrodos monopolares de aluminio. Con este fin, se investigaron los efectos de varios factores operativos sobre la eficiencia de reducción del proceso. Las pruebas arrojaron los siguientes resultados:

La reducción de Cu está influenciada por la concentración de Cu. Según la teoría de la colisión, aumentar la concentración de 1 a 100 mg/L aumenta la eficiencia de eliminación.

Debido a la formación de hidrógeno (H2) a partir del agua como agente de flotación, el efecto de degradación de este método depende en gran medida del pH y se ve reforzado por un aumento del pH de hasta 7.

La densidad de corriente óptima para alcanzar el estándar Cu (1,3 mg/L) es 1,6 mA/cm2. Al aumentar la formación de coagulantes y burbujas, una mayor densidad de corriente mejora la eficiencia de eliminación.

El tiempo de operación afecta significativamente la reducción de Cu durante todo el proceso; Para un conjunto dado de condiciones experimentales, la reducción de Cu mejora al aumentar el tiempo de reacción.

La reducción de Cu durante la operación del reactor sigue una ecuación de velocidad de segundo orden.

El proceso de eliminación está relacionado con las crecientes condiciones de reducción del cátodo debido al desprendimiento de hidrógeno. El Cu se reduce mediante electrorreducción catódica directa y deposición por electrólisis.

A medida que aumenta la concentración de Cu, los costos operativos disminuyen. En concentraciones más altas, la tendencia se desacelera.

El hecho de que ECF proponga tecnologías avanzadas para el tratamiento de agua y aguas residuales. Sin embargo, este proceso aún no está completamente optimizado y se requiere más investigación antes de que pueda implementarse globalmente como método seguro de purificación de agua. Entre las fortalezas e innovaciones de la investigación se encuentran investigar el costo del proceso, presentar el mecanismo, determinar el nivel de importancia de las variables que afectan la eficiencia de remoción, SEM del electrodo antes y después del proceso y cinética de reacción. Entre las limitaciones de esta investigación se encuentra el no investigar la eficiencia de remoción del reactor ECF en presencia de variables químicas de la calidad del agua; por lo tanto, se sugiere que futuros estudios investiguen el efecto de estas variables sobre la eficiencia de remoción y el efecto de intensificación del reactor ECF continuo y discontinuo con otros tipos de electrodos.

ECF es un método eficiente y práctico para lograr un alto grado de reducción de Cu del agua potable en modo de conexión de electrodo monopolar y por lotes y un método prometedor para tratar agua potable contaminada con Cu.

Los conjuntos de datos generados y analizados durante el presente estudio estuvieron disponibles del autor correspondiente a solicitud razonable.

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Esta investigación se realizó en un Laboratorio de Ingeniería de Salud Ambiental. El autor agradece la financiación y los recursos proporcionados por el Centro de Investigación sobre Purificación de Agua y el Departamento de Salud Ambiental de la Subdivisión de Ciencias Médicas de Teherán, Universidad Islámica Azad, Teherán, Irán.

Departamento de Ingeniería de Salud Ambiental, Facultad de Salud, Subdivisión de Ciencias Médicas de Teherán, Universidad Islámica de Azad, Calle Khaghani, Avenida Shariati, Teherán, Irán

Giti Kashi

Centro de Investigación sobre Purificación de Agua, Ciencias Médicas de Teherán, Universidad Islámica de Azad, Teherán, Irán

Giti Kashi

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GK: Conceptualización, Metodología, Investigación, Análisis formal, Redacción – borrador original, Redacción – revisión y edición, Supervisión.

Correspondencia a Giti Kashi.

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Kashi, G. Proceso de electrocoagulación/flotación para eliminar cobre de un entorno acuoso. Representante científico 13, 13334 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-40512-y

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Recibido: 02 de junio de 2023

Aceptado: 11 de agosto de 2023

Publicado: 16 de agosto de 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-40512-y

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