REMOCIÓN DE CROMO (III) Y DQO A TRAVÉS DE ELECTROCOAGULACIÓN EN AGUAS RESIDUALES DE LA INDUSTRIA CURTIEMBRE HACIENDO USO RACIONAL DE LA ENERGÍA WILLIAM GERMÁN ARIAS CEPEDA UNIVERSIDAD LIBRE POSTGRADOS DE INGENIERÍA MAESTRÍA EN INGENIERÍA CON ÉNFASIS EN ENERGÍAS ALTERNATIVAS BOGOTÁ D.C. 2013 2 REMOCIÓN DE CROMO (III) Y DQO A TRAVÉS DE ELECTROCOAGULACIÓN EN AGUAS RESIDUALES DE LA INDUSTRIA CURTIEMBRE HACIENDO USO RACIONAL DE LA ENERGÍA WILLIAM GERMÁN ARIAS CEPEDA Trabajo de Tesis para optar el título de Maestro en Ingeniería Director Andrés Felipe Suarez Doctor en Química Director de Investigación Universidad Libre UNIVERSIDAD LIBRE POSTGRADOS DE INGENIERÍA MAESTRÍA EN INGENIERÍA CON ÉNFASIS EN ENERGÍAS ALTERNATIVAS BOGOTÁ D.C. 2013 3 TABLA DE CONTENIDO Resumen ................................................................................................................................. 7 1. Introducción .................................................................................................................... 8 2. Descripción Del Problema ............................................................................................. 10 3. Hipótesis ....................................................................................................................... 13 4. Justificación ................................................................................................................... 14 5. OBJETIVOS ..................................................................................................................... 15 5.1 Objetivo General .................................................................................................... 15 5.2 Objetivos Específicos ............................................................................................. 15 6. Marco Teórico ............................................................................................................... 16 6.1 Electrocoagulación ................................................................................................. 16 6.1.1 Formación de coagulantes en los electrodos de sacrificio. ....................... 18 6.1.2 Configuraciones de los electrodos .................................................................. 21 6.2 Elementos Capacitivos ........................................................................................... 22 6.3 Consumo de Energía Eléctrica ............................................................................... 24 6.4 Uso Racional de la Energía ..................................................................................... 25 6.5 Sistemas convencionales de tratamiento de aguas............................................... 27 4 6.6 Diseño de experimentos ....................................................................................... 28 6.6.1 Superficie de Respuesta .................................................................................. 28 7. Antecedentes ................................................................................................................ 31 8. Materiales y métodos ................................................................................................... 38 8.1 Muestras ................................................................................................................ 38 8.2 Equipos................................................................................................................... 38 8.3 Celda de Electrocoagulación .................................................................................. 39 8.4 Procedimiento de electrocoagulación ................................................................... 40 8.4.1 Experimentos con corriente directa ............................................................... 41 8.4.2 Experimentos con corriente alterna pulsante. ............................................... 41 8.4.3 Cinéticas. ......................................................................................................... 43 9. Resultados y discusión .................................................................................................. 44 9.1 Electrocoagulación con Corriente Directa ............................................................. 44 9.1.1 Ajuste para la remoción de cromo con corriente continua ............................ 44 9.1.2 Ajuste para la remoción de DQO con DC. ....................................................... 50 9.1.3 Análisis de resultados con corriente continua................................................ 56 9.2 Electrocoagulación con corriente alterna pulsante ............................................... 57 9.2.1 Ajuste para la remoción de cromo con PAC ................................................... 57 9.2.2 Modelamiento para la remoción de DQO con PAC ........................................ 65 5 9.2.3 Análisis de resultados con corriente alterna pulsante. .................................. 74 9.3 Análisis de resultados DC vs PAC ........................................................................... 75 9.3.1 Análisis del consumo de las cinéticas de DQO para PAC vs DC ...................... 77 9.3.2 Análisis del consumo de las cinéticas de cromo para PAC vs DC................... 79 10. Conclusiones ................................................................................................................. 82 11. Recomendaciones ......................................................................................................... 84 12. Bibliografía .................................................................................................................... 85 13. Anexos........................................................................................................................... 89 6 TABLA DE ANEXOS Anexo 1. Diseño y configuración del reactor ................................................................... 89 Anexo 2. Análisis estandarizado de muestras ................................................................. 91 Anexo 3. Diseño de experimento para DC ....................................................................... 93 Anexo 4. Diseño de experimentos a corriente DC ........................................................... 93 Anexo 5. ANOVA .............................................................................................................. 94 Anexo 6. Cinética para la remoción de cromo................................................................. 94 Anexo 7. ANOVA .............................................................................................................. 95 Anexo 8. Cinética para la remoción de DQO ................................................................... 95 Anexo 9. Diseño de experimentos para corriente alterna pulsante (PAC)...................... 96 Anexo 10. ANOVA ............................................................................................................ 97 Anexo 11. Cinética para la remoción de cromo con PAC ................................................ 98 Anexo 12. ANOVA ............................................................................................................ 99 Anexo 13. Cinética para la remoción de DQO con PAC ................................................ 100 7 RESUMEN Los desechos de la industria curtiembre en la región Cundiboyacense son frecuentemente drenados hacia los cuerpos de agua circundantes sin considerar el efecto que pueden tener las altas cantidades de residuos sobre las aguas de ríos como el Bogotá y el Tunjuelo. La presente tesis documenta el uso experimental de la electrocoagulación a escala banco como proceso para disminuir el Cromo y DQO (Demanda Química de Oxígeno) presente en las aguas residuales de una curtiembre en la región Cundiboyacense. Las variables experimentales incluyen el pH inicial (5 a 7) del agua del afluente, la amplitud de la corriente eléctrica (2,1A a 3,6A) y el uso de dos tipos de corriente diferentes: corriente continua (DC) y corriente alterna (AC de 1 mHz a 11 mHz) esta última con una modificación que la hacía pulsante (2kHz a 4 kHz) en cada hemiciclo (PAC). Mediante el uso de dos tratamientos (DC y PAC) se lograron remociones cercanas al 95% de Cromo (Cr) y del 70% de la demanda química de oxigeno (DQO) en 20 minutos de proceso. Al hacer aplicación de los conceptos involcruados en el usoracional de la energía (URE) a través del PAC se logró mejorar la eficiencia consiguiéndose una reducción aproximadamente del 40% en el consumo de energía eléctrica con respecto a remociones similares usando DC. 8 1. INTRODUCCIÓN Las curtiembres se han convertido en un desafío ambiental debido a que durante el proceso productivo son manipuladas numerosas sustancias químicas con potenciales riesgos tóxicos que posteriormente son introducidas a los ríos, en algunos casos sin mayor tratamiento. Las aguas residuales drenadas por las curtiembres terminan vertiendo una alta cantidad de materia orgánica extraída de las pieles tales como grasa y pelo, junto con sustancias químicas usadas durante el procesamiento del cuero, tales como el cromo, sulfatos, cal, anilinas, etc. La naturaleza contaminante de dichos residuos se puede evidenciar en los altos niveles de DBO (demanda biológica de oxigeno) y DQO (demanda química de oxígeno). La electrocoagulación es una alternativa de solución a los graves problemas de contaminación causada por los diferentes efluentes industriales especialmente aquellos que liberan materiales pesados durante los procesos de producción. Una de las ventajas intrínsecas de la electrocoagulación es que durante la aplicación de este tratamiento se liberan en el sitio agentes coagulantes que actúan sobre las partículas contaminantes sin la necesidad de aumentar drásticamente la cantidad de lodos generados durante el proceso comparados con el proceso de coagulación emplando sales de iones metálicos polivalentes; además dado que en este proceso no es necesario introducir otros elementos químicos para lograr la coagulación se reduce el riesgo de exposición a mayores desechos peligrosos [1]. El cromo al ser un metal pesado suspendido en un fluido presenta grandes retos para su remoción, con lo cual la electrocoagulación se perfila como una excelente 9 posibilidad de tratamiento cuyo costo principal varía dependiendo del costo de la energía eléctrica en el país y/o región en que llegara a usarse. La variable económica es problemática considerando el alto costo de la generación eléctrica, que dependiendo de la fuente que se use para su generación. Es precisamente considerando ambas variables (la económica y la ambiental) que el Uso Racional de la Energía URE se convierte en el principio que rige el tratamiento de electrocoagulación documentado en esta investigación. Dicho principio se hace tangible a través de la manipulación de algunos factores determinantes en el consumo de energía: la densidad de corriente, el material de electrodo, la conductividad, y el pH inicial del agua efluente. La disminución del consumo de energía requiere dos procedimientos: i)El uso de dispositivos de control electrónico que aprovechan los efectos capacitivos que pueden aparecer durante el proceso y mejoran los niveles de consumo sin sacrificar la eficiencia del sistema, y ii) El consecuente diseño de un sistema que genera corriente pulsante a un alto amperaje evitando así la pasivación de los electrodos (y la consecuente disminución en la eficiencia en el funcionamiento del sistema). La alternación de pulsos facilita, además el desgaste de los electrodos y con ello maximiza el provecho y minimiza los procesos de mantenimiento del sistema. 10 2. DESCRIPCIÓN DEL PROBLEMA La industria de la curtiembre se encuentra ligada a dos sectores productivos muy importantes en el país como lo son la industria del sacrificio de animal en especial bovino encargada de proveer la materia prima (pieles) y la industria del calzado y la marroquinería la cual es el principal consumidor del producto cuero [2]. Las industrias dedicadas al curtido de cueros se encuentran situadas en su mayoría en Bogotá y Cundinamarca con aproximadamente 300 (265 en San Benito) [3]y 181 curtiembres respectivamente [4]. Las aguas residuales procedentes de esta industria cuando se descargan directamente, ocasionan efectos negativos en la vida acuática debido a la disminución del oxígeno disuelto, se limita sus usos posteriores debido al deterioro de la calidad del agua, por tanto no es apta para el consumo doméstico, agrícola o pecuario entre otros [5, 6]. La contaminación potencial de los cuerpos de agua causada por efluentes del proceso de curtido en función de sus características principales es citan directamente de la CAR acuerdo 0008 de 2004 y son [6]: DBO y DQO. La presencia de concentraciones altas de DBO y DQO en los cuerpos de agua genera desoxidación del mismo, que es la causa de malos olores y de muerte de la fauna acuática. pH. Generalmente los efluentes de las curtiembres presentan variaciones entre 2,5 y 12,0 según el procesos empleado. Las variaciones de pH afectan considerablemente la vida acuática de las corrientes receptoras, y limita su utilización para los diferentes usos potenciales del recurso. 11 Sulfuros. Presenta riesgo de formación de gas sulfhídrico, el que en baja concentración genera olor desagradable y en alta concentración puede ser toxico. Amoniaco. Es tóxico para los peces. Es un nutriente que puede causar proliferación de plantas acuáticas. Nitrógeno. Su presencia en altas concentraciones puede provocar el crecimiento acelerado de plantas acuáticas. Nitratos. Su presencia en altas concentraciones en agua potable es riesgosa para la salud. Cromo. Metal pesado persistente que puede causar problemas a la salud humana en altas concentraciones. Sólidos Sedimentables. Ocasionan la formación de bancos de lodos que producen olores desagradables. Para disminuir estos contaminantes potenciales se deben generar alternativas encaminadas a reducir al máximo el desperdicio y/o uso innecesario de la energía, sin disminuir la eficiencia de los procesos. De tal forma que se maximice la productividad, eficiencia, eficacia y la competitividad del proceso a nivel industrial [7], en este caso al proceso de electrocoagulación. Haciendo uso racional de la energía se busca disminuir al máximo los costos del proceso que se puedan generar en la actualidad y con miras a un futuro energético incierto. Ya que la ley 697 de 2001 declara que el Uso Racional y Eficiente de la Energía (URE) debe ser un asunto de interés a nivel social, que permita la competitividad económica colombiana. Siendo su principal objetivo el “aprovechamiento óptimo de la 12 energía en todas y cada una de las cadenas energéticas, desde la selección de la fuente energética, su producción, transformación, transporte, distribución, y consumo incluyendo su reutilización cuando sea posible, buscando en todas y cada una de las actividades, de la cadena de desarrollo sostenible”[8]. 13 3. HIPÓTESIS La modificación de la frecuencia de activación de los electrodos durante el proceso de electrocoagulación permitirá disminuir el consumo de energía eléctrica, mientras que la alternación de los mismos permitirá un desgaste homogéneo de la superficie de cada uno de los electrodos y evitará la pasivación de los mismos, sin sacrificar la eficiencia en la remoción de Cromo y DQO en aguas residuales de la Industria Curtiembre. 14 4. JUSTIFICACIÓN En Bogotá y el resto del país se encuentra una problemática relacionada con la proliferación de Industrias curtiembres que se pueden agrupar en familiares, pequeñas, medianas y grandes empresas que generan una cantidad considerable de aguas contaminadas con altos niveles de DQO, DBO, cromo, sulfuros, amoniaco, nitratos y sólidos en suspensión entre otros materiales. El presente proyecto propone remover parte de la carga orgánica y metales de los afluentes de curtiembres usando métodos electroquímicos, que son mucho más eficientes en comparación con los métodos biológicos (lodos activos y lagunas de oxidación) y físicos -quimicos (flotación y coagulación) actuales, en el aprovechamiento de los espacios requeridos, la producción de lodos residuales y competitivos con los métodos implementados en la actualidad. Debido a que los procesos electroquímicos se fundamentan en el consumo de energía eléctrica, se hace necesario construir un sistema que permita el aprovechamiento óptimo del recurso en búsqueda de la reducción de costos, haciendo más atractivo el método de electrocoagulación para la inversión e implementación a nivel industrial en curtiembres, mejorando la eficiencia energética o la relación aprovechamiento / consumo total. 15 5. OBJETIVOS 5.1 Objetivo General Establecer la configuración óptima de funcionamiento de un reactor escala banco de remoción de cromo III y DQO para el tratamiento de aguas residuales procedentes de las curtiembres. 5.2 Objetivos Específicos Determinar la disminución de la carga contaminante en el agua a tratar evaluada en la remoción de DQO y Cr en el tratamiento de electrocoagulación. Determinar la configuración óptima para la disposición de los electrodos en búsqueda de un máximo aprovechamiento de la energía y de las cualidades del material. Modificar la frecuencia de alternación y el periodo de activación de los electrodos para determinar si este parámetro puede afectar el proceso de electrocoagulación. Lograr la máxima remoción posible de cromo y demanda química de oxigeno con el menor consumo de energía posible. 16 6. MARCO TEÓRICO 6.1 Electrocoagulación La electrocoagulación es un proceso complejo, donde intervienen diversos fenómenos químicos y físicos, que usan electrodos consumibles (Fe/Al), que suministran iones al flujo de aguas residuales. En un proceso de electrocoagulación se producen iones coagulantes “in situ” (en el lugar), y consiste en tres etapas sucesivas: (I) formación de los coagulantes por oxidación electrolítica de los electrodos de sacrificio, (II) desestabilización de los contaminantes, partículas en suspensión y la ruptura de emulsiones y (III) introducción de las fases desestabilizantes para formar flóculos [9]. El mecanismo de desestabilización de los contaminantes, partículas en suspensión, y la ruptura de emulsiones, han sido descritos en los pasos generales y pueden resumirse como sigue [9]: (a) Compresión de una doble capa difusa alrededor de especies cargadas junto a las interacciones de los iones generadas por la oxidación del ánodo de sacrificio. (b) La neutralización de las especies iónicas presentes en las aguas residuales con la ayuda de los iones producidos por la dilución electroquímica de los ánodos de sacrificio. Estos iones reducen la repulsión electrostática entre partículas a medida en que la atracción de Van der Waals predomina, lo que causa la coagulación. Donde la carga neta del proceso es igual a cero. 17 (c) Formación de flóculos: el flóculo que se formado como resultado de la coagulación crea un manto de lodo que atrapa y se llena de las partículas coloidales que aún quedan en el medio acuoso. Los óxidos sólidos, hidróxidos y oxihidroxidos proporcionados por las superficies activas permiten la adsorción de las especies contaminantes. La electrocoagulación se ha empleado con éxito en la eliminación de los metales, partículas en suspensión, los minerales de arcilla, colorantes orgánicos, aceites y grasas de una gran variedad de afluentes industriales. En este proceso, el potencial aplicado a los ánodos de metal generalmente fabricados a partir de hierro o aluminio, lo que provoca dos reacciones distintas [9](ver figura 1): (a) Electrodos de Fe/Al es disuelto del ánodo generando los correspondientes iones metálicos, los cuales se hidrolizan casi inmediatamente en hidróxidos aluminio o poliméricos de hierro. Estos hidróxidos poliméricos son excelentes agentes coagulantes. El ánodo metálico consumido (sacrificado) es utilizado para una producción continua de hidróxidos poliméricos a su alrededor. La coagulación ocurre cuando estos cationes metálicos se combinan con partículas negativas llevadas hacia el ánodo por movimiento electroforética. Los contaminantes presentes en las aguas residuales son tratados por reacciones químicas de precipitación o por ataques físicos y químicos de materiales coloidales siendo generados por la erosión del electrodo. Entonces ellos son removidos por Electroflotación, o sedimentación y filtración. Así, en lugar de adicionar coagulantes químicos como en el proceso de coagulación convencional, estos agentes coagulantes son generados en el sitio. 18 (b) El agua es también electrolizada en una reacción paralela, produciendo pequeñas burbujas de oxígeno al ánodo e hidrogeno al cátodo. Estas burbujas atraen partículas floculadas y por medio de la flotabilidad natura, flotan los contaminantes floculados en la superficie [9]. Además de esto, las siguientes reacciones fisicoquímicas pueden ser llevadas a cabo en la celda de electrocoagulación: (a) Reducción catódica de impurezas presentes en aguas residuales. (b) Descarga y coagulación de partículas coloidales. (c) Migración electroforética de los iones en solución. (d) Electroflotación de partículas coaguladas por burbujas de O 2 y H2 producidas en los electrodos. (e) Reducción de metales iónicos en el cátodo. (f) Otros procesos electroquímicos y químicos 6.1.1 Formación de coagulantes en los electrodos de sacrificio. Un reactor de electrocoagulación simple se compone de un ánodo y un cátodo Figura 1. Cuando se aplica un potencial de una fuente de alimentación externa, el material del ánodo se oxida, mientras que el cátodo se somete a una reducción o deposición reductiva de metales elementales[10]. La formación de los coagulantes en los electrodos de sacrificio se debe a la oxidación electrolítica. En este proceso el potencial se aplica al metal (M) ánodos, que generalmente se encuentra fabricado de hierro o aluminio, que provocan dos reacciones separadas así: 19 En el ánodo: M(S) →Mn+(aq)+ne_ 2H2O(l) → 4H(aq) + O2 + 4e− (1) En el cátodo Mn (aq) + ne− → M(s) 2H2O(l) +2e−→ H2(g) +2OH− (2) Figura 1. Diagrama esquemático de una celda de electrocoagulación de dos electrodos [11] Fe/Al es disuelto del ánodo generando los correspondientes iones metálicos, los cuales casi se hidrolizan inmediatamente en hidróxidos poliméricos de hierro o aluminio. Los siguientes mecanismos describen la formación de los hidróxidos de hierro [10]: Mecanismo 1 Ánodo: 4Fe(s) → 4Fe2+(aq) + 8e− 20 4Fe2+ (aq) + 10H2O(l) + O2(g) → 4Fe(OH)3(s) + 8H+(aq) (3) Catodo: 8H+(aq) + 8e− → 4H2(g) Total: 4Fe(s) +10H2O(1) +O2(g)→ 4Fe(OH)3(s) +4H2(g) (4) Mecanismo 2 Anodo: Fe(s) → Fe2(aq) + 2e− Fe2 (aq) + 2OH−(aq) → Fe(OH)2(s) (5) Catodo: 2H2O(l) + 2e− → H2(g) + 2OH−(aq) (6) Total: Fe(s) +2H2O(1)→ Fe(OH)2(s) +H2(g) (7) El Fe(OH)m(s) formado permanece en el medio acuoso como una suspensión gelatinosa, que puede eliminar los contaminantes de las aguas residuales, ya sea por la formación de complejos o por atracción electrostática, seguido de la coagulación [10]. Los iones liberados de hierro pueden formar iones monoméricos (Fe (OH) 3), complejos hidroxilo poliméricos y metálicos como por ejemplo Fe (H 2O)6, Fe2 (H2O)6 (OH)4, Fe (H2O)5, Fe (OH)4, dependiendo del pH del medio y los cuales se transforman finalmente en Fe (OH)3. Los hidróxidos formados permanecen en el medio acuoso como una suspensión gelatinosa la cual puede retirar los contaminantes presentes en el agua, ya sea por la formación de un complejo, en la cual el contaminante actúa como un ligando 21 unido al hierro hidratado o por atracción electroestática, seguido por el proceso de coagulación. 6.1.2 Configuraciones de los electrodos. Para mejorar la configuración de un sistema de electrocoagulación, es necesario intercambiar intermitentemente la polaridad de los electrodos [11]. El uso de una celda de electrocoagulación de dos electrodos no es adecuada para el tratamiento de aguas residuales debido a que la velocidad de dilución del metal es muy baja mientras que al aumentar el área expuesta del metal mejora la velocidad de dilución. El uso de electrodos con un área expuesta ampliada es requerido y la mejora en el rendimiento se ha logrado a través del uso de varias semiceldas de electrocoagulación, ya sea con electrodos monopolares o con electrodos bipolares. El diagrama esquemático de electrodos monopolares y bipolares se muestra en la figura 2. En una disposición monopolar cada electrodo de sacrificio es conectado directamente a la fuente intercalando la polaridad de los mismos generando una diferencia de potencial en cada semicelda. Figura 2 Diagrama esquemático de electrodos monopolares y bipolares 22 En la configuración bipolar, los electrodos de sacrificio son ubicados entre los dos electrodos que son polarizados directamente. Los electrodos de sacrificio no cuentan con ninguna conexión eléctrica, estos son polarizados por la diferencia de potencial generada por los electrodos externos que se encuentran conectados a la fuente.. Cuando una corriente eléctrica pasa a través de los dos electrodos estos generan una diferencia de potencial, los lados neutros de las placas conductoras (electrodos de sacrificio) se convierten en lados cargados, que tienen carga opuesta (o menores) con respecto al que se encuentra paralela al lado de ellas. Debido a que los electrodos de sacrificio se encuentran polarizados con cargas diferentes en cada cara estos se conocen como electrodos bipolares [11]. 6.2 Elementos Capacitivos Un condensador es un dispositivo eléctrico no lineal formado por dos terminales compuesto por dos conductores separados por un material no conductor o uno de muy baja conductividad eléctrica como se muestra en la Figura 3. Este material no conductor es conocido como aislante o dieléctrico debido a que cuenta con una resistencia alta. Por causa de la alta resistencia del dieléctrico, las cargas no pueden moverse fácilmente de un material conductor al otro, por dentro del dispositivo lo que generando una polarización del material aislante. Por esta razón las cargas deben ser trasportadas entre los dos materiales conductores, a través de un circuito externo conectado a las dos terminales del capacitor. Un tipo muy simple llamado el capacitor 23 de placas paralelas en mostrado en la figura 3, donde los materiales conductores son representados rectangulares planos separados por un material dieléctrico. Al hacer uso de una fuente de voltaje externa, se logra movilizar una pequeña carga ∆q, de la placa inferior a la superior. Esto genera un aumenta en una carga +∆q en la placa superior mientras que en la inferior disminuye en una carga -∆q. Cada carga ∆q que se transfiere hacia la placa superior aumenta la diferencia de potencial entre las placas ∆V, siendo la diferencia de potencial entre las placas proporcional a la carga transferida. Esto indica que una variación en la diferencia de potencial entre las terminales de ∆V provoca una aumento correspondiente de la carga en la placa superior en una cantidad ∆q y es mantenida indefinidamente de acuerdo a la calidad del dieléctrico que se maneje siempre y cuando las terminales son sean unidas y se puede expresar de la siguiente forma Q=Cv (8) Donde C es una constante proporcional, conocida como capacitancia del dispositivo, en coulombs por voltio. La unidad de capacitancia es conocida como Faradio (F) en honor a Michael Faraday (1791-1867)[12] Figura 3 Condensador de placas paralelas 24 6.3 Consumo de Energía Eléctrica [13] Los parámetros esenciales en los procesos electroquímicos, además de la capacidad y el espacio requerido, son la eficiencia y el tiempo de retención de la emulsión o agua contaminada en las celdas electrolíticas. La eficiencia de remoción ŋ (%), es definido por ( Donde ) ( ) es la concentración inicial en (ppm), y es la concentración final después de la separación (ppm). La potencie eléctrica consumida P (kWh/m3) está dado por ( ) ( ( ) ) Donde U es la potencial eléctrico aplicado (V), I es la corriente eléctrica (A), V volumen de la muestra en (m3) y t tiempo (H). El tiempo de retención t(h) está dado por ( ) ( ) ( ) Dondet(s) tiempo de exposición en segundos (s). Usando el área del ánodo, se puede determinar la densidad de corriente i(A/cm2) la cual se calcular por ( ) Donde I es la corriente eléctrica aplicada (A), y A es el área del ánodo multiplicado por el número de celdas (cm2). 25 6.4 Uso Racional de la Energía Aun cuando muchos autores refieren la sigla URE a los mecanismos de generación eléctrica y al papel que juegan los combustibles fósiles en nuestro modo de vida, se olvidan de la relación directa que tiene esta con el uso final por parte del usuario, debido a que la eficiencia no depende únicamente de los centros de generación, sino que esto depende en mayor medida de los mecanismo de uso [14]. Siendo el objetivo de una política URE llegar a alcanzar similares resultados productivos con un menor consumo de energía, de tal forma que esta sea lo menor posible con un máximo rendimiento social, económico y ambiental, apoyado en la conciencia social que cada vez es mayor con respecto a los retos y los problemas ambientales. Donde el ahorro y la eficiencia son los caminos necesarios que han de llevarse a cabo en los diversos ámbitos como los transportes, vivienda e industria. Debido a que la producción de energía genera una fuerte impacto ambiental, relacionada con el “uso de los minerales energéticos, generación de emisiones y residuos, contaminación de agua, aire y suelos, pérdida de biodiversidad, etc.”[15]. Debido a que la energía como tal no es el final de una cadena sino que es un medio para conseguir prestar un servicio, donde la demanda de esta encubre otros servicios básicos que esta puede proveer como iluminación, transporte, acueducto, fuerza motriz, calor, etc. A partir de esto se entiende como servicio energético a aquella energía provista de forma natural o artificial que se utiliza para satisfacer las necesidades humanas. Como la energía no cuenta con una dinámica propia debido a 26 que surge de los requerimientos de los inmuebles estos mismos definen la cantidad y la calidad de la energía con la cual deben ser provistos [16]. Es por esto que el termino eficiencia energética se refiere a la cantidad de energía tomada de una fuente primaria o final que es gastada para producir una unidad de producto o servicio. De tal forma que el uso racional y eficiente de los recursos energéticos permite obtener un producto o prestar un servicio consumiendo una menor cantidad de energía con niveles inferiores de contaminación del medio. Donde el principal interés de una sociedad que se considere racional es el de consumir una cantidad mínima de energía buscando satisfacer el máximo de sus necesidades. La eficiencia tecnológica juega un papel importante en la reducción del consumo energético, siempre y cuando se encuentre acompañada de una mejora en nuestros hábitos de consumo y reducir la demanda de energía, mitigando el impacto ambiental. “la eficiencia energética consiste en buscar los medios para disminuir la energía consumida en la prestación de cada servicio. Esta condición requiere reconsiderar el concepto de desarrollo sustentable en todas las ramas de la actividad humana” [17]. Para lograr un proceso continuo que garantice un uso eficiente de la energía se debe tener en cuenta: a) tecnologías, sistemas o modos de uso que reduzcan la cantidad de energía consumida para conseguir el servicio energético deseado y de b) las metodologías necesarias para la promoción de la gestión de la demanda que se refiere a la aplicación de metodologías y/o tecnologías que modifiquen la forma de la curva de carga [16]. 27 6.5 Sistemas convencionales de tratamiento de aguas Algunos de los procesos que actualmente se pueden utilizar en el tratamiento de aguas residuales de curtiembres son: Pre-tratamiento: En esta etapa se usan rejas y rejillas que se pueden complementar con trampas de grasa, desarenado, sedimentador y filtración que permiten atrapar la material gruesos, grasas y cualquier objeto que pueda taponar los conductos [18]. Tratamiento fisicoquímico: Estos pueden ser de variados tipos y se pueden aplicar de forma individual o combinada entre ellos como el tratamiento de baño de curtido a cromo donde se agrega cal para lograr la precipitación del hidróxido de cromo a pH superiores a 8, en algunos casos es necesaria la adición de coagulantes y floculantes [19]. Otro tratamiento físico químico convencional se basa en la adición de agentes coagulantes como sulfato de aluminio o cloruro férrico donde las dosis del reactivo y el pH del tratamiento se fijan bajo ensayos de laboratorio, previo a una homogenización química que es un proceso cuyo tiempo no puede ser menor a 24 horas [20] . Tratamiento secundario o Biológico: Este método se basa en fenómenos de biodegradación ya sea por la cría intensiva de colonias de microorganismos o la selección plantas capaces de absorber los contaminantes presentes en las aguas residuales [19]. Como humedales artificiales o fitorremoción consiste en el uso de plantas para saneamiento ambiental para ello se conocen y se estudian un gran número de especies vegetales que son capaces de acumular sustancias toxicas ya sea captándolas o metabolizándolas para transformarlas en otras sustancias menos toxicas. 28 Este tratamiento se debe usar ideal mente posterior a los tratamientos fisicoquímicos [21]. Tratamiento terciario: entre estos se encuentran oxidación química, filtración carbonacea y desinfección. Este tratamiento se usa cuando las condiciones de calidad del agua para el vertimiento lo requieren. Estos procesos en su mayoría son recomendados por su bajo costo operativo, “sus desventajas son que utilizan grandes espacios de terreno y las calidades de los efluentes no siempre alcanzan los límites que se puedan imponer en las regulaciones ambientales” [18] a lo cual se suma el tiempo necesario para que los tratamientos sean efectivos que en muchos casos es superior a 12 horas. Las técnicas electroquímicas buscan hacer uso racional de los espacios en la industria evitando el uso de grandes extensiones de terreno para el tratamiento de las aguas residuales producto de los procesos propios de la industria en este caso curtiembres, junto con la disminución del tiempo necesario para la obtención de un agua de calidad que cumpla con las normatividades vigentes a un bajo costo. 6.6 Diseño de experimentos 6.6.1 Superficie de Respuesta. La superficie de respuesta es el conjunto de técnicas matemáticas y estadísticas utilizadas para optimizar una variable de respuesta sujeta a conjunto de variables predictoras y se usa para analizar las relaciones existentes entre variables que no son completamente entendidas como para presentarlas de forma 29 directa a través de un modelo que se aproxime a su comportamiento. Esto se logra al determinar las condiciones óptimas de operación del sistema [22]. La elección de un diseño de experimento adecuado tiene una influencia fundamental en la exactitud de la aproximación para modelar y explorar la superficie de respuesta, usada para ajustar un modelo matemático del proceso, por lo general estos modelos matemáticos son polinómicos que son alimentados por el conjunto de datos recogidos en los puntos del diseño [23]. Lo que se busca es encontrar con un diseño RSM (método de superficie de respuesta) es la mejor configuración o proceso optimo, solución a problemas o puntos débiles de un proceso y/o hacer un proceso o producto más robusto frente a las influencias de factores externos no controlables [24]. Para el diseño de la metodología de superficie de respuesta es necesario seguir el siguiente procedimiento: (I) es necesario el diseño de una serie de experimentos para la medición adecuada y fiable de las repuestas de interés, (II) desarrollo de un modelo matemático para predecir valores de respuesta que se aproxime a las obtenidas de forma experimental, (III) encontrar la configuración optima de los parámetros experimentales que producen un máximo o un mínimo valor de acuerdo al objetivo del diseño determinando a través de pruebas de hipótesis la importancia de los factores y (IV) representación de los efectos de forma directa e interactiva de los parámetros que intervienen en el proceso en gráficos de dos y tres dimensiones [24]. Diseños Compuestos Centrales. Los diseños compuestos centrales se presentan como una alternativa a los diseños factoriales 3k. Un diseño compuesto central consiste en: 30 k 1. parte factorial: un diseño factorial 2 , completo o fraccional, donde la distancia del espacio centro del diseño a un punto factorial es ± 1 la unidad para cada factor, 2. centro: n0 con n0≥ 1 es el número de réplicas del punto central, 3. parte axial: dos puntos axiales en cada uno de los ejes correspondientes a cada uno de los factores analizados, situados a una distancia ±α con |α|>1 del centro del diseño que son denominados punto de estrella. El valor exacto de α depende de ciertas propiedades deseadas para el diseño y en el número de factores implicados α= [2 k]1/4 k De tal forma que el número total de puntos experimentales para el diseño es N = 2 + 2k + n0 [23]. Diseño Box-Behnken. Este son una clase de diseños de segundo orden rotables o casi rotables basados en diseños que se forman al combinar factoriales 2k con diseños de bloques incompletos de tres niveles. Un cubo que consiste en el punto central y los puntos medios de cada lado. [22]. El número de experimentos (N) necesario para el desarrollo de un Diseño de BoxBehnken es definido como N=2k(k-1)+no. Donde k es el número de factores y no el número de réplicas del punto central [25]. 31 7. ANTECEDENTES Los métodos electroquímicos aparecen con los trabajos de Galvani y Volta en el siglo XVIII, y han sido utilizados en diferentes áreas del conocimiento desarrollando teorías y nuevas tecnologías. Entre ellas se destaca la eliminación de algunos contaminantes presentes en las aguas. La tecnología de la electrocoagulación se ha empleado desde el siglo XIX, más exactamente en el año de 1888, cuando Webster efectuó el primer ensayo reportado en la ciudad de Londres usando electrodos de hierro, a una potencia de 1.8 vatios entre los electrodos, los cuales se encontraban a una pulgada de distancia, y una corriente anódica de 0.6 A/pie2 [26]. En el año de 1909 se emite la primera patente concedida en Estados Unidos [27] relacionada con la purificación de aguas residuales por electrolisis; usando electrodos de hierro y aluminio. El primer proceso de electrocoagulación a gran escala se realizó en 1946 en los Estados Unidos, usando electrodos de aluminio para producir flóculos de hidróxido de aluminio que sedimentaron más rápidamente los colorantes disueltos en agua, removiendo su color. En 1956 se trató agua de río con un sistema similar usando electrodos de hierro. Ambas investigaciones arrojaron resultados prometedores en la remoción de turbidez y color, pero los métodos no eran muy aceptados ya que se especulaba sobre los altos costos de la inversión, en comparación con los productos químicos retirados [27]. Además, debido a la producción en serie de los coagulantes químicos y los elevados gastos de funcionamiento las plantas 32 electroquímicas para la producción de agua potable fueron abandonadas a mediados del siglo XX [14]. En los años 90 se retomó la investigación en esta área en búsqueda de procesos que facilitaran la eliminación de DQO, DBO, metales pesados como Zn 90%, Fe 94% y Pb 50% usando electrodos de Al [13], aceites, pH, partículas ultra finas en suspensión y colorantes de las aguas, con especial énfasis en la industria textil. Los estudios documentaron el logro de la oxidación de compuestos inorgánicos en un 70%, alcalinotérreos del 90 al 99 % [28], alifáticos y aromáticos de un 60 a 70%. Pese a los resultados moderadamente positivos los procesos necesitan ser optimizados para incrementar su eficiencia. En ese aspecto, la corriente eléctrica se convierte en la variable clave a controlar, mientras se modifican otras variables que permitan disminuir el consumo eléctrico [13]. También se logró la separación de combustibles de aguas tales como petróleo e hidrocarburos derivados hasta en un 98 % [29]. Entre los años 2000 a 2006 se desarrollaron diversas investigaciones entre las que se destacan las relacionadas con la industria textil, alimentaría y galvanoplastia. En relación con la industria textil se encontró que los niveles de eliminación de DQO eran inversamente proporcionales al pH del agua [30] y al experimentar con electrodos de hierro y aluminio utilizando densidades de corrientes entre 80 y 150 A/m2 se determinó que los electrodos de aluminio (150A/m 2) son más eficientes con pH inferiores a 6 (más ácidos) mientras que los de hierro (80 -100 A / m2) los son con los mayores a 6 (más básicos), en un tiempo de exposición de 10 minutos llegando hasta una remoción del 80%, pero al comparar la remoción de DQO se observa que el 33 porcentaje es muy bajo tanto en aluminio como en hierro con respecto al consumo de energía en kWh. Tal falencia se debe tener en cuenta para la selección de material [31] obligando a considerar las variables material y consumo de energía eléctrica como determinante de los costos principales a relacionar [32]. En la industria alimentaría se analiza el caso de los restaurantes ya que estas aguas presentan altos niveles de DBO, DQO, sólidos en suspensión, grasas y aceites. Las aguas residuales del caso fueron tratadas con electrodos de aluminio a intensidades de 30- 80 A/m2 logrando un consumo < 1,5 kWh/m3 con una eficiencia de remoción para sólidos en suspensión mayor al 89% , aceites y grasas mayor al 94% y de DQO superior al 70%, para mejorar la conductividad se usó NaCl aun cuando esta no tuvo una influencia significativa sobre la remoción [33]. En otro estudio de la misma industria se presentan resultados de remoción para DQO que exceden el 75% mientras que en grasas superan el 95% con una densidad de corriente entre 10 y 14 Am -2 en 30 minutos de tratamiento, mientras que la diferencia de potencial disminuye a medida que la conductividad aumenta [34]. En el tratamiento para la decoloración y la remoción de fenoles del alpechín que es un subproducto de la elaboración del aceite de oliva se logró una remoción del 76% de DQO, el 91% de polifenoles y el 93% de color oscuro después de 25 minutos de tratamiento para pH entre 4,5 y 5,5 y una densidad de corriente entre 75 y 120 mAcm-2 usando electrodos de aluminio [35]. En otro estudio se logró disminución de color cercana al 96% en tan solo 10 minutos de tratamiento usando electrodos tanto de hierro como de aluminio a una densidad de corriente de 20 mAcm -2 y un pH de 6,2 [36]. 34 Estudios en residuos de la industria de galvanoplastia muestran que la electrocoagulación es útil para la eliminación de Cu, Zn y Cr. Con tan solo 5 minutos se logró que el agua de dicha industria obtuviera niveles admisibles. La cantidad de Cr (VI) alcanzó su punto más bajo sólo después de 20 minutos, lo cual se logró trabajando con un pH entre 4 y 8 usando electrodos de aluminio [37]. Los resultados de esta investigación indican que al ampliar el tiempo de circulación de la electricidad por el sistema se tendría un aumento significativo del consumo proporcional a la eventual reducción máxima de los niveles de Cr VI. Otras investigaciones reportan experimentos relacionados con la eliminación de nitratos [38], arsénico y otros compuestas tanto inorgánicos como orgánicos [39, 40]. Es importante destacar que esta tecnología aunque estudiada desde siglo XVIII, aún no cuenta con una investigación sistemática que permita predecir el proceso teniendo en cuenta su comportamiento químico, sus reacciones o sus mecanismos [41, 42]. En la actualidad se está trabajando sobre los efectos que tienen los electrodos en los procesos de electrocoagulación de aguas contaminadas con diferentes materiales con especial énfasis en los electrodos de hierro, aluminio y acero inoxidables [43, 44]. Parte de las investigaciones se relacionan con la purificación de aguas residuales urbanas procedentes de la industria del sacrificio de aves de corral donde se lograron remociones de DBO cercanas al 86%, además aceite y grasas alrededor 99% [44] urbanas con remociones de DQO superiores al 55% [15]y la remoción de arsénico en aguas residuales subterráneas [45]. 35 Además en la industria alimentaria de producción de aceite a partir de la aceituna se eliminaron polifenoles en un 91%, color en 95% y DQO del 76% [35], en lixiviados la reducción de DQO es del 59% y amoniaco de un 14% con un consumo de 39,7 kWh/m3 [46] que corresponde a un consumo de energía eléctrica bastante considerable, para incrementar el porcentaje de remoción de amoniaco por encima del 24% para ello se requieren varias modificaciones de aireación y adición de alcalinidad . Actualmente en la industria textil se están analizando los efectos del pH y su manipulación antes del proceso de electrocoagulación para así mejorar la remoción de DQO y sólidos en suspensión [47], Es importante aclarar que el consumo eléctrico no depende del pH pero sí de la configuración de los electrodos [48]. Debido a que los afluentes de esta industria curtiembre se encuentran contaminados con una mezcla de material biológico procedente del cuero y químico de origen orgánico e inorgánico. Por lo general en estas aguas se pueden encontrar altas concentraciones de cloruros, sulfonatos alifáticos, sulfatos, etoxilados alifáticos y aromáticos, sulfonados poli-fenoles, ácidos acrílicos condensados, ácidos grasos, colorantes, proteínas, carbohidratos solubles y Na 2S [49]. Aunque la concentración de estas sustancias utilizadas para el tratamiento del cuero varía con cada región; en algunos lugares utilizan el cromo Cr(III) y/o Cr(VI) que aun en bajas cantidades es un contaminante que presenta gran inconveniente para ser tratado, y por procesos ineficientes se puede encontrar en altas cantidades disueltos en las aguas residuales [6] siendo este de alto grado de toxicidad [50]. 36 Se han investigado diversos mecanismos para la purificación de estas aguas buscando soluciones a nivel mundial, aunque la mayoría con dificultades que impiden su aplicación a gran escala como la electrocoagulación que ofrece resultados prometedores como la remoción de Cr 68%, NH3 43,21%, COT 55,1%, sulfatos 96,7% y colorantes 84,3% con un consumo de energía de 0,25 kWh/m 3 con tiempos de exposición inferiores a 25 minutos [51]. Sin embargo, al aumentar los tiempos de exposición y por tanto el consumo total se pueden tener porcentajes muy superiores del Cr que puede llegar alrededor del 93% [52], DQO un 82% con un consumo eléctrico de 5,768 kWh/m3, de los aceites y grasas de 96%[53]. Aunque con estos resultados el proceso tiende a ser competitivo y por tanto viable aún se está estudiando cómo reducir aún más el consumo de energía y los tiempos de exposición. Una de las técnicas que pueden aumentar la eficiencia de los electrodos de aluminio y por tanto disminuir el consumo de energía eléctrica es el uso de una corriente alterna o AC debido a que genera una reducción el consumo cercana al 50% con respecto a la corriente directa o DC para materiales como el cadmio (Cd) llegando a una eficiencia en la remoción del 99% [54]. Para la disminución de los colorantes presentes en las aguas de la industria textil y la carga orgánica del efluente el uso de la AC aumenta en cerca del 14% la eficiencia en la remoción evaluadas en TOC (carbón orgánico total) y colorante amarillo siendo un factor decisivo en la investigación la frecuencia de alternación de los electrodos de aluminio de 300 Hz-1 [55]. 37 En lo relacionado con la remoción de Cr (VI) se encuentra que el uso de pares de electrodos de Al y Fe junto con una alternación del ánodo entre ellos cada 4 minutos logran remociones del 99% con una reducción del tiempo de exposición entre 3 y 25%, lo cual depende del pH y concentración inicial, con un consumo de energía eléctrica de entre 4 y 58 kWh/m3 para concentraciones iniciales de entre 50 y 1000 mg/L [56]. Otra de las ventajas del uso de la AC es que esta permite un desgaste uniforme en la superficie de los electrodos, lo cual previene la pasivación de los mismos y por tanto aumenta el tiempo entre cada mantenimiento reduciendo los costos asociados a este [57]. 38 8. MATERIALES Y MÉTODOS 8.1 Muestras Las muestras utilizadas en este estudio fueron obtenidas de un tanque de almacenamiento sin tratar, de una empresa dedicada al procesamiento de pieles a través del curtido con cromo ubicada en el barrio San Carlos en Bogotá (Colombia). Las muestras fueron recogidas y almacenadas en 5 contenedores de 20 litros de polietileno. Posteriormente fueron caracterizadas midiendo el pH, Cr, Conductividad y DQO. Al caracterizar una muestra de agua procedente de uno de los recipientes de almacenamiento esta cuenta con un pH inicial de 3,78, una concentración inicial de cromo de 2690 mg/l, DQO de 2380 mg/l y una conductividad de 430 mS/cm 2. 8.2 Equipos La conductividad de las muestras del agua del efluente se midió con un coductímetro Schott Handylab LF 12 con un rango de precisión del 0,5% del valor medido. El pH inicial de las aguas residuales se midió utilizando un potenciómetro Schott Handylab pH 11 cuyo rango de precisión se encuentra en ± 0,01 unidades de pH. La concentración de cromo se midió utilizando un equipo de absorción atómica marca Perkin Elmer Analyst 300 con un rango de medición de 0,005 a 5 ppm. La demanda química de oxigeno se medido usando el equipo 877 Titrino plus Metrohm el cual cuenta con una exactitud en la medida del DQO de ±0,003 mg/L. Para el diseño estadístico del experimento y el 39 posterior análisis de los resultados se utilizó los programas Desing-Expert 7 Trial versión y STATGRAPHICS Centurion XVI Demo versión. 8.3 Celda de Electrocoagulación La celda de electrocoagulación fue construida en acrílico de 5 mm transparente con las siguientes dimensiones 10 cm X 10 cm de base y 18 cm de alto, con láminas laterales separadoras de 1cm de grosor en acrílico y con espacios entre ellas de 2 mm tal como se ilustra en la Figura 4. El volumen de aguas residuales del efluente curtiembre tomado fue de aproximadamente 1000 ml por tratamiento. Se utilizaron seis electrodos de sacrificio de hierro (Fe) en placas de 10 cm de ancho, 15 cm de alto, 2 mm de espesor, dispuestos en configuraciones monopolares en paralelo intercalados en tres grupos, la distancia entre cada placa es definida por las láminas separadoras del reactor a aproximadamente 10 mm. Ver Anexo 1. Figura 4. Celda de electrocoagulación 40 8.4 Procedimiento de electrocoagulación En primer lugar se procede a realizar un decapado de seis placas de hierro lavándolas con ácido nítrico (HNO3) al 0,1N para remover la grasa protectora que evita que estas se oxiden con la humedad de medio ambiente posteriormente se lijan hasta que la superficie quede perfectamente limpia. Cuando las placas estuvieron limpias, se acomodaron en el reactor o celda de electrocoagulación separadas una distancia de un centímetro con una configuración de electrodo monopolar. Se ajustó el pH inicial de un litro de agua a tratar dentro del rango determinado por el diseño de experimentos adicionando una solución de NaOH al 30% y posteriormente se introducen en el reactor de tal forma que las láminas de hierro quedan sumergidas 10 cm, se coloca sobre la plancha de agitación a 900 rpm y se hace fluir la corriente eléctrica por el sistema durante 20 minutos. Pasados 20 minutos de tratamiento, las celdas fueron retiradas de la plancha de agitación, se removieron los electrodos de hierro y se dejó decantar durante una hora, tiempo después del cual se tomó una muestra de 250 ml de agua del centro del reactor con el fin de no sacar ni agitar los sedimentos del fondo, para la realización de análisis de cromo y DQO. Antes de tomar los volúmenes se agita fuertemente las muestras de 250 ml para lograr una correcta homogenización de la misma y se aplican los métodos de análisis químicos descritos para la determinación de DQO y Cr. (Ver Anexo 2). 41 Las muestras son analizadas para la determinación de cromo total de acuerdo con el método normalizado 3500-Cr B. (Método de absorción atómica para cromo total) [58].Para la determinación de DQO (demanda química de oxigeno) se usó el método normalizado 5220 C. (Reflujo cerrado, método titulométrico) [58]. 8.4.1 Experimentos con corriente directa. El proceso de electrocoagulación usando corriente directa se desarrolló con el fin de tener un punto de comparación entre este y el proceso objetivo de la presente investigación. Para ello se seleccionaron algunos rangos de parámetros a partir de los resultados obtenidos en algunas investigaciones anteriores, descritas en los artículos de la revisión tales como el pH inicial el cual se varía entre 5 y 7, la intensidad de la corriente aplicada, la cual varía entre 42 mA/cm2 y 64 mA/cm2. Los rangos son introducidos en al programa previa selección, del modelo central compuesto, este programa nos entrega un diseño de experimento con 8 muestreos a diferentes valores de pH inicial y corriente, junto con 5 réplicas del punto central en orden aleatorio como se ilustra en el Anexo 3, estas pruebas se ejecutaron en el mismo orden aleatorio que se puede observar en el Anexo 3. 8.4.2 Experimentos con corriente alterna pulsante. El proceso de electrocoagulación usando corriente alterna pulsante (PAC) se desarrolló con el fin de analizar la efectividad y eficiencia de los pulsos para reducir la pasivación de los electrodos y 42 asegurar la consecuente disminución del consumo eléctrico. Además con la alternación de los electrodos se quiere lograr un desgaste homogéneo de los mismos [57]. Para el diseño de experimentos se seleccionó un rango similar de intensidad y pH al utilizado en el proceso de electrocoagulación en corriente continua como lo son pH inicial entre 5 y 7, intensidad en el rango de 42 mA/cm2 a 72 mA/cm2 (2,1 A a 3,6 A). Además de esto se utilizó un sistema de control que permite la conversión de la corriente continua de la fuente en corriente pulsante con un rango que varía desde los 2000 Hz a 4000 Hz con un ciclo útil del 50% (el tiempo activo es igual al tiempo apagado) y el cambio de polaridad de los electrodos (alternación) a una frecuencia de 1 mHz a 11 mHz con semiciclos simétricos Figura 5. Figura 5. Corriente alterna pulsante Después de tomadas las muestras bajo las mismas especificaciones en el diseño de experimento en cuanto a tiempo de exposición al tratamiento (20 min), agitación (900 rpm) y tiempo de sedimentación (1h) se procede al análisis químico para la determinación de DQO y Cr, resultados que se muestran en el Anexo 9. Adicional a 43 dichas especificaciones se calculó la eficiencia en la remoción para cada una de las pruebas tanto de DQO y Cr. Los rangos son introducidos en el programa previa selección del modelo Box-Behnken. Se seleccionó un ajuste diferente al utilizado en el diseño de experimentos para corriente continua con el fin de evitar posibles errores por vicio del investigador, además por cuanto el ajuste seleccionado es apropiado para el análisis de cuatro variables, como en el caso del presente experimento. El programa arrojó un diseño de experimento con 23 muestreos a diferentes valores de pH inicial, intensidad, pulsos y alternaciones, junto con 5 réplicas del punto central en orden aleatorio. Dichas pruebas se ejecutaron según el orden del indicado por el programa. 8.4.3 Cinéticas. Para la realizar la determinación de la variación de la remoción en función del tiempo, se extrajeron muestras cada minuto durante los primeros 5 minutos y después de estos cada 5 minutos hasta completar 25 minutos de tratamiento. Pasado el tiempo de tratamiento por muestra esta se bajó de la plancha de agitación, se retiraron los electrodos y se dejó sedimentar durante una hora, tiempo después del cual se toma una muestra de 250 ml de agua del centro del reactor evitando no sacar ni agitar los sedimentos del fondo para las posteriores pruebas de concentración de cromo y DQO 44 9. RESULTADOS Y DISCUSIÓN 9.1 Electrocoagulación con Corriente Directa Los parámetros iniciales obtenidos durante la caracterización del agua son pH 3,78, Cr 2690 mg/l, DQO 2380 mg/l y conductividad 430 mS/cm2. A través del uso de la corriente directa se determinaron los óptimos del proceso evaluados en la remoción de cromo y DQO como punto de partida para el análisis de las mejoras que se pretenden implementar. 9.1.1 Ajuste para la remoción de cromo con corriente continua. Los datos obtenidos del análisis de las muestras (anexo 4) se analizaron a través de un ANOVA (anexo 5) que particionó la variabilidad de la remoción de Cr en piezas separadas para cada uno de los efectos, y probó la significancia estadística para cada uno de los mismos, por medio de lo cual se observó que 4 de estos tienen un valor-P menor que 0,05 lo cual indica que tienen una influencia significativa diferente de cero sobre el comportamiento del ajuste con un nivel de confianza del 95%. Coeficiente constante A:INTENSIDAD B:pH AA AB BB Estimado k1=-115,604 k2=70,8969 k3=25,1181 k4=-6,17866 k5=-4,23912 k6=-0,606515 Tabla 1. Coeficientes de regresión para la remoción de cromo El R2 del anexo 5 indica que el ajuste de regresión cuadrático, explica 97,18% de la variación en la remoción de Cr. El estadístico R2 ajustado, que es el más adecuado para 45 comparar los ajustes con diferente número de variables independientes, es 95,17% [59]. Mientras que el error estándar estimado de los residuos del ajuste es de 1,97. Al usar los coeficientes de regresión Tabla 1 obtenidos a través del ajuste se puede construir la ecuación del modelo ajustado que representa de forma significativa los datos obtenidos tal como se observó a través del análisis del ANOVA. F(A,B)=k1+k2A+k3B+k4A2+k5AB+k6B2 (13) Al realizar el análisis de los datos a través del ajuste cuadrático para la remoción de cromo se encuentra que con solo 20 minutos se logran remociones superiores al 70% en el límite inferior de los rangos mientras que el límite superior de los rangos se logra remociones superiores al 95%. Estas remociones son directamente proporcionales al aumento del pH inicial y la corriente eléctrica aplicada al sistema. Figura 6. Superficie de respuesta a) contornos b) superficie De acuerdo con lo observado en la Figura 6a, si se quiere obtener remociones superiores al 85 % sin importar el pH inicial dentro del rango seleccionado, la intensidad debe superar 2,8 A, pero para intensidades iguales e inferiores a 2,7 A el pH 46 inicial debe ser superior a 6. Mientras que si se quiere obtener una remoción superior al 85% sin importar la intensidad dentro del rango seleccionado este debe ser superior a pH 6,5 Figura 6a. Al observar la Figura 6b que los dos factores tienen un alta significancia en el proceso. Aunque esto se evidencia cuando uno de los dos se encuentra en el rango inferior. Al observar la Figura 6b desde la perspectiva de la intensidad de corriente, se puede observar que al ser el pH inicial cercano a 5 la pendiente que muestra la superficie es mayor al tener aumentos significativos con respecto a la intensidad, y a medida que esta se acerca a 7 la pendiente es menos pronunciada disminuyendo la influencia de la intensidad sobre el proceso pero logrando los valores más altos de remoción del experimento. Si se analiza la Figura 6b desde la perspectiva del pH se puede notar que cuando la intensidad se encuentra cercana a 2,1 A la pendiente que muestra la superficie de respuesta es mayor que cuando el valor de la corriente eléctrica se acerca a 3,7 A aunque en este extremo se logran remociones muy altas. Se observa que la intensidad tiene una mayor influencia en el tratamiento por electrocoagulación con corriente directa sobre la remoción de cromo. Lo cual se comprueba a través del diseño de un diagrama Pareto estandarizado que ilustra la significancia de cada uno de los efectos por separado. Donde se puede observar que 4 efectos son significativos como se notó en el análisis de la ANOVA, siendo la intensidad la de mayor significancia en el tratamiento, mientras que el pH inicial tiene una menor significancia en el proceso pero su influencia es significativa. Si se observa la interacción 47 entre los dos factores se puede notar que es significativa en el tratamiento pero tiene un efecto negativo sobre el mismo lo que se evidenció en el análisis de la Figura 7 donde la relaciones entre los efectos es inversamente proporcional para lograr el máximo rendimiento con cada uno de los factores individualmente vistos. Figura 7. Diagrama de Pareto Estandarizado para la remoción de Cr La optimización de la ecuación del ajuste matemático se realizó para encontrar las condiciones de pH y corriente eléctrica en la cuales se logre la máxima remoción de cromo. Los valores arrojados por el diseño de experimentos para intensidad oscilan entre 3,13 A y 3,66 A, mientras que el pH inicial varía entre 6,81 y 7,00 , los cuales se encuentran en el pico máximo de la curva o cresta de la Figura 6b para los cuales se esperan remociones que oscilan entre el 98,61 y 99,12 divididos en 28 posibles combinaciones de las cuales se toma la recomendada. La predicción de la remoción recomendada para el diseño de experimentos se encuentra alrededor de 98,95% cuando a través del sistema fluya una corriente de 3,53 A (70,60 mA/cm2), y las aguas del efluente tengan un valor inicial de pH de 6,96. 48 Tomando estos valores como referencia se realiza la cinética. Los valores obtenidos en las 9 muestras se describen en el Anexo 6. Si se toma en cuenta que el voltaje necesario para hacer fluir una corriente eléctrica de 3,53 A a una distancia de 10 mm en el agua del efluente tratado es de 1,60 V se puede calcular la potencia en vatios (W) del sistema, siendo este valor 5,64 W durante su funcionamiento. Para determinar el consumo energético (kWh/m3) del tratamiento, es necesario analizar el tiempo durante el cual la potencia del sistema es aplicada para el tratamiento del agua residual y el volumen de la misma Anexo 6. 100 90 Remoción (%) 80 70 60 50 40 Cromo 30 DQO 20 10 0 0 5 10 15 Tiempo (min) 20 25 Figura 8 curvas cinéticas para cromo DC En los datos ilustrados en la figura 8 se puede observar una remoción significativa desde el primer momento, ya que esta supera los 800 mg/L en tan solo un minuto, con un consumo inferior a 0,1 kWh/m3, al pasar 5 minutos la remoción supera el 50% al descender la cantidad de cromo en el agua del efluente a menos 1000 mg/L con un consumo de 0,47 kWh/m3, pasados 10 minutos del tratamiento la remoción supera el 49 80% y el consumo es inferior a 1 kWh/m3, a los 15 minutos la remoción de Cr supera el 95% y el consumo es menor a 1,88 kWh/m 3. Al observar estos datos gráficamente (Figura 8) se encuentra tal como se espera que la remoción no sea lineal a través de todo el tiempo de análisis ya que esta es más intensa durante los primeros 15 minutos y posterior a esto se tiende a estabilizar. Junto con la remoción de Cr también se analizó el comportamiento de la remoción de DQO para esta misma cinética, y se observaron remociones altas, incluso desde el primer minuto donde se alcanzó una remoción del 66,16% con 0,09 kWh/m3, y se mantuvo superior a la de Cr durante los primeros 5 minutos, con una remoción de DQO superior al 69% en comparación al Cr que apenas era del 64% en la misma muestra y con un consumo eléctrico de 0,47 kWh/m 3, aunque posteriormente la remoción de Cr supera a la de DQO ya que esta última tiene una tasa de variación menor pasados 5 minutos. Al comparar la remoción máxima de los parámetros evaluados para esta agua se observa que la remoción de Cr es superior a la de DQO ya que la primera en su máximo supera el 99% mientras que la de DQO es del 80% (Figura 8) con un consumo eléctrico cercano a los 2,35 kWh/m3 esto es debido a que la electrocoagulación es más eficiente en la remoción de metales que en sales orgánica y otros compuestos [60]. Al comparar los resultados obtenidos con los de investigaciones anteriores encontramos que para remover un 68% de Cr es necesario 0,89 kWh/m 3 [61], este valor concuerda con los obtenidos en la cinética para Cr (ver anexo 6) para tiempo 50 entre 5 y 10 minutos durante el cual se logran remociones de Cr desde 64,94% hasta 84,23% con consumos que va desde 0,47 kWh/m3 a 0,94 kWh/m3. 9.1.2 Ajuste para la remoción de DQO con DC. En la ANOVA (Anexo 7) se particionó la variabilidad de la remoción de DQO en piezas separadas para cada uno de los efectos, y probó la significancia estadística para cada uno de los mismos, por medio de lo cual se observó que 2 de estos tienen un valor-P menor que 0,05 lo cual indica que tienen una influencia significativa diferente de cero sobre el comportamiento del ajuste con un nivel de confianza del 95%. El estadístico R2 del Anexo 7 indica que el ajuste de regresión cuadrático, explica 76,05% de la variación en la remoción de DQO. El R2 ajustado, que es el más adecuado para comparar ajustes con diferente número de variables independientes, es 58,95% y expresa los datos prácticos obtenidos para el diseño de experimentos. Aunque estos datos hacen pensar que un ajuste cubico podría ser mejor ninguno de los dos programas lo recomiendan debido al que solo se cuenta con dos variables y los datos podrían llegar a ser insuficientes. Al usar los coeficientes de regresión (ver Tabla 2) obtenidos a través del diseño de experimentos se puede construir la ecuación matemática del ajuste que representa de forma significativa los datos obtenidos tal como se observó a través del análisis del ANOVA. 51 Coeficiente constante A:INTENSIDAD B:pH AA AB BB Estimado k1=-443,079 k2=141,293 k3=98,895 k4=-9,15017 k5=-13,1302 k6-4,91073 Tabla 2. Coeficientes de regresión para la remoción de DQO F(A,B)=k1+k2A+k3B+k4A2+k5AB+k6B2 (14) Al realizar el análisis de los datos a través del ajuste matemático cuadrático para la remoción de cromo se encuentra que con solo 20 minutos se logran remociones superiores al 36% en el límite inferior de los rangos mientras que el límite superior de los rangos se logra remociones superiores al 80%. Estas remociones son directamente proporcionales con el aumento de la corriente eléctrica e inversamente proporcional al aumento del pH inicial. Figura 9. Superficie de respuesta a) contornos b) superficie De acuerdo con lo observado en la Figura 9a, si se quiere obtener remociones superiores al 70 % sin importar el pH inicial dentro del rango seleccionado, la corriente debe superar 2,9 A. Mientras que si se quiere obtener una remoción superior al 65% sin 52 importar la corriente dentro del rango seleccionado este debe ser superior a pH 6,1 Figura 9a. Al observar la Figura 9b que los dos factores tienen una significancia importante en el proceso. Al analizar la Figura 9b desde la perspectiva de la corriente se puede observar que al ser el pH cercano a 5 la pendiente que muestra la superficie tiende a ser muy pronunciada mostrando un aumento directamente proporcional y significativo con respecto a la corriente usada, pero a medida que se acerca a un pH de 6 y sólo sobrepasa la pendiente disminuye y cambia el sentido de la proporcionalidad con respecto a la corriente a medida que se acerca a un pH de 7. Si se analiza la Figura 9b desde la perspectiva del pH se puede notar que cuando la corriente se encuentra cercana a 2,1 A la pendiente que muestra la superficie de respuesta es pronunciada y directamente proporcional, a medida que la corriente se encuentra alrededor de 2,85 A la pendiente de remoción disminuye y cambia su proporcionalidad con respecto al pH inicial y logra su máxima remoción cuando la corriente eléctrica se acerca a 3,7 A. Tomando en cuenta lo anteriormente descrito se podría llegar a pensar que la corriente tiene una mayor influencia en tratamiento por electrocoagulación con corriente directa sobre la remoción de DQO. Lo cual se comprueba a través del diseño de un diagrama Pareto estandarizado que ilustra la significancia de cada uno de los efectos por separado. Donde se puede observar que 2 efectos son significativos como se notó en el análisis de la ANOVA, siendo la intensidad la de mayor significancia en el tratamiento, mientras que el pH tiene no tiene una significancia importante en el proceso. Si se 53 observa la interacción entre los dos factores se puede notar que es significativa en el tratamiento pero tiene un efecto negativo sobre el mismo lo que se evidencio en el análisis de la Figura 10 ya que el valor máximo de remoción se logra cuando la corriente se aproxima al valor máximo mientras que el pH es próximo al mínimo del rango experimental. La optimización de la ecuación del ajuste matemático se realizó para encontrar las condiciones de pH inicial y corriente eléctrica en la cuales se logre la máxima remoción de DQO. Los valores arrojados por el diseño de experimentos para corriente oscilan entre 3,45 A y 3,7 A, mientras que el pH inicial varía entre 5,06 y 5,15, los cuales se encuentran en el pico máximo de la curva o cresta de la Figura 9b para los cuales se esperan remociones que oscilan entre 81,8% y 83,2% divididos en 4 posibles combinaciones de las cuales se toma la recomendada por el diseño de experimentos. La predicción de la remoción recomendada por el diseño de experimentos se encuentra alrededor de 81,81% cuando a través del sistema fluya una corriente de 3,53 A (70,6 mA/cm2), y las aguas del efluente tengan un valor inicial de pH de 5,06. Tomando estos valores como referencia se realiza la cinética. Debido a que por el sistema fluye una corriente de 3,53 A cuando entre las láminas hay una diferencia de potencial de 1,6 V el sistema necesita 5,648 W, la cual nos permite calcular el consumo eléctrico del tratamiento. Los valores obtenidos en las 9 muestras y de los cálculos se describen en el anexo 8. 54 Diagrama de Pareto Estandarizada para REMOCION DQO + - A:INTENSIDAD AB AA BB B:pH 0 0,5 1 1,5 2 Efecto estandarizado 2,5 3 Figura 10. Diagrama de Pareto Estandarizado para la remoción de DQO En el anexo 8 se puede observar una remoción de DQO superior a 1500 mg/L (64%) en tan solo un minuto con un consumo eléctrico cercano a 0,094 kWh/m 3 siendo esta la mayor proporción de la remoción total del tratamiento. Pasados 5 minutos el tratamiento ha removido más del 69% aproximadamente 1600 mg/L con un consumo de 0,47 kWh/m3, pero a medida que el tiempo pasa el tiempo la reacción que provoca la disminución de la DQO tiende a estabilizarse lo que se visualiza con la disminución en la tasa de remoción. A los 10 minutos la tasa de remoción se estabiliza, mientras que la remoción acumulada es aproximadamente de 1700 mg/L lo que equivale al 72,49% con un consumo menor a 1 kWh/m3 y a los 15 minutos la remoción acumulada es del 77,08% que es aproximadamente 1830 mg/L con un consumo de 1,41 kWh/m 3. Tomando en cuenta que el ajuste matemático fue diseñado con el tiempo base de 20 minutos y que para este la remoción calculada es del 81,81% y la obtenida es del 79,99%, indicando que el ajuste es una buena representación del proceso ya que sólo presenta un error cercano al 2% a pesar de los dificultades de ajuste observados en el análisis del ANOVA en el R2. Remoción (%) 55 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Cromo DQO 0 5 10 15 20 25 Tiempo (min) Figura 11 Remoción de DQO para DC en función del tiempo La remoción de Cr que se analizó paralelo a la remoción de DQO para esta cinética muestra resultados interesantes. Aproximadamente antes de los 7 minutos esta se encuentra por debajo de la remoción de DQO, pero cuando el consumo se acerca a 0,94 kWh/m3 éste supera al de DQO con un porcentaje de remoción alrededor de 83% mientras que el de la DQO es de 72%. Al comparar la remoción máxima de los parámetros evaluados para esta agua se observa que la remoción de Cr es superior a la de DQO ya que la primera en su máximo supera el 96% mientras que la de DQO es del 80% (Figura 11) con un consumo eléctrico cercano a los 2,35 kWh/m3. En investigaciones anteriores a esta se encuentra que para la remoción de DQO superiores al 68% con tratamientos similares se necesitan 5,768 kWh/m 3 [53], lo que es muy superior a lo encontrado en la presente investigación aunque es de aclarar los niveles de DQO manejados son muy inferiores a los presentados en la investigación de Sengil [53]. 56 Al observar el proceso tanto para las cinéticas como los diseños de experimento se visualiza una alta acumulación de burbujas y flóculos que tiende a desplazar el líquido de alrededor de los electrodos lo que se empieza a ver desde los primeros minutos, con el tiempo estas sobrepasan la altura de los electrodos y fluye por la parte superior entre las celdas y al exterior del reactor como se observa en la figura 12. Lo cual puede aumentar la resistencia del cada semi celda y con ello dificulta el paso de la corriente eléctrica a través de la muestra tratada y disminuyendo el área efectiva del electrodo lo que hace que la energía consumida en el proceso no sea usada eficientemente. Figura 12. Formación de espuma para el tratamiento con DC 9.1.3 Análisis de resultados con corriente continua. A través del análisis de los diseños de experimentos de Cr y DQO se observa que la intensidad es factor importante en la remoción de estos, lo que la convierte en un parámetro de una alta significancia que 57 podría ser intervenido en búsqueda de una reducción significativa en el consumo eléctrico. Al analizar el consumo eléctrico del tratamiento se nota que para alcanzar una remoción máxima para los dos parámetros a estudiar depende de la diferencia de potencial entre pares de electrodos y la corriente eléctrica que circula entre las láminas y el agua residual. De tal forma que el consumo eléctrico para logar la máxima remoción en las dos cinéticas es de 2,35 kWh/m 3, lo cual concuerda con los resultados observados en la literatura ya que para procesos similares estos valores varían desde 1,04 kWh/m3[62] a pH iniciales altos cercanos a 9 hasta 5,8 kWh/m3 a pH iniciales bajos cercanos a 3 [53]. Durante el proceso de electrocoagulación la mayor inversión de consumo se da en la remoción del DQO y este tiene un crecimiento mayor al del Cr durante todo el proceso. La relación de consumo/remoción a través del tiempo indica que entre los dos tratamiento con corriente directa no existe una diferencia significativa tanto para la remoción de cromo como de la demanda química de oxígeno. 9.2 Electrocoagulación con corriente alterna pulsante Mediante el uso de la corriente alterna pulsante (PAC) se analizaron las variables remoción de cromo y DQO como se muestra a continuación. 9.2.1 Ajuste para la remoción de cromo con PAC. En la ANOVA (Anexo 10) se particionó la variabilidad de la remoción de Cr en piezas separadas para cada uno de los 58 efectos, y probó la significancia estadística para cada uno de ellos por medio de lo cual se observó que 7 de estos efectos tienen un valor-P menor que 0,05 lo cual indica una influencia significativa diferente de cero sobre el comportamiento del ajuste con un nivel de confianza del 95%. El estadístico R2 del anexo 10 indica que el ajuste de regresión cubico, explica 96,17% de la variación en la remoción de Cr. El estadístico R2 ajustado, que es el más adecuado para comparar ajustes con diferente número de variables independientes, es 82,13%. Mientras que el error estándar estimado de los residuos del ajuste es de 2,66. De estos estadísticos se puede asumir que el ajuste cuadrático es significativo y que expresa los datos prácticos obtenidos para el diseño de experimento. Mientras que el estadístico de Durbin-Watson (DW) nos indica que no hay auto correlación serial de los mismos. Al usar los coeficientes (Tabla 3) de regresión obtenidos a través del diseño de experimentos se puede construir la ecuación de ajuste que representa de forma significativa los datos obtenidos tal como se observó a través del análisis del ANOVA. Coeficiente Estimado BD k12=-2,05016 Constante k1=-746,342 CC k13=-13,908 A: PULSOS k2=0,453052 CD k14=5,2888 B: ALTERNA k3=3,73423 DD k15=-0,339021 C: pH k4=179,717 AAB k16=0,0000000725417 D: INTENSIDAD k5=57,7484 AAC k17=0,0000027282 AA k6=-0,0000510187 AAD k18=0,00001176 AB k7=-0,00183423 ABB k19=0,000200223 AC k8=-0,0709697 ACC k20=0,00455695 AD k9=-0,0640741 BBC k21=0,069946 BB k10=-1,43191 BBD k22=0,16114 BC k11=2,64068 BCC k23=0,236875 Tabla 3.coeficientes para la remoción de cromo en PAC F(A,B,C,D)=k1+k2A+k3B+k4C+k5D+k6A2+k7AB+k8AC+k9AD+k10B2+k11BC+k12BD+k13C2+k14CD +k15D2+k16A2B+k17A2C+k18A2D+k19AB2+k20AC2+k21B2C+k22B2D+k23BC2 (15) 59 Figura 13 Remoción Cr. intensidad vs pulsos (a) pH 5 (b) pH 6 (c) pH 7. Al realizar el análisis de los datos a través del ajuste matemático polinomial de grado tres para la remoción de cromo se encuentra que con solo 20 minutos se logran remociones superiores al 77% en el límite inferior de los rangos mientras que el límite superior de los rangos se logra remociones superiores al 99%. Estas remociones son directamente proporcionales al aumento del pH inicial y la corriente eléctrica aplicada al sistema. En la figura 13 se puede observar que la intensidad tiene un efecto significativo en el proceso de electrocoagulación con PAC, muy similar al presentado por los pulsos, con efectos directamente proporcionales entre ellos cuando la intensidad supera los 2,8 A. Para intensidades inferiores a 2,8 A se observa una convección en la superficie de respuesta la cual aumenta a medida que el pH se aproxima a 5, quedando el punto máximo de inflexión de esta concavidad entre 2,5 kHz y 3,5 kHz con una remoción mayor al 90% del Cr. Pero si se quieren remociones superiores al 95% los valores óptimos serían los cercanos a una intensidad de 3,6 A con una frecuencia de pulso de 4 kHz donde el pH inicial juega un papel importante en la mejora de la eficiencia de la remoción. Para este 60 análisis y los siguientes se usa una frecuencia de alternación de electrodos de 1mHz debido a que es los más próximo a un comportamiento de corriente continua. Figura 14 Remoción Cr. pH vs pulsos (a) 2,1 A (b) 2,85 A (c) 3,6A En la Figura 14 (a) se puede observar que a intensidades cercanas a 2,1 A el pH tiene un disminución en su significancia en especial en el rango de 2,5 kHz a 3,5 kHz entre los cuales se logran las mayores remociones que superan el 90% mostrando una alta significancia de los pulsos en el proceso. Mientras que a intensidad superiores a 2,8 A (figura 14 b) el pH inicial es un factor altamente significativo en el proceso junto con los pulsos logrando una relación proporcional directa que se acentúa más a medida que la intensidad se aproxima a 3,6 A logrando remociones superiores al 95 % (figura 14 c). Figura 15. Remoción Cr. pH vs intensidad, con pulsos a (a) 2 kHz (b) 3 kHz (c) 4kHz 61 En la figura 15 (a) se observa que a frecuencias de pulsos cercanas a 2 kHz y pH inferiores a 6 la intensidad no es muy significativa pero por encima del pH 6 esta es significativa y es proporcional al pH. Cuando la frecuencia del pulso se encuentra alrededor de 3 kHz (figura 15 b) y el pH por debajo de 6 este último es inversamente proporcional a la intensidad aplicada al sistema pero cuando el pH supera los 6 la proporcionalidad entre la intensidad y el pH cambia regresando a una proporcionalidad directa. Con frecuencias de pulso cercanas a los 4 kHz (figura 15 c) se logra una superficie de respuesta similar a la que se podría espera de un proceso de electrocoagulación con corriente directa, donde la intensidad y el pH inicial son directamente proporcionales y de una alta significancia en el proceso. Mientras que en general la figura 15 muestra que se pueden lograr remociones superiores al 97%. Figura 16. Remoción Cr. Alterna vs Intensidad, con pulsos a (a) 2 kHz (b) 3 kHz (c) 4kHz En la figura 16 se observa el efecto que tiene la alternación de los electrodos sobre la remoción de Cr comparado con la intensidad, cuando los pulsos y la intensidad se encuentran alrededor de los 2,0 kHz y 2,1 A (figura 16 a) se observa una convección que alcanza un máximo de remoción alrededor de una frecuencia del alternación de 6 62 mHz. A medida que la alternación se aproxima a 3 kHz (figura 16 b) la convección disminuye y el efecto sobre el proceso también y el efecto de proporcionalidad directa entre la intensidad y la remoción de Cr cambia. De acuerdo con el análisis realizado a las figuras 14, 15 y 16 , se podría llegar a pensar que el pH inicial es el factor de gran influencia en el tratamiento por electrocoagulación con PAC para la remoción de Cr bajo determidas condiciones de corriente, alternación de los electrodos y pulsos. Además del pH, se encuentra que la intensidad y los pulsos tienen una influencia importante en el mismo tratamiento, lo cual se evidencia aún más en la interacción de la intensidad con los pulsos convirtiendo estos en unos de los 7 factores de mayor influencia sobre el tratamiento. Dicha preponderancia se hace evidente en el diagrama Pareto estandarizado (figura 17) donde se puede observar que la interacción intensidad-pulso y el pH casi tienen la misma significancia en el tratamiento para la remoción de Cr y que la interacción pHpulsos también tiene una gran significancia contrariamente la alternación de pulsos tiene una influencia muy baja y la intensidad al igual que los pulsos individualmente tienen un efecto negativo sobre el proceso, lo que hace pensar que estos deben tener valores bajos, junto con la frecuencia de alternación que se aplique. Diagrama de Pareto Estandarizada para REMOCION Cr AAD AD C:pH A:PULSOS CD D:INTENSIDAD ABB ACC BC BBD CC AA AAC B:ALTERNA BB BBC BCC AB BD AAB DD AC 63 + - 0 1 2 3 Efecto estandarizado 4 5 Figura 17. Pareto estandarizado para la remoción de Cr con PAC Al realizar la optimización del ajuste matemático a través del diseño de experimentos se encontró que los valores arrojados para la intensidad oscilan entre 2,1 A y 3,5 A, el pH inicial de 5,15 a 7, los pulsos de 2024 Hz a 3865 Hz y alternación de 1,17 mHz a 11,0 mHz los cuales representan los puntos máximos de remoción para la ecuación del ajuste cúbico, con remociones que oscilan entre 97% y más del 100% debido a características propias del modelo) divididos en 30 posibles combinaciones de las cuales se toma la recomendada por el programa usado para el análisis de los datos. La predicción de la remoción, recomendada por el diseño de experimentos se encuentra alrededor del 100% cuando a través del sistema fluye una intensidad de 2,12 A, que varía entre cero y uno a una frecuencia de pulso de 2384,01 Hz, con una frecuencia de alternación de los electrodos de 6,94 mHz (0.00694 Hz) y cuando el agua del efluente se encuentra con un pH inicial de 5,97. Los valores obtenidos de Cr y DQO de las nueve muestras se describen en el Anexo 11. 64 Para determinar el consumo eléctrico del tratamiento es necesario calcular la Im (intensidad media) que es la intensidad realmente consumida por el proceso durante el tratamiento. De tal forma que el valor de la intensidad media para la siguiente cinética es de 1,06 A, reduciéndola a la mitad y por tanto bajando el consumo. En los datos de la Anexo 11 se puede observar que el porcentaje de remoción de Cr durante el primer minuto supera el 84 % con un consumo inferior a 0,024 kWh/m 3 y se remueve más de 2200 mg/L, siendo esta la mayor proporción de la remoción total del tratamiento. Pasados 5 minutos de tratamiento la remoción supera los 2400 mg/L con un consumo inferior a 0,2 kWh/m3 que es un porcentaje superior al 90%. En 10 minutos la remoción ha superado el 95% lo cual indica que se han removido alrededor de 2480 mg/L del cromo presente en las aguas residuales tratadas con un consumo que apenas llega a 0,36 kWh/m3 e incluso pasados los 20 minutos de tratamiento el consumo no supera el ½ kWh/m3 llegando a una remoción superior al 98% Figura 18. 100 90 Remoción (%) 80 70 60 50 40 Cromo 30 DQO 20 10 0 0 5 10 15 Tiempo (min) Figura 18. Cinética cromo con PAC 20 25 65 Tomando en cuenta que el ajuste matemático fue diseñado con un tiempo constante de 20 minutos y que para este la remoción calculada es del 100% se puede decir que el ajuste es una buena aproximación al proceso de remoción de Cr a pesar de las pequeñas dificultades observadas en el análisis del ANOVA para el R2 y R2 Ajustado. Junto con la remoción de Cr se analizó la remoción de DQO y se encontró que esta tiene una rampa de crecimiento muy alta en el primer minuto aunque no supera la de Cr, llegando la remoción a ser superior a los 1300 mg/L que es el 58%. Pasados 5 minutos se ha removido más del 64% y el consumo como se observó en el análisis de anteriores de menos de 0,03 kWh/m3, a los 20 minutos la remoción es llega al 77% y a los 25 minutos al 79% mientras que la de Cr es del 99% con un consumo inferior a 1 kWh/m3 (0,6 kWh/m3). 9.2.2 Modelamiento para la remoción de DQO con PAC. En la ANOVA (Anexo 12) se particionó la variabilidad de la remoción de DQO en piezas separadas para cada uno de los efectos, y probó la significancia estadística para cada uno de los mismos, por medio de lo cual se observó que 9 de estos tienen un valor-P menor que 0,05. Esto indica que los 9 factores tienen una influencia significativa diferente de cero sobre el comportamiento del ajuste con un nivel de confianza del 95%. El estadístico R2 del anexo 12 indica que el ajuste de regresión cubico, así ajustado, explica 91,39 % de la variación en la remoción de DQO. El estadístico R2 ajustado, que es el más adecuado para comparar ajustes con diferente número de variables independientes, es 78,10 %, mientras que el error estándar estimado de los residuos 66 del ajuste es de 4,60162. De estos estadísticos se puede asumir que el ajuste cuadrático es significativo y que expresa los datos prácticos obtenidos para el diseño de experimento, mientras que el estadístico de Durbin-Watson (DW) nos indica que no hay auto correlación serial de los mismos. Al usar los coeficientes de regresión (Tabla 4) obtenidos se puede construir la ecuación del ajuste ajustado que representa de forma significativa los datos obtenidos tal como se observó a través del análisis del ANOVA. F(A,B,C,D)=k1+k2A+k3B+k4C+k5D+k6A2+k7AB+k8AD+k9B2+k10BC+k11BD+k12C2+k13D2+k14 A2D+k15AB2+k16B2C+k17B2D+k18BC2 Coeficiente constante A: PULSOS B: ALTERNA C: pH D: INTENSIDAD AA AB AD BB (16) Estimado k1=75,9369 k2=0,0330698 k3=12,8128 k4=38,4222 k5=-62,6307 k6=-0,000010795 k7=-0,00242336 k8=- 0,024177 k9=2,87736 BC BD CC DD AAD ABB BBC BBD BCC k10=-9,63265 k11=2,62 k12=-3,32746 k13=12,4722 k14=0,00000608 k15=0,000308123 k16=-0,483 k17=-0,25897 k18=1,18783 Tabla 4 En la figura 19 se observa el efecto del pH inicial en el proceso de electrocoagulación con PAC, en la remoción de DQO a una frecuencia de alternación superior a 8 mHz; esto indica que las mayores remociones se logran cuando el pH inicial se aproxima a 5 convirtiendo a este en un factor importante dentro del proceso. Además se puede observar que los pulsos tienen un efecto significativo en la remoción en comparación con la intensidad y son directamente proporcionales entre ellos ya que al aumentar la 67 intensidad y la frecuencia de pulso se puede lograr un porcentaje mayor de remoción que teóricamente puede llegar a ser superior al 95%. Al comparar con los artículos consultados se observa que el pH inicial es un factor importante en el funcionamiento del proceso de electrocoagulación, para la remoción de contaminantes tales como DQO y turbiedad que pueden ser removidos a pH bajos [53] mientras que para la remoción de metales se hace necesario subir los valores de pH [63, 64] lo que hace fundamental definir este valor de acuerdo a los resultados obtenidos experimentalmente de acuerdo a las características del afluente. Figura 19. Remoción DQO. intensidad vs pulsos (a) pH 5 (b) pH 6 (c) pH 7. Cuando la frecuencia de alternación de los electrodos baja de 8 mHz se puede notar que se genera un cambio importante en la superficie de respuesta, al generarse una concavidad en la parte central de la misma desplazando los puntos de máxima remoción de sobre el eje de los pulsos a 4 kHz a los vértices donde se encuentran los valores máximos y mínimos de la intensidad, convirtiendo a la intensidad y a los pulsos en factores altamente significativos en el proceso. Sin embargo, a medida que la frecuencia de alternación baja, el porcentaje de remoción se ve afectado negativamente efecto que trata de ser compensado por el aumento en el pH inicial de 68 tal forma que se pueden logran remociones superiores al 83 % cuando el pH se encuentra cercano a 7, la intensidad y los pulsos se encuentren ambos cercanas a los valores máximos (3,6 A y 4 kHz) y mínimos (2,1 A y 2 kHz) tomados como límites para el diseño del experimento figura 20. Figura 20. Remoción DQO. Intensidad vs pulsos (a) pH 5 (b) pH 6 (c) pH 7. En la figura 21 se observa las superficies de respuesta para la remoción de DQO con PAC a intensidads cercanas a 2,1 A. A medida que el pH inicial se aproxima a 5 (figura 21 a) el efecto de la alternación de los electrodos es significativo en el proceso, mientras que los pulsos son poco significativos aunque son directamente proporcionales entre ellos llegando a remociones esperadas superiores al 90%. Para pH cercanos a 6 (figura 21 b) la eficiencia en la remoción decae y se genera una pequeña concavidad a 4 kHz a una frecuencia de alternación que se encuentra entre 3,5 mHz y 6 mHz, con remociones esperadas superiores al 80% a medida que esta se acerca a las intersecciones inferior y superior. Cuando el pH se aproxima a 7 se observa una convección a una frecuencia de pulso de 2 kHz cuando la de la alternación se encuentra entre 3,5 mHz y 6 mHz, con remociones esperadas superiores al 83%. 69 Figura 21. Remoción DQO a 2,1 A. Alterna vs Pulsos (a) pH 5 (b) pH 6 (c) pH 7. Cuando la intensidad supera los 2,85 A la forma de la superficie presenta cambios que se mantienen y se acentúan con el aumento de la misma. Cuando el pH inicial se aproxima a 5 la superficie tiene una concavidad en la parte central haciendo que la alternación de los electrodos tenga una influencia muy significativa en el proceso y los pulsos apenas significativa, donde la mayor remoción se da cuando los pulsos se encuentran entre 3,5 kHz y 4 kHz, y la alternación entre 8,5 mHz y 11 mHz (Figura 22). Aunque el punto de mayor remoción para todos lo pH cuando la intensidad supera los 2,5 A es el mismo a pH 6 (figura 22 b y c) se insinúa una convección para las frecuencias de pulso inferiores a 3,5 kHz y alternaciones entre 3,5 mHz y 6 mHz que llega a tener un máximo importante cuando el pH se aproxima a 7 y la intensidad a 3,6 A. Es decir, la frecuencia de los pulsos toma un valor significativo y a medida que estos se aproximan a 4 kHz la significancia en el proceso de la alternación disminuye. 70 Figura 22. Remoción DQO a 2,85 A. Alterna vs Pulsos (a) pH 5 (b) pH 6 (c) pH 7 Resumiendo el pH inicial es un factor de vital importancia en la remoción del DQO con PAC a través de todo el rango de estudio. La intensidad aunque tiene una participación importante en el proceso solo es significativa cuando interactúa con los pulsos, mientras que la alternación se ve afectada por los pulsos de tal forma que estos se complementan durante el proceso convirtiéndolos en un factor significativo. La alternación individualmente no tiene un efecto significativo sobre el proceso pero al combinarla con el pH y tomarlos es posible notar que tienen un efecto negativo sobre la remoción del sistema (figura 20). Convirtiendo estos cuatro factores parte de los nueve factores que tienen una significancia en la remoción tal como se observó en el análisis del ANOVA y que se ilustra con el Pareto estandarizado para cada efecto de la figura 23. Figura 23. Pareto estandarizado para la remoción de DQO con PAC 71 Al realizar la optimización del ajuste matemático se encontró que los valores arrojados por el diseño de experimentos para la intensidad, alternación, pulso y pH inicial se encuentran dispersos en todo el rango de los datos introducidos al programa, con remociones que oscilan entre 77% y más del 94% divididos en 30 posibles combinaciones de las cuales se toma la recomendada por el diseño de experimentos. La predicción de la remoción, recomendada por el diseño de experimentos se encuentra alrededor del 85,2% cuando a través del sistema fluye una intensidad de 2,64 A por cada tiempo que se enciende el circuito. El ciclo útil de la señal es del 50% y la intensidad real que fluye es de 1,32A, que varía entre cero y uno a una frecuencia de pulso de 3878,41 Hz, con una frecuencia de alternación de los electrodos de 10,97 mHz y cuando el agua del efluente se encuentra con un pH inicial de 5,36. Los valores obtenidos en las 9 muestras se describen en la Anexo 13. 90 80 Remoción (%) 70 60 50 cromo 40 DQO 30 20 10 0 0 5 10 15 Tiempo (min) 20 25 Figura 24. Curvas cinética para DQO con PAC En el anexo 13 se puede observar una remoción de DQO superior a 1300 mg/L (55%) en tan solo un minuto con un consumo eléctrico cercano a 0,029 kWh/m 3 siendo esta la 72 mayor proporción de la remoción total del tratamiento. Pasados 5 minutos el tratamiento ha removido más del 61% aproximadamente 1460 mg/L y una remoción de Cr del 76% con un consumo de 0,12 kWh/m3, pero a medida que el tiempo pasa el tiempo la reacción que provoca la disminución de la DQO tiende a estabilizarse lo que se visualiza con la disminución en la tasa de remoción. A los 10 minutos la tasa de remoción se estabiliza, mientras que la remoción acumulada es aproximadamente de 1500 mg/L lo que equivale al 63,37% con un consumo menor a 0,3 kWh/m 3 y a los 15 minutos la remoción acumulada es del 66,36% que es aproximadamente 1580 mg/L y la de Cr es 81,9% con un consumo de 0,43 kWh/m3. Al comparar la remoción máxima de los parámetros evaluados para esta agua se observa que la remoción de Cr es superior a la de DQO ya que la primera en su máximo supera el 85% mientras que la de DQO es del 66,57% (Figura 24) con un consumo eléctrico menor a 1 kWh/m3 Figura 25 Formación de espuma para el tratamiento con PAC 73 Mientras el ajuste matemático, que fue diseñado con el tiempo base de 20 minutos, arrojó una remoción calculada de 85,2%, la remoción real obtenida en la práctica es del 66,57%. Dichas cifras indican que el ajuste es una representación aproximada del proceso ya que se presenta un error cercano al 20% al parecer debido a las dificultades de ajuste observados en el análisis del ANOVA en el R2. En la parte visual se observa una disminución significativa en la producción de burbujas y por tanto disminuye la acumulación de flóculos entre los electrodos que podrían reducir el área efectiva de los mismos y sus consecuentes efectos sobre el tratamiento figura 25. Al comparar las curvas observadas a través del osciloscopio con la curva de carga de un condensador de placas paralelas tiene una gran similitud lo que apoya la hipótesis que este sistema tiene un comportamiento de condensador figura 26. Figura 26. (a) Carga y descarga de un condensador (b) Celda de electrocoagulación También se observa a través del osciloscopio que cuando la corriente es retirada (figura 27) queda un remanente almacenado en el sistema siendo esta la razón que a pesar de los pulsos que varían la corriente desde cero hasta un valor máximo el voltaje solo 74 alcanza el valor cero en algunos picos que luego se estabilizan cerca al valor máximo. La mayor cercanía con el valor máximo se logra cuando la frecuencia de oscilación se encuentra alrededor de los 4 kHz. Esto es debido a que el agua esta almacenando energía en forma de un campo eléctrico al polarizar las moléculas tanto de agua como de los demás materiales que se encentran al interior de ella, lo cual se fortalece la idea de que el sistema se comporta como un condensador de placas paralelas. Figura 27. Carga remanente en las celdas del reactor 9.2.3 Análisis de resultados con corriente alterna pulsante. El uso experimental de la electrocoagulación con corriente alterna pulsante con el objetivo de reducir la contaminación evaluada a través de las variaciones de Cr y DQO en las aguas residuales de la industria curtiembre arroja los siguientes resultados: La interrelación entre el pulso y la corriente eléctrica es significativa en el tratamiento para la reducción de la carga contaminante de las aguas residuales de la industria curtiembre evaluadas en remoción de cromo y demanda química de oxígeno. 75 El pH inicial es un factor altamente significativo en todo el rango evaluado con el diseño de experimentos tanto para la remoción de cromo como de la demanda química de oxígeno, comparados con el efecto de los demás factores analizados de forma individual. La alternación de los electrodos no tiene un efecto significativo importante sobre el tratamiento de electrocoagulación a frecuencias interiores a 6 mHz, ya que cuando la frecuencia tiende a ser mayor la interrelación entre el pH inicial y la alternación afecta el proceso disminuyendo la remoción. Para logar remociones superiores al 80% del cromo y al 65% de DQO en tan solo 20 minutos se necesita menos de 1 kWh de consumo eléctrico. 9.3 Análisis de resultados DC vs PAC Mientras que en la remoción de cromo usando DC (corriente directa) la intensidad es un factor altamente significativo, al usar PAC (corriente alterna pulsante) la intensidad es menos significativa en el tratamiento, sin embargo al analizar la significancia de la interacción entre los pulsos y la intensidad se observa que esta es muy significativa lo que permite pensar que esta interacción tiende a reemplazar el papel de la intensidad en el proceso a través del uso de las propiedades de capacitivas de la semiceldas. La propiedad capacitiva de las semiceldas de electrocoagulación permite almacenar energía en forma de campos eléctricos polarizando las moléculas presentes en el agua residual, para lograr un máximo aprovechamiento de esta propiedad en necesario utilizar frecuencias de pulso altas, que permiten un menor consumo de corriente 76 eléctrica debido a que esta solo estará presente durante el ciclo útil de la señal, que en el caso del presente experimento es del 50%. La alternación de los electrodos impide la pasivación de los mismos por la acumulación de materiales de baja conductividad entre ellos. A bajas frecuencias de alternación el funcionamiento tiende a ser similar a la de DC llegando a ser poco significativa en el proceso, pero a medida que esta aumenta tiende a acentuarse el efecto capacitivo afectando la eficiencia en la remoción tanto de cromo como de la demanda química de oxígeno (Figura 12 vs Figura 25). Cuando se eleva la frecuencia de alternación de los electrodos la capacidad que tienen las semiceldas de almacenar energía en forma de campos eléctricos genera una disminución en la reactancia capacitiva del sistema lo que puede generar corto circuito y que se denota en la reducción en la remoción a altas frecuencias de alternación, debido a que la intensidad no circula en su totalidad por el agua tratada. Las frecuencias de pulsos y alternación reducen la producción de burbujas con lo cual se disminuyó la obtención de flóculos y por tanto no es afectada el área efectiva del electrodo. Al mantener el área efectiva del electrodo se garantiza un máximo contacto de los electrodos con el agua residual durante un mayor tiempo. Es por estas razones que reducción en el consumo de energía para la remoción de Cr no afecta significativamente el proceso ya que se logran similares remociones usando DC o PAC, lo que se evidencia en las cinéticas para Cr donde para lograr una remoción cercana al 99 % con corriente continua (DC) es necesario 2,35 kWh/m 3 mientras que para lograr una remoción similar con corriente alterna pulsante (PAC) es necesario 77 menos de 1 kWh/m3 llegando una reducción superior al 50% en el consumo de energía eléctrica. Mientras que el análisis de la reducción en el consumo energético para la remoción de DQO muestra una reducción en la eficiencia de la remoción inferior al 20%, ya que aplicando DC se logran remociones cercanas al 80% con un consumo de energía cercano a 2,35 kWh/m3 mientras que con PAC la remoción baja a un valor cercano al 68% pero el consumo es cercano a 1 kWh/m3 lo que indica una reducción cercana al 50%. 9.3.1 Análisis del consumo de las cinéticas de DQO para PAC vs DC En la siguiente grafica se compara los consumos de energía versus la cantidad de DQO removido del agua residual a través del tiempo de exposición al proceso de electrocoagulación figura 29. 0,3 Δ Energía (kWh/kg) DQO PAC DC 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 0 5 10 15 Tiempo de exposición 20 25 Figura 28. Energía (kWh/kg) para DQO PAC vs DC En la figura 29 se observa que durante los primeros 5 minutos de exposicion al tratamiento la remocion de DQO es significativa, siendo superior al usar PAC (Corriente alterna pulsante) que con DC (corriente directa). Pasados los 5 minutos hasta los 10 la 78 pendiente de consumo de energia aumenta rapidamente siendo mas asentuado en el tratamiento con DC comparado con el de PAC. Despues de 10 minutos de tratamiento la energia invertida en la remocion no muestra un cambio significativo, lo que indica que a pesar de siguir aplicando la misma potencia electrica esta no continua removiendo cantidades importantes de DQO siendo esta remocion menor a traves del tiempo. Y por tanto tiende a tener una pendiente de crecimiento lenta despues de 15 minutos. En la figura 30 se compara las cineticas del DQO para PAC vs DC, analizando el comportamiento de la energia electrica utilizada para remover el cromo de las muestras de agua residual. Durante los primeros 5 minutos de tratamiento la energia tiene una disminucion constante con una baja pendiente siendo esto mas evidente en la muestra tratada con DC mientras que en la tratada con PAC se observa una mayor linealidad a traves del tiempo, lo que evidencia una remocion constante durante este Δ Energía (kWh/kg) margen de tiempo. 0,2 0,18 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0 CROMO PAC DC 0 5 10 15 Tiempo de exposición Figura 29. Consumo (kWh/kg) para cromo PAC vs DC 20 25 79 En el rango entre 5 y 10 minutos se observa un crecimiento constante de la cantidad de energía necesaria para remover el cromo de las muestras. Donde la muestra tratada con PAC tiene una menor pendiente de crecimiento evidenciado que es menor la cantidad de energía requerida para remover el cromo. Pasados los 10 minutos de tratamiento se observa una tendencia a la estabilización de la energía utilizada durante la remoción, hasta los 15 minutos donde la pendiente de esta aumenta indicando que la remoción de cromo disminuye lenta y constantemente. 9.3.2 Análisis del consumo de las cinéticas de cromo para PAC vs DC En la figura 30 se ilustra el comportamiento del consumo de energía eléctrica kWh por kg de cromo removido del agua residual a través del tiempo de exposición al proceso de electrocoagulación. Durante los primeros 5 minutos se observa un consumo de energía tiene una pendiente negativa lo cual indica que la remoción de cromo durante este margen de tiempo es alta en comparación con los demás. Donde la mayor remoción de cromo se da en el proceso que hace uso de la corriente alterna pulsante en comparación con la corriente directa. En el margen de 5 a 10 minutos se observa un crecimiento constante en la energía utilizada para la remoción del cromo de forma constante y con una gran pendiente en especial en el tratamiento donde se aplica DC, en comparación con el tratamiento usando PAC, lo cual genera una mayor separación entre la energía invertida en cada proceso haciendo evidente el uso eficiente de la energía al aplicar PAC. Δ Energía (kWh/kg) 80 0,2 0,18 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0 CROMO PAC DC 0 5 10 15 Tiempo de exposición 20 25 Figura 30. Consumo (kWh/kg) para cromo PAC vs DC Entre los 10 y 20 minutos se observa que la energía consumida por el proceso tiende a mantener una remoción de cromo aunque baja pero constante. Pasados los 20 minutos de tratamiento el consumo de energía muestra una pendiente positiva lo que indica que la remoción de la remoción disminuye paulatinamente. 0,3 DQO PAC 0,25 Δ Energía (kWh/kg) DC 0,2 0,15 0,1 0,05 0 0 5 10 15 Tiempo de exposición 20 25 Figura 31. Consumo (kWh/kg) para DQO PAC vs DC La figura 31 ilustra la comparación entre PAC y DC a través de la energía invertida en el proceso para eliminar la DQO presente en las muestras de agua de la cinética de cromo. Durante los primeros 5 minutos la remoción de DQO se observa una tendencia 81 lineal con una pendiente negativa que indica que la DQO disminuye progresivamente dentro de este intervalo de tiempo siendo el de menor energía consumida el tratamiento con PAC Durante el intervalo de tiempo existente entre los 5 y 10 minutos de tratamiento se observa una disminución muy significativa en la remoción de DQO lo cual se evidencia en el drástico aumento que tuvo la pendiente tomando un valor positivo ilustrado en el incremento de la energía invertida para esta remoción. Pasado 10 minutos de tratamiento se observa fluctuaciones en el sistema que se asocian con la tendencia a la estabilidad pero que es afectada por la disminución paulatina de la remoción de DQO pasados 20 minutos. Siendo PAC la que necesita una inversión de energía menor para lograr la remoción de DQO. 82 10. CONCLUSIONES El Tratamiento de electrocoagulación aporta una reducción significativa en la concentración de materiales contaminantes, evaluados en el experimento a través de la remoción de Cromo (Cr) y Demanda Química de Oxigeno (DQO). Se lograron remociones entre el 80 y 99% para Cr y el 67% y 82% para DQO con el uso de dos tipos de fuente de alimentación, una de Corriente Directa (DC) y otra de Corriente Alterna Pulsante (PAC) en 25 minutos de tratamiento. En el tratamiento de electrocoagulación con DC se visualiza una alta generación de burbujas alrededor de los electrodos, estas desplazan el agua disminuyendo el área efectiva de los electrodos durante el tratamiento al acumularse entre cada una de las semiceldas, para evitar esto se usó una corriente eléctrica pulsante que aprovecha el efecto capacitivo de las diferentes semiceldas. La frecuencia de los pulsos debe ser superior a 2 kHz, idealmente con un ciclo útil del 50% mientras que la intensidad debe ser mayor a 2,1 A. Para lograr un desgaste homogéneo de los electrodos se implementó una alternación de la intensidad lo que permite intercambiar a través del tiempo la polarización y el sentido de flujo eléctrico en cada semiceldas, esperando que no afectara el tratamiento, pero debido al efecto capacitivo que se genera entre electrodos se ve afectada la remoción de tal forma que se recomiendan frecuencias de alternación menores a 8 mHz para con ello evitar que la reactancia capacitiva baje a valores cercanos a cero ohmios generando daños por corto circuito en los equipos y/o la disminución en la remoción. 83 Al comparar las gráficas obtenidas a través del osciloscopio con la curva característica del condensador se visualiza que estas se cuentan con una forma similar lo que indica que las semiceldas se comportan como condensadores de placas paralelas, almacenando energía que puede ser usada en el proceso, pero se debe hacer un control más preciso que evite los sobre picos que incrementan el consumo momentáneamente. En cuanto a la remoción de Cr tiene un valor significativamente importante a través del proceso de electrocoagulación tanto con DC como con PAC sin diferencias significativas entre las dos remociones, las cuales son cercanas al 99%. Siendo la diferencia más importante entre ellas una reducción del consumo eléctrico superior al 50% del tratamiento usando PAC con respecto al que uso DC. En lo relacionado con la remoción de DQO se encuentra una diferencia cercana al 20% entre los tratamientos usando PAC y DC lo cual es debido a que para tener una buena remoción de DQO se necesita un exceso de hidróxidos para que interactúen con la carga contaminante, lo cual se ve reducido con la menor producción de burbujas durante el tratamiento con PAC llegando la remoción apenas al 68% mientras que con DC esta es cercana al 80%, sin embardo es de resaltar que la reducción en el consumo eléctrico usando PAC es cercana al 50%. El tratamiento de electrocoagulación usando corriente alterna pulsante muestra excelentes resultados en cuanto a la remoción de Cr y DQO como indicadores de materiales contaminantes presentes en las aguas residuales procedentes de la industria curtiembre, con una reducción en el consumo de energía eléctrico superior al 50 %. 84 11. RECOMENDACIONES Evaluar efluentes diferentes al agua residual de proceso de curtido a fin de establecer la utilidad de este esquema tecnológico para diversos tipos de agua. Evaluar el uso de materiales diferentes al hierro como electrodos, además de la interacción entre los mimos, con el fin de encontrar configuraciones ideales que permitan mejorar el consumo de energía junto con la remoción de los diferentes elementos contaminantes en aguas de la industria curtiembre y la implementación de estos en aguas residuales procedentes de otras industrias. Evaluar el uso de diferentes sustancias con características de floculantes para evitar la electroflotación con el fin de impedir la reducción del área efectiva de los electrodos logrando una mejora en el consumo de energía y una mayor interacción del mismo con las aguas del efluente, así como mejorar la separación de los lodos y el agua coagulada. La implementación de un prototipo de flujo continuo para evaluar las ventajas de los parámetros utilizados en la investigación a mayor escala logrando determinar mejoras que permitan la implementación a nivel industrial. Analizar el desgaste de los electrodos para evaluar si la implementación de la corriente pulsante logra que el desgaste de los electrodos sea similar. 85 12. BIBLIOGRAFÍA 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. Aziz, H.A., M.N. Adlan, and K.S. Ariffin, Heavy metals (Cd, Pb, Zn, Ni, Cu and Cr(III)) removal from water in Malaysia: Post treatment by high quality limestone. 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Análisis estandarizado de muestras Demanda química de oxigeno DQO Mezcle en un tubo de ensayo 2,5 ml de muestra, 1,5 ml de solución digestora y 3,5 ml de reactivo {acido sulfúrico Tape el tubo de ensayo y mezcle el contenido suavemente, si el contenido del tubo se torna de color verde, diluya la mezcla y repita el paso anterior Llévelo a digestión en el termoreactor durante 2 horas a 150°C y déjese enfriar Lleve el contenido del tubo de ensayo a un Erlenmeyer, enjuague el tubo de ensayo para asegurar que el contenido de este ha sido desocupado totalmente y también llévelo al Erlenmeyer Solución digestora Pese 10,216 g de K2Cr2O7 y dilúyalos en 500 ml de agua destilada, añada 167 ml de H2SO4 y 33,3 g de HgSo4, disuélvanse, enfríese a temperatura ambiente y dilúyase hasta 1000 ml. Reactivo de ácido sulfúrico Añádase Ag2SO4 de calidad reactivo, técnica en cristales o en polvo a H2SO4 concentrado, en la proporción de 5,5 g de Ag2SO4/kg de H2SO4 aproximadamente 545 ml de ácido. Para una botella de 2500 ml de acido sulfúrico concentrado adicionar 25,2294 g de Ag2SO4. En cualquier método de medición de la DQO debe haber un exceso de agente oxidante que asegure que toda la materia orgánica se oxide tan completamente como lo permita las características del reactivo. Esto requiere que haya un exceso razonable de agente oxidante en todas las muestras analizadas. Es necesario desde luego medir el exceso de alguna forma que permita determinar la cantidad real reducida. Para todas las determinaciones de DQO debe prepararse una muestra de control o blanco, la cual se realiza con agua destilada en lugar de muestra a analizar y corresponde a la cantidad inicial de dicromato de potasio en la muestra, lo que permite determinar la diferencia entre la cantidad de dicromato en el blanco o muestra de control y la muestra problema. Adiciona 2 gotas de indicador de ferroina, si la solución se torna de color vino tinto debe diluir la muestra y repetir el procedimiento desde el paso inicial Titule el contenido del Erlenmeyer con solución de sulfato de amonio ferroso (FAS) 0,0025 N La titulación se termina cuando la solución pasa de color verdoso a color vino tinto Solución digestora de dicromato 0,025 N en un rango de 2,0 mg O2/L a 100 mg O2/L, modo de preparación: Seque a 150°C durante 2 horas, Dicromato de potasio (K2Cr2O7) con pureza superior al 99,5%. En un vaso de 1000 mL disuelva 1,2283 g del Dicromato de potasio anhidro, en 500 mL de agua desionizada filtrada, adiciónele muy lentamente 167 mL de ácido sulfúrico (H2SO4) concentrado y 33,3 g de Sulfato de mercurio (HgSO4) grado reactivo, espere a que se disuelva y se enfrié a temperatura ambiente, complete el balón volumétrico a 1000 mL. Almacene en botella ámbar a temperatura ambiente. Solución digestora de dicromato 0,10 N en un rango de 10 mg O2/L a 450 mg O2/L, modo de preparación: Ponga a secar a 150°C durante 2 horas, Dicromato de potasio (K2Cr2O7) con pureza superior al 99,5%. En un vaso de 1000 mL disuelva 4,913g de Dicromato de potasio anhidro, en 500 mL de agua desionizada filtrada, adiciónele muy lentamente 167 mL de acido sulfúrico (H2SO4)concentrado y 33,3 g de sulfato mercúrico (HgSO4) grado reactivo, espere a que se disuelva y se enfríe a temperatura ambiente, complete en balón volumétrico de 1000 mL. Almacene en ámbar a temperatura ambiente. Solucion digestora de dicromato 0,25 N tiene un intervalo de lectura de 10 mg O2/L, modo de preparacion: Seque a 150°C durante 2 horas, Dicromato de potasio (K2Cr2O7) con pureza superior al 99,5%. En un vaso de 1000 mL disuelva 12,2825 g del Dicromato de potasio anhidro, en 500 mL de agua desionizada filtrada, adiciónele muy lentamente 167 mL de ácido sulfúrico (H2SO4) concentrado y 33,3 g de Sulfato de mercurio (HgSO4) grado reactivo, espere a que se disuelva y se enfrié a temperatura ambiente, complete el balón volumétrico a 1000 mL. Almacene en botella ámbar a temperatura ambiente. Solución titulante de Sulfato ferroso amoniacal hexahidratado (Fe(NH4)2(SO4)2.6H2O) FAS, aproximadamente 0,04 N: Disuelva 15,6856 g de FAS en agua desionizada filtrada. Adiciónele 20 mL de H2SO4 concentrado, grado reactivo lentamente, deje enfriar y complete en balón volumétrico de 1000 mL. Valore la solución diariamente con la solución de digestión de K2Cr2O7. Solución titulante de Sulfato ferroso amoniacal hexahidratado (Fe(NH4)2(SO4)2.6H2O) FAS, aproximadamente 0,1 N: Disuelva 39,2140 g de FAS en agua desionizada filtrada. Adiciónele 20 mL de H2SO4 concentrado, grado reactivo lentamente, deje enfriar y complete en balón volumétrico de 1000 mL. Valore la solución diariamente con la solución de digestión de K2Cr2O7. Calculo de DQO 92 Concentración de cromo por espectrofotómetro de absorción atómica Tomar 50 ml de la muetra Adicione 5 ml de HNO3 concentrado y 1ml de H2SO4 concentrado Caliente la muestra preparada hasta ebullición Patrón de Cromo: disolver 0,1923 g CrO3 in agua. Cuando la solución es completa, acidúlese con 10 mL de HCl conc. y dilúyase con 1000 mL de agua; 100 mL = 100 µg Cr. Mantener en ebullición hasta que se reduzca a mas o menos 20 ml Dejar enfriar y completar nuevamente hasta 50 ml Mezclar 0,5 ml de H202 al 30% con cada 50 ml antes de la aspiración Ajuste el equipo de acuerdo con el manual (la lámpara de cátodo hueco para Cr y la altura del quemador adecuada). Ajuste el caudal de aire y la velocidad de flujo del acetileno y encienda la llama Prepare la curva de calibración con diferentes concentraciones de Cr patrón Analice las muestras y enjuague el nebulizador por aspiración de agua. Normalización: seleccione como mínimo tres concentraciones de la solución patrón de Cr 93 Anexo 3. Diseño de experimento para DC Anexo 4. Diseño de experimentos a corriente DC MUESTRA 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 I(A) 3,71 2,90 2,90 3,70 2,10 1,77 2,90 2,90 4,03 2,90 2,90 2,90 2,10 pH 5,01 6,00 6,00 7,00 5,00 6,00 6,00 7,41 6,00 4,59 6,00 6,00 7,00 Cr (mg/L) 187 163 159 37,4 725 748 163 46,7 79,5 421 178 257 210 DQO (mg/L) 390 550 480 590 1510 860 530 830 720 660 550 620 710 η (Cr) 93,87 94,65 94,80 98,77 76,17 75,39 94,65 84,68 97,40 86,17 94,16 94,57 93,09 η (DQO) 83,61 76,89 79,83 75,21 36,55 63,87 77,73 65,13 69,75 72,27 76,89 73,95 70,17 94 Anexo 5. ANOVA Fuente A:INTENSIDAD B:pH AA AB BB Error total Total (corr.) Suma de Cuadrados 474,408 246,106 108,778 46,0037 2,55901 25,3419 900,696 R-cuadrada 97,1864 porciento Error absoluto medio 1,15301 Gl 1 1 1 1 1 7 12 R-cuadrada (ajustada por g.l.) Estadístico Durbin-Watson Cuadrado Medio 474,408 246,106 108,778 46,0037 2,55901 3,62027 Razón-F 131,04 67,98 30,05 12,71 0,71 Valor-P 0,0000 0,0001 0,0009 0,0092 0,4283 95,1767 porciento Error estándar del 1,9027 estadístico 2,27507 (P=0,7153) Autocorrelación residual de Lag 1 0,178598 Anexo 6. Cinética para la remoción de cromo TIEMPO (s) Cr (mg/L) DQO (mg/L) η (DQO) η (Cr) P(kWh/m3) 0 2695 2380 0 0,00 0 1 1880 805,3 66,16 30,24 0,094 2 1702,1 787,1 66,93 36,84 0,19 3 1300,2 745,6 68,67 51,76 0,28 4 1111,1 730,8 69,29 58,77 0,38 5 945 724,9 69,54 64,94 0,47 10 425 662,8 72,15 84,23 0,94 15 18 456,3 80,83 99,33 1,41 20 30 456,3 80,83 98,89 1,88 25 21 416,6 82,49 99,22 2,35 DQO kWh/kg 0 0,01696508 0,0322894 0,04778742 0,06298348 0,07758264 0,14739906 0,20808643 0,25881565 0,31339415 Cr kWh/kg 0 0,01044372 0,02044906 0,02982276 0,03915178 0,04784231 0,09208586 0,13475009 0,17712957 0,22136073 95 Anexo 7. ANOVA Fuente A:INTENSIDAD B:pH AA AB BB Error total Total (corr.) R-cuadrada Error absoluto medio Suma de Cuadrados 456,319 28,5345 238,567 441,353 167,757 404,98 1691,45 Gl 1 1 2 1 1 7 12 76,0572 R-cuadrada porciento (ajustada por g.l.) 4,14201 Estadístico Durbin-Watson Cuadrado Medio 456,319 28,5345 238,567 441,353 167,757 57,8543 Razón-F 7,89 0,49 4,12 7,63 2,90 Valor-P 0,0262 0,5052 0,0818 0,0280 0,1324 58,9553 porciento Error estándar 7,6062 del est 1,98709 (P=0,4571) Autocorrelación residual de Lag 1 -0,132574 Anexo 8. Cinética para la remoción de DQO TIEMPO (s) Cr (mg/L) DQO (mg/L) η (Cr) η (DQO) P(kWh/m3) 0 0 2695 2380 0 0 1 2 1907 1576 853,12 773,76 DQO kWh/kg Cr kWh/kg 0 0 29,24 64,15 0,094 0,06165077 0,11945854 41,52 67,49 0,19 0,11720955 0,16824546 0,17366919 0,21121915 3 1358 753,92 49,61 68,32 0,28 4 1235 745,63 54,17 68,67 0,38 0,23038439 0,25789954 5 1062 734,08 60,59 69,16 0,47 0,28595963 0,28822209 10 456,9 654,72 83,05 72,49 0,94 0,54561192 0,42059485 91,57 77,08 1,41 0,76973397 0,57219273 93,69 79,99 1,88 0,98887862 0,70646804 96,29 82,42 2,35 1,19862549 0,88139825 15 20 25 227,3 170 100 545,6 476,16 416,64 96 Anexo 9. Diseño de experimentos para corriente alterna pulsante (PAC) PULSOS (Hz) 3000 2000 2000 3000 3000 3000 3000 3000 4000 3000 3000 3000 4000 3000 4000 3000 3000 4000 2000 4000 3000 3000 3000 3000 4000 2000 3000 2000 2000 R-cuadrada Error absoluto medio ALTERNA (mHz) 1 11 6 1 11 6 6 6 6 6 6 6 11 11 1 6 11 6 6 6 6 1 1 6 6 6 11 6 1 96,1727 porciento 0,969034 pH 6 6 7 6 5 6 7 5 5 6 6 6 6 6 6 7 6 6 5 6 5 7 5 6 7 6 7 6 6 Intensidad (A) 3,6 2,85 2,85 2,1 2,85 2,85 2,1 3,6 2,85 2,85 2,85 2,85 2,85 2,1 2,85 3,6 3,6 2,1 2,85 3,6 2,1 2,85 2,85 2,85 2,85 2,1 2,85 3,6 2,85 R-cuadrada (ajustada por g.l.) Estadístico Durbin-Watson DQO CROMO 1001,94 1194,27 665,22 751,79 433,69 1101,63 626,42 1127,97 1079,57 996,94 1051,55 1157,05 529,96 664,86 828,94 693,80 1089,09 954,45 1163,15 404,73 983,23 867,45 992,71 1088,77 684,13 472,14 865,42 800,01 886,78 56 184,8 5,1 30,4 530,1 131,4 4,34 477,6 413,4 62,64 113,72 129,4 125 108,1 40,1 2,54 180,8 606 410,4 77,6 51,8 9,5 193,2 127,3 2,66 95,5 2,7744 96,3 28,1 82,1393 porciento 2,52068 (P=0,9789) REMOCION DQO 57,9016 49,8202 72,0493 68,4120 81,7775 53,7127 73,6796 52,6061 54,6397 58,1114 55,8171 51,3844 77,7328 72,0645 65,1702 70,8487 54,2396 59,8970 51,1280 82,9945 58,6878 63,5523 58,2895 54,2530 71,2548 80,1620 63,6376 66,3860 62,7401 REMOCIO N Cr 95,1304 83,9304 99,5565 97,3565 53,9043 88,5739 99,6226 58,4696 64,0522 94,5053 90,1113 88,7478 89,1304 90,6000 96,5130 99,7791 84,2783 47,3043 64,3130 93,2522 95,4957 99,1739 83,2000 88,9304 99,7687 91,6957 99,7587 91,6261 97,5565 Error estándar del 2,65801 est Autocorrelación -0,2600744 residual de Lag 1 97 Anexo 10. ANOVA Fuente A:PULSOS B:ALTERNA C:pH D:INTENSIDAD AA AB AC AD BB BC BD CC CD DD AAB AAC AAD ABB ACC BBC BBD BCC Error total Total (corr.) Suma de Cuadrados 83,2529 14,1147 93,9795 61,8802 16,0456 1,77436 0,0101808 96,3971 9,21623 40,6445 0,763614 17,8394 62,9357 0,235889 0,263103 14,8273 155,848 50,1116 41,5316 6,11555 18,2568 2,80549 42,39 1107,57 Gl 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 6 28 Cuadrado Medio 83,2529 14,1147 93,9795 61,8802 16,0456 1,77436 0,0101808 96,3971 9,21623 40,6445 0,763614 17,8394 62,9357 0,235889 0,263103 14,8273 155,848 50,1116 41,5316 6,11555 18,2568 2,80549 7,06499 Razón-F 11,78 2,00 13,30 8,76 2,27 0,25 0,00 13,64 1,30 5,75 0,11 2,53 8,91 0,03 0,04 2,10 22,06 7,09 5,88 0,87 2,58 0,40 Valor-P 0,0139 0,2072 0,0107 0,0253 0,1825 0,6341 0,9710 0,0102 0,2969 0,0534 0,7535 0,1632 0,0245 0,8610 0,8533 0,1976 0,0033 0,0374 0,0515 0,3881 0,1591 0,5518 98 Anexo 11. Cinética para la remoción de cromo con PAC TIEMPO DQO (mg/L) (min) 0 2380 1 981,539294 2 910,477542 3 890,591341 4 873,2556 5 850,985272 10 770,423978 15 669,773184 20 546,648765 25 487,415237 R-cuadrada Error absoluto medio Cr (mg/L) 2695 423,3 374,6 308,4 271,1 215,5 118,6 54 16,17 15,55 91,3974 porciento 2,39809 η (DQO) 0 58,76 61,74 62,58 63,31 64,24 67,63 71,86 77,03 79,52 R-cuadrada (ajustada por g.l.) Estadístico Durbin-Watson η (Cr) 0 84,2 9 86,1 0 88,5 6 89,9 4 92,0 0 95,6 0 98,0 0 99,4 0 99,4 2 P(kWh/m3 0 ) 0,023725 0,04745 0,071175 0,0949 0,118625 0,23725 0,355875 0,4745 0,593125 78,1026 porciento 2,39591 (P=0,9366) DQO kWh/kg 0 0,01696508 0,0322894 0,04778742 0,06298348 0,07758264 0,14739906 0,20808643 0,25881565 0,31339415 Cr kWh/kg 0 0,0104437 0,0204490 2 0,0298227 6 0,0391517 6 0,0478423 8 0,0920858 1 0,1347500 6 0,1771295 9 0,2213607 7 3 Error estándar del 4,60162 est Autocorrelación -0,21098 residual de Lag 1 99 Anexo 12. ANOVA Fuente Suma de Cuadrados Gl Cuadrado Medio Razón-F Valor-P A:PULSOS 0,110286 1 0,110286 0,01 0,9438 B:ALTERNA 0,0168178 1 0,0168178 0,00 0,9780 C:pH 626,063 1 626,063 29,57 0,0002 D:INTENSIDAD 19,8586 1 19,8586 0,94 0,3536 AA 276,379 1 276,379 13,05 0,0041 AB 162,339 1 162,339 7,67 0,0183 AD 339,914 1 339,914 16,05 0,0021 BB 114,308 1 114,308 5,40 0,0403 BC 136,922 1 136,922 6,47 0,0273 BD 13,3755 1 13,3755 0,63 0,4436 CC 93,6426 1 93,6426 4,42 0,0593 DD 319,257 1 319,257 15,08 0,0026 AAD 41,5603 1 41,5603 1,96 0,1888 ABB 158,233 1 158,233 7,47 0,0195 BBC 388,211 1 388,211 18,33 0,0013 BBD 47,1552 1 47,1552 2,23 0,1637 BCC 94,0635 1 94,0635 4,44 0,0588 Error total 232,924 11 21,1749 Total (corr.) 2707,61 28 100 Anexo 13. Cinética para la remoción de DQO con PAC TIEMPO 0 (min) 1 2 3 4 5 10 15 20 25 DQO 2380 (mg/L) 1067,1707 985,52696 2 940,07216 935,86856 917,94472 871,87968 800,67064 795,53296 768,41776 Cr 2695 (mg/L) 899,241 848 769,5 714,175 637,907 584,815 486,25 471,547 391,375 η 0 (DQO) 55,16 58,59 60,50 60,68 61,43 63,37 66,36 66,57 67,71 η 0 (Cr) 66,6 68,5 3 71,4 3 73,5 5 76,3 0 78,3 3 81,9 0 82,5 6 85,4 0 8 P(kWh/m3 0 ) 0,0286 0,0572 0,0858 0,1144 0,143 0,286 0,429 0,572 0,715 DQO 0 kWh/kg 0,0180716 0,0340271 6 0,0494295 9 0,0657142 6 0,0811357 4 0,1573150 8 0,2253329 3 0,2994697 9 0,3680389 8 Cr kWh/kg 0 0,0132116 0,0256903 8 0,0369644 1 0,0479093 2 0,0576663 3 0,1124309 3 0,1611205 0,2134068 4 0,2574746 3 3