1) Resumen

En la actualidad uno de los desafíos mayores que enfrenta la humanidad es proporcionar agua limpia a una inmensa mayoría de la población mundial. Por ello, hay una necesidad urgente de desarrollar técnicas innovadoras, más eficaces y económicas para el tratamiento de aguas residuales. Una alternativa a las tecnologías tradicionales y actuales como la dosificación de disoluciones que contienen sales de aluminio y hierro, es la generación por vía electroquímica de los iones necesarios para desestabilizar los coloides de la dispersión, o las micro gotas de la emulsión, mediante la utilización de planchas de hierro o aluminio como ánodos de celdas electroquímicas. La electrocoagulación, una tecnología conocida desde principios del siglo XX, ha evolucionado, siendo eficazmente aplicada en la actualidad para el tratamiento de las aguas residuales de la industria del papel, la minería y la industria de metales pesados. Además, la electrocoagulación se ha aplicado para tratar agua que contiene la pérdida de alimentos, grasas, tintes, partículas suspendidas, entre otros. Desde esta perspectiva, la electrocoagulación se convierte en un proceso electroquímico que puede tener resultados exitosos en su aplicación, optimizando los factores que lo conforman, alcanzando el reto de proteger, conservar y recuperar el recurso hídrico.

2) OBJETIVOS Conocer el proceso de electrocoagulación como una tecnología

alternativa en el tratamiento de aguas residuales. Identificar los factores que comprueban la eficacia de esta tecnología. Discutir las ventajas y desventajas de esta tecnología.

3) MARCO TEÓRICO

La coagulación como tecnología de tratamiento de aguas de abastecimiento y residuales

El tratamiento de las aguas residuales, previo a su vertido en medios acuáticos naturales, consiste en la aplicación de una secuencia de operaciones unitarias, que tiene por objetivo eliminar los contaminantes del modo más económico y efectivo posible. Son comunes en el tratamiento de las aguas procesos unitarios físicos, tales como la sedimentación y la filtración; químicos, como la precipitación y la oxidación; y biológicos, tales como la biooxidación y la fermentación anaerobia.

Una de las formas en que se pueden encontrar las especies contaminantes en las aguas residuales es en forma de coloides, partículas caracterizadas por poseer un tamaño comprendido entre los 1 y 1000 nm(1, 2), y una composición muy variada, que puede ser de naturaleza tanto orgánica (alimentos, productos de degradación natural de vegetales, etc.) como inorgánica (minerales pulverulentos contenidos en las aguas, etc.). Los coloides están presentes en efluentes urbanos y en numerosos efluentes industriales, tales como los procedentes de las industrias alimentarias y petroquímicas. También son materiales a eliminar en el trata- miento de potabilización de las aguas de abastecimiento procedentes de reservorios superficiales.

Dado su pequeño tamaño, estos contaminantes no pueden ser eliminados directamente por técnicas de separación sólido-líquido (decantación, flotación), y requieren de una etapa previa en la que, mediante la adición de reactivos, se formen sólidos de mayor tamaño (proceso de coagulación-floculación). En este contexto, es conveniente tener en cuenta que en algunos tipos de industrias (fundición y mecanizado de metales, refinerías, etc.) se generan efluentes acuosos consistentes en emulsiones de aceite en agua (emulsiones O/W). La separación de las dos fases de las que consta la emulsión se realiza también median- te decantación o flotación, previa ruptura de la emulsión por adición de reactivos, pudiendo considerarse este pro- ceso como un caso especial de los anteriores. En ambos casos (desestabilización de coloides o ruptura de emulsiones), los reactivos más utilizados suelen ser

sales de Fe(III) y de Al(III) tales como los cloruros o los sulfatos, dada la elevada carga de estos cationes, que favorece los procesos de desestabilización mediante la disminución de las fuerzas electrostáticas de repulsión entre partículas.

Además de su utilidad con estas corrientes, otro caso en el que la adición de sales de hierro o aluminio puede con- seguir la descontaminación de un agua es aquel en el que ésta está contaminada con materia orgánica soluble susceptible de generar sólidos, bien por formación de nuevas especies de solubilidad reducida, o bien por adsorción de los propios contaminantes en los precipitados de hidróxidos metálicos que se forman durante el tratamiento. Aunque los tres procesos de descontaminación descritos son muy diferentes en cuanto a su fundamento, el modo de aplicación práctica de la tecnología es muy similar, por cuanto simplemente consiste en la adición de sales de aluminio o de hierro en unas condiciones de mezcla adecuadas. Por este motivo, y aunque pueden ser denominados de forma diferente, genéricamente todas estas tecnologías se conocen como procesos de coagulación.

Una alternativa a la adición de sales de Fe(III) y de Al(III) al agua a tratar, es la generación de estos compuestos in situ, mediante la disolución de láminas metálicas de hierro o aluminio. Para ello, se utilizan las planchas de estos metales como ánodos de una celda electroquímica, y se controla la velocidad de aparición de estos componentes modificando la intensidad de corriente que se hace circular por la celda. Este proceso se conoce como coagulación asistida electroquímicamente o electrocoagulación y, en principio, permite un mejor control en la dosificación de reactivos y un ahorro significativo en los costes de operación. Otra ventaja adicional que presenta esta tecnología es que la generación de gases en las superficies electródicas puede ser utilizada para favorecer la mezcla del sistema (electrofloculación) y la separación de los contaminantes por flotación (electroflotación).

Este trabajo está centrado en la descripción de estos procesos electroquímicos de desestabilización de contaminantes. Sin embargo, para detallar el estado actual de conocimientos acerca de la electrocoagulación, se considera necesario realizar previamente una descripción del proceso de coagulación química, por ser la base sobre la que se fundamenta la electrocoagulación.

La desestabilización de contaminantes coloidales y de emulsiones

En una suspensión coloidal no se puede conseguir, de forma efectiva, la separación de las partículas directamente por técnicas de separación sólido-líquido (decantación, flotación), como consecuencia del pequeño tamaño de las mismas, que se traduce en una muy pequeña velocidad de sedimentación y/o flotación. Tampoco se produce la agregación de las partículas, debido a la existencia de car- gas eléctricas en la superficie de las partículas coloidales.

Estas cargas son normalmente negativas, y están asocia- das a la existencia de grupos carboxilo o hidroxilo en la superficie de las partículas orgánicas, y al intercambio de aluminio y silicio por cationes monovalentes (tales como el K1 , el Na+ o los H+ ) en el caso de los minerales.

Esta carga superficial origina la atracción de iones de signo contrario presentes en el seno de la disolución, que se concentran alrededor de las partículas, dando lugar a la formación de una capa difusa de iones, que provoca que las fuerzas de repulsión entre las partículas predominen sobre las fuerzas de atracción másica que existen entre las mismas. Por este motivo, una suspensión coloidal es un sistema estable (Figura 1), es decir, sin tendencia a cambios que posibiliten la agregación de las partículas.

Figura 1: Esquema de las fuerzas de interacción que actúan sobre una partícula coloidal.

En principio, la coagulación puede ser definida como la desestabilización de las partículas para conseguir que las fuerzas de atracción tipo Van der Waals que existen entre dos partículas predominen sobre las de repulsión electrostática, de manera que las partículas se unan y den lugar a la formación de sólidos de mayor tamaño. Como con- secuencia del mayor tamaño, la velocidad de sedimentación de las partículas se incrementa, posibilitando el uso de la decantación como tecnología de tratamiento. La coagulación es un proceso químico complejo que implica la combinación de numerosos procesos sencillos. Comienza con la adición a una dispersión coloidal de un reactivo químico (normalmente una sal de catión polivalente) que activa simultáneamente varios mecanismos de desestabilización coloidal, siendo los más importantes (Figura 2) la compresión de la doble capa eléctrica (como consecuencia del aumento en la fuerza iónica del medio que provoca este nuevo reactivo) y la neutralización de la carga superficial de las partículas

coloidales (que está asociada a la adsorción de iones sobre la superficie de las partículas coloidales).

Figura 2: Mecanismos de coagulación de partículas coloidales

Además de estos procesos, la adición de sales de aluminio o hierro puede dar lugar también a la formación de precipitados a partir de sus hidróxidos, que atrapan en su interior a las partículas coloidales. La inmersión de los coloides dentro de un precipitado es un mecanismo muy efectivo de eliminación de la materia coloidal conocido como coagulación o floculación de barrido. Asimismo, la adsorción de grupos activos de un mismo agente coagulante sobre diferentes partículas coloidales permite la formación de enlaces tipo puente entre partículas. Este mecanismo puede ser conseguido por polímeros formados de forma natural tras la hidrólisis de sales de aluminio o hierro, pero su eficacia aumenta notablemente si se añaden polímeros orgánicos especiales (iónicos o no) con una cadena de gran tamaño.

Como consecuencia del proceso de coagulación por aumento de la fuerza iónica o por neutralización, las fuerzas de repulsión electrostáticas se hacen menores que las correspondientes fuerzas de atracción de Van der Waals, y cuando las partículas coloidales chocan se unen para formar partículas de mayor tamaño. Al proceso físico mediante el que se favorece que estas partículas choquen se le denomina floculación. Normal- mente, en el tratamiento de un agua el pro- ceso de floculación se consigue agitando

suavemente el agua residual para favorecer el movimiento interno de las partículas coloidales. En este sentido, la coagulación o floculación de barrido, y la resultante de la formación de enlaces interpartículas, son mecanismos que no están claramente englobados en el concepto de coagulación y/o floculación, sino en ambos simultáneamente, y como tal aparecen mezclados en la bibliografía (a veces, incluso, de forma incorrecta).

El mayor tamaño de los sólidos generados tras el proceso conjunto de coagulación-floculación hace que estos sean susceptibles de ser separados mediante técnicas convencionales de separación sólido-líquido. De esta forma, el mayor peso hace que su velocidad de sedimentación sea la adecua- da para ser eliminados en decantadores convencionales, y su tamaño los hace adecuados para que las microburbujas de aire generadas en un proceso de flotación por aire disuelto (FAD) se adhieran a su super- ficie y se posibilite su eliminación. Por tanto, los procesos de coagulación-floculación permiten tratar, combinadamente con la sedimentación o la flotación, efluentes con materia coloidal (Figura 3). Ejemplos de aguas residuales contaminadas con materia coloidal, y que pueden ser sometidas a este tratamiento, son las aguas residuales urbanas y los efluentes residuales procedentes de industrias del sector textil y agroalimentario.

Figura 3: Procesos involucrados en la coagulación-floculación-separación de partículas coloidales.

El proceso de coagulación es muy similar al de ruptura de emulsiones de aceite en agua (emulsiones O/W). Una emulsión O/W es un sistema líquido disperso conformado a nivel microscópico por dos fases inmiscibles, por lo que la apariencia macroscópica (a simple vista) es la de un líquido homogéneo. El líquido que se presenta en mayor proporción dentro de este sistema se denomina fase externa y el que se presenta en menor proporción fase interna. El sistema emulsionado es estable por la existencia de una diferencia de

potencial entre las fases, dado que la superficie de las microgotas de la fase interna se carga eléctricamente. Esta carga impide, por repulsión electrostática, que las microgotas se unan.

La ruptura de la emulsión consiste en separar las dos fases de las que consta el líquido, mediante la coalescencia irreversible de las gotas. Para romper la emulsión es necesario desestabilizar las cargas de las microgotas de la fase interna, y esto se puede conseguir mediante la adición de reactivos. Posteriormente a la adición de reactivos, hay que posibilitar el reagrupamiento de las fases. Este pro- ceso (coalescencia), similar a la floculación explicada en el tratamiento de efluentes coloidales, se favorece por una agitación suave que posibilite el choque entre las micro- gotas ya desestabilizadas. La separación de las dos fases de las que consta la emulsión se puede realizar posterior mente por decantación o flotación (Figura 4).

Figura 4: Mecanismos de desestabilización de emulsiones

Ejemplos de aguas residuales consistentes en emulsiones O/W, y que han sido tratadas con éxito mediante esta tecnología, son los efluentes de la industria de mecanizado de metales y los procedentes del lavado de cisternas utilizadas para el transporte de hidrocarburos. El proceso de coagulación de las partículas coloidales y el de desestabilización de emulsiones están también

muy relacionados con el de eliminación de contaminantes orgánicos solubles por formación de especies de solubilidad reducida, o por inmersión de estas especies en precipitados de hidróxidos metálicos, ya que este último proceso tan sólo se diferencia en las etapas inicia- les, o de formación de las partículas insolubles (Figura 5). Este proceso ha sido amplia- mente aplicado al tratamiento de colorantes industriales pero también existen aplicaciones a moléculas mucho más simples tales como el fenol.

Figura 5: Formación de compuestos insolubles a partir de materia orgánica soluble.

En todos lo casos, disoluciones acuosas de sales de Fe(III) y de Al(III), tales como los cloruros o los sulfatos, suelen ser los reactivos más utilizados dada la elevada carga de estos cationes, que favorecen los procesos de desestabilización coloidal( y de desestabilización de las microgotas de las emulsiones) mediante las disminución de las fuerzas electrostáticas de repulsión entre partículas. A nivel industrial las operaciones de coagulación-floculación se llevan a cabo en depósitos agitados en los que se adicionan reactivos mediante bombas dosificadoras siendo un esquema de funcionamiento típico mostrado en la Figura 6.

Figura 6: Instalación de coagulación-floculación (sedimentación/flotación por aire disuelto a escala industrial)

La electrocoagulación como alternativa al proceso de coagulación química

El proceso electroquímico de desestabilización de una disolución coloidal o de una emulsión es muy similar a un tratamiento químico típico de coagulación (o de ruptura de emulsión). Ambos procesos tienen por objetivo la desestabilización de los coloides, o de las microgotas de aceite contenidas en un agua, y se diferencian en el modo de adición del reactivo: en coagulación convencional el reactivo se añade como sal y en electrocoagulación se genera a partir de un metal.

Por tanto, se puede definir a la electrocoagulación (o coagulación asistida electroquímicamente) como un proceso electroquímico en el que a partir de compuestos procedentes de la disolución de un ánodo, se agrupa la materia coloidal existente en un agua residual (o se rompe una emulsión), posibilitando su separación del agua mediante técnicas convencionales de separación sólido-líquido (decantación, flotación). Normalmente, el material anódico empleado consiste en planchas de aluminio o de hie- rro. Al aplicar una diferencia de potencial a la celda, se consigue la generación de iones en disolución. Como con- secuencia, y al igual que en procesos convencionales de coagulación, se obtienen hidróxidos insolubles sobre los que que-dan

retenidos los contaminantes y/o hidroxocomplejos catiónicos o aniónicos, que desestabilizan las fuerzas de repulsión electroestáticas existentes en la materia coloidal (o en las microgotas de una emulsión), bien por neutralización de cargas o bien por formación de enlaces intrapartículas.

Un reactor electroquímico para llevar a cabo un proceso de electrocoagulación, se compone básicamente de un depósito, en el que se sumergen los dos electrodos (el ánodo o electrodo de trabajo, y el cátodo o electro- do inerte), y de una fuente de alimentación a la que se conectan los electrodos. Al establecerse una diferencia de potencial entre los electrodos de la celda, comienzan los procesos de reducción en el cátodo (generalmente, conversión de los protones del agua en hidrógeno (ecuación 2)), y los de oxidación en el ánodo, generándose el ión Al3+ si el ánodo es de aluminio, o el Fe2+ si el ánodo es de hierro (ecuación 1). El ión ferroso se oxida rápidamente a férrico en disolución, por lo que aparentemente el ión formado es el férrico. Estos iones de aluminio o hierro se hidratan rápidamente. A continuación, ocurren una serie de etapas interrelacionadas en las que se forman tanto hidróxidos insolubles del metal, sobre los que quedan retenidos los contaminantes, como hidroxocomplejos cargados, positiva o negativamente, que permiten la coagulación por neutralización de cargas (Figura 7), siguiendo los mecanismos descritos en las figuras 2, 4 y 5 para procesos de desestabilización provocados por sales coagulantes

M→M n+¿+n……(1)¿

H 2O+e−¿→1 /2 H 2+OH−¿…… (2)¿ ¿

Figura 7: Electrodisolución de un metal en un proceso de electrocoagulación.

Sin embargo, y a diferencia de los procesos convencionales, en la celda electroquímica ocurren otros procesos con una gran importancia en el proceso de coagulación, además de la propia generación de coagulantes. Así, en las proximidades del ánodo, la generación de oxígeno por oxidación del agua da lugar a la formación de iones H+, que dada su carga son atraídos hacia el cátodo. En el cátodo, la reducción del agua para formar hidrógeno da lugar a la formación de iones hidroxilo (OH–) que, al contrario que los anteriores, son atraídos hacia el ánodo. Como con- secuencia, se genera un perfil de pH entre cada ánodo y cátodo, que favorece que aparezcan diferentes especies químicas en el reactor a partir de las electrogeneradas en el ánodo, y que por tanto ocurran diferentes procesos simultáneamente en el interior de una celda electroquímica. Este perfil de pH es responsable de las menores cantidades de Al (o Fe) necesarias para conseguir un mismo rendimiento en el proceso, cuando se genera este componente electroquímicamente.

Asimismo, también justifica que no sea necesaria la adición de coadyuvantes de la floculación, reactivos que se emplean en los tratamientos fisicoquímicos convencionales para incrementar el rendimiento del proceso de coagulación y para conseguir flóculos de mayor calidad. Como consecuencia se puede justificar que la electrocoagulación produzca menor cantidad de fangos y que éste sea más fácil de deshidratar. Asimismo, la no adición de otros agentes químicos evita los problemas derivados de la neutralización de excesos de reactivos, y la posibilidad de contaminación secundaria causada por la adición de sustancias químicas a altas concentraciones.

En los procesos electroquímicos, la dosificación de coagulante se puede controlar fácilmente modificando la intensidad de corriente (modo galvanostático) o el potencial (modo potenciostático) que se aplica a la celda. Por tanto, entre las ventajas del proceso de electrocoagulación destacan la simplicidad del equipamiento requerido, y la facilidad en la automatización del proceso, ya que esta tecnología prácticamente no requiere el manejo de reactivos químicos. Otra ventaja que tiene el proceso de coagulación asistida electroquímicamente frente al pro- ceso químico de coagulación es el incremento de pH que se genera en las cercanías del cátodo, y que puede favorecer la precipitación de iones metálicos contenidos en el agua residual, que a su vez pueden quedar adsorbidos sobre los flóculos.

Por otra parte, en el interior de una celda electroquímica la carga de los coloides facilita su movimiento por el campo eléctrico generado por los electrodos, y la evolución electródica de gases (oxígeno en el ánodo e hidrógeno en el cátodo) genera una mezcla suave. Como consecuencia, se favorece el choque entre coloides y por tanto la floculación en el interior de la celda electroquímica sin necesidad de agitación mecánica. Al no haber elementos móviles se reducen notablemente los gastos de mantenimiento del proceso. A este proceso se le denomina electrofloculación, y puede conseguir

realizar en un reducido espacio los mismos procesos que ocurren en volúmenes muy superiores en los procesos convencionales. Asimismo, los gases generados en los electrodos (H2 y O2) pueden adherirse a la superficie de los flóculos disminuyendo la densidad del conjunto, y posibilitando su arrastre a la parte superior del sistema (flotación) donde se pueden separar fácilmente mediante un simple sistema de rasquetas. A este proceso se le conoce como electroflotación. La electroflotación, al igual que la electrofloculación, es un proceso secundario en cualquier proceso de electrocoagulación (Figura 8).

Figura 8: Procesos involucrados en un reactor de electrocoagulación.

Sin embargo, en determinadas ocasiones puede ser utilizado, independientemente de la electrocoagulación, para la separación por flotación de los sólidos con- tenidos en un agua. A pesar de las grandes ventajas que presenta este tratamiento, se han realizado pocos trabajos en los que se estudie en detalle la electroflotación como proceso de separación independiente de la electrocoagulación.

Por tanto, con una configuración de celda electroquímica adecuada, en la que se favorezcan los procesos de electrofloculación y electroflotación, puede conseguirse la desestabilización de los contaminantes, la agregación y la separación de los mismos en una sola etapa, tal y como se muestra en la Figura 9.

Figura 9: Esquema de instalación de elctrocoagulación-floculación-flotación empleada a escala industrial.

Por el contrario, en un proceso de coagulación convencional, es necesario el empleo de tres etapas sucesivas: la primera requiere una agitación vigorosa para conseguir la mezcla del coagulante dosificado con el agua residual, en segundo lugar se emplea una etapa de agitación suave para favorecer la floculación de los contaminantes desestabilizados y, por último, se requiere una etapa de separación de los sólidos, median- te sedimentación o flotación por aire disuelto, tal y como se ha comentado anteriormente (esquema típico mostrado en la Figura 6).

En este contexto, la pequeña demanda de corriente eléctrica permite que estos procesos (de electrocoagulación) puedan ser abastecidos mediante sistemas «verdes», entre los que se pueden incluir a los basados en energía solar, eólica o incluso en el uso de celdas de combustible. La autonomía de algunos de estos sistemas, abre la posibilidad del emplazamiento de este tipo de tecnologías en lugares aislados, en los que difícilmente son aplicables tecnologías más convencionales. En relación con el abastecimiento energético mediante celdas de combustible, es importan- te tener en cuenta que en el proceso de dosificación electroquímica de metal (Al o Fe) se generan cantidades importantes de hidrógeno de alta pureza, abriéndose la posibilidad de valorizar este subproducto mediante su posterior procesado en la celda de combustible (Figura 10).

Figura 10: Configuración de un proceso de electrocoagulación que permite la alimentación mediante energías verdes, y el aprovechamiento de H2 generado en celdas de combustible.

Además de esta posible superioridad técnica, en diversos trabajos bibliográficos se señala como ventaja del proceso electroquímico sus menores costes de operación, comparados con los del proceso de dosificación convencional, aunque normalmente se asume que la inversión necesaria es algo mayor. Así, en algunos trabajos publicados recientemente, se ha estudiado la comparación económica de procesos de coagulación convencional y electrocoagulación electroquímica en el tratamiento de aguas residuales textiles. La conclusión principal es que los costes totales del proceso convencional son superiores a los del proceso electroquímico. No obstante, hay que señalar que, en muchas ocasiones, estas evaluaciones económicas no comparan los costes de ambos procesos en iguales condiciones y, por tanto, pueden conducir a una interpretación equívoca de los resultados. En la bibliografía se recogen numerosos trabajos sobre el uso de la electrocoagulación para el tratamiento de distintos tipos de aguas residuales sintéticas, como son las suspensiones coloidales, las aguas contaminadas con colorantes las emulsiones de aceite en agua, así como de aguas contaminadas con fluoruros, y con metales. Además, algunos ejemplos de aplicación de esta tecnología a casos reales incluyen:

– Aguas de abastecimiento, bien centrados en la eliminación de materia coloidal, de flúor o bien en la de nitratos.

– Aguas residuales urbanas.

– Aguas residuales procedentes de la industria textil, con un elevado contenido en tintes, colorantes y sólidos en suspensión.

– Aguas procedentes de la fabricación de puertas, con alto contenido en materia coloidal y orgánica.

– Aguas residuales procedentes de un sector industrial que engloba distintos tipos de actividades, para la eliminación de DQO, color y coliformes entre otros parámetros.

– Aguas procedentes de una industria de fabricación de papel, para la eliminación de fenol y lignina.

– Aguas residuales procedentes de procesos de electroplating, para la eliminación de metales y materia orgánica.

– Emulsiones de aceite en agua procedentes de restaurante, de la industria de mecanizado de metales, y procedentes del pulido en la fabricación de piezas de metales semiconductores empleados en la integración de circuitos.

A pesar de los buenos resultados mostrados en estos trabajos, llama la atención el hecho de que estos resultados no se corresponden con la aplicación práctica mayoritaria de la tecnología en el tratamiento de efluentes industriales. De hecho, es una tecnología que en el momento actual se aplica en pocas ocasiones a escala real, fuera de estudios tecnológicos. La razón hay que buscarla en que existe la creencia en el mundo industrial de que esta tecnología tiene asociados unos costes muy superiores a los del tratamiento por coagulación convencional, por paralelismo con las «creencias» asociadas a otras tecnologías electroquímicas en el mundo industrial.

Tecnología en celdas electroquímicas

En comparación con un reactor químico convencional, el reactor electroquímico (o celda electroquímica) puede ser tremendamente interesante desde el punto de vista de su concepción, ya que en él, tanto la transferencia de carga, como los procesos químicos derivados de la misma y como, especialmente, la transferencia de materia, juegan un papel fundamental. Asimismo, las condiciones operativas emplea- das en el tratamiento tienen una enorme importancia. En este apartado se detalla la influencia de estas variables en el proceso de electrocoagulación.

Reactores para procesos de electrocoagulación

Existen muchos tipos de celdas electroquímicas emplea- das en el proceso de electrocoagulación, y pueden clasificarse atendiendo a diferentes criterios:

– dirección del flujo de agua residual

– modo de circulación

– tipo de conexión electródica

– finalidad de la celda.

De esta forma, en función de la dirección del flujo en la celda, los reactores se pueden clasificar en unidades de flujo horizontal y vertical (Figura 11). Esta disposición puede tener importancia cuando se pretende aprovechar el movimiento provocado por el oxígeno y el hidrógeno generados en los procesos anódicos y catódicos de oxidación y reducción del agua, respectivamente.

Figura 11: Unidades de electrocoagulación de flujos horizontal y vertical.

En función del modo de circulación del agua a tratar entre los electrodos, se pueden encontrar celdas de canales múltiples o bien de un sólo canal, tal y como se observa en la Figura 12a. La ventaja de las celdas de canales múltiples se encuentra en la sencillez de su disposición. Sin embargo debido al pequeño caudal de electrolito en cada uno de los canales, esta disposición puede favorecer el fenómeno de pasivación de los electrodos. Por otra parte, de acuerdo con el tipo de conexión electródica, los reactores pueden ser clasificados en monopo- lares y bipolares (Figura 12b). La configuración bipolar trabaja a menor intensidad y mayor voltaje que la monopolar. Las celdas bipolares tienen la ventaja de la sencillez de su disposición, ya que sólo es necesaria la conexión de dos electrodos (electro- dos alimentadores), y por tanto el espacio entre los electrodos puede ser más pequeño. Sin embargo, el elevado potencial entre los electrodos alimenta- dores también origina que una parte de corriente fluya a través de la disolución causando un bypass de

corriente a los electrodos bipolares, y produciendo por tanto pérdidas de corriente, lo que debe ser tenido en cuenta a la hora de prever el efecto sobre la producción y el tiempo de vida de electrodos.

Figura 12: a) Unidades de electrocoagulación con disposición de canales múltiples y de canal único, b) Disposición de electrodos en modos monopolar y bipolar.

Un último elemento discriminatorio en el diseño de procesos de electrocoagulación (y tal vez sea el más característico dentro de esta aplicación, ya que los demás son comunes al del resto de tecnologí- as electroquímicas) es la finalidad del reactor. Esta puede ser simplemente la dosificación de agente coagulante, o bien puede ser más ambiciosa e incluir el movimiento de contaminantes (electrofloculación) o incluso llegar a favorecer el proceso de flotación mediante la utilización del oxígeno y el hidrógeno generados respectivamente en los ánodos y cátodos de la instalación (electroflotación). Con estos requisitos, existen numerosos prototipos de reactor de electrocoagulación, tales como los mostrados en la Figura 13. La celda de la Figura 13a utiliza un diseño de tipo cilíndrico. Este consta de cuchillas raspadoras dentro del cilindro con objeto de evitar problemas de atascamiento, y los electrodos se sitúan en los espacios abiertos entre los dientes del peine rascador. Una alternativa al diseño cilíndrico se muestra en la Figura 13b donde los electrodos consisten en barras, y un venturi se sitúa en el centro del cilindro para conseguir una buena mezcla entre el agua residual y el agente coagulante generado. Por su parte, la Figura 13c muestra un

prototipo en el que se favorece la electroflotación median- te el uso apropiado de las microburbujas generadas en los electrodos.

Figura 13: Reactores para procesos de electrocoagulación, a) Unidad de electrocoagulación con electrodos cilíndricos. b) unidad de electrocoagulación cilíndrica con electrodos en forma de varillas, c) Unidad de electrocoagulación (EC) y de electroflotación (EF) de aguas residuales.

Factores que afectan al proceso de electrocoagulación

La densidad de corriente o la carga eléctrica aplicada son algunos de los parámetros a optimizar en el proceso de coagulación asistida electroquímicamente, ya que determinan la cantidad de metal (Mn+) que se libera en el sistema: altas densidades de corriente permiten unidades de electrocoagulación más pequeñas. Sin embargo, cuando se emplean densidades de corriente demasiado elevadas, aumenta el empleo de energía eléctrica para la reacción paralela de generación de oxígeno (ecuación 3) y también la potencia disipada en forma de calor por efecto Joule. Por tanto, se recomienda el empleo de densidades de corriente inferiores a 20-25 A m–2 para el buen funciona- miento del proceso.

2H 2O→O2+4H+¿+4e−¿…… (3)¿ ¿

Cuando la conductividad del agua a tratar no es elevada, es frecuente la adición de un electrolito soporte para aumentar su valor, consiguiéndose así una disminución en el potencial de la celda y, por tanto, un ahorro energético considerable. Una de las sales más empleadas para este fin es el cloruro sódico, ya que se ha determinado que los iones cloruro pueden contrarrestar los efectos negativos de aniones como el HCO3 y el SO4-2. En este sentido, la existencia de iones bicarbonato y sulfato en el agua a tratar puede conducir a la precipitación de iones Ca+2, Mg+2, y a la formación de una capa aislante en la

superficie de los electrodos, que podría ocasionar un aumento en el potencial de la celda, y con ello en los costes de tratamiento.

El efecto de la temperatura en el proceso de electrocoagulación ha sido poco estudiado, si bien se ha encontrado un máximo en la eficacia de corriente con la tempera- tura a 60 ºC en el proceso de disolución de aluminio. Asimismo, se ha observado un mínimo en el consumo de energía a 35 ºC, en el tratamiento de aguas residuales contaminadas con aceites. Sin embargo, el calentamiento del agua para alcanzar estas condiciones (excepción hecha del incremento de temperatura debido al efecto Joule, que ocurre de forma no intencionada), no tiene sentido desde el punto de vista económico.

4) PARTE EXPERIMENTAL

SISTEMA DE ELECTROCOAGULACIÓN COMO TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES GALVÁNICAS

El sector de la galvanotecnia conforma un renglón de importancia en la competitividad del mercado interno del País (Colombia) , hace parte de la Cadena Productiva Metalmecánica y comprende todos aquellos procesos de recubrimiento vía electrolítica sobre diferentes superficies asociadas a motivos decorativos y de protección contra la corrosión. Hay varios aspectos críticos en el control del proceso y generación de residuos, dentro de los cuales se destaca el consumo de agua en los baños del proceso, en las etapas de lavado y enjuague. Las descargas de estas aguas residuales están compuestas por efluentes caracterizados por su carga contaminante tóxica en términos de su contenido de cianuro, metales pesados como el cromo hexavalente, ácidos y álcalis. El volumen total de las aguas residuales descargadas por la industria galvanotecnia en Bogotá, no puede ser calculado exactamente, pero el volumen estimado es igual o mayor a 3.000 m3/mes con base en el número total de compañías.

Como medida de acción para prevenir la contaminación por parte de las aguas residuales, se debe dar prioridad a las buenas prácticas, la reducción en origen y el reciclaje en la fuente. Estas actividades economizan el tratamiento posterior de recolección, tratamiento y disposición, además de disminuir los riesgos ambientales para el entorno en general.

En pro de beneficiar el reciclaje en la fuente, se dispone de varias alternativas de gestión ambiental en galvanotecnia, que dependen del tipo de actividad que se desarrolle en cada empresa. Específicamente, la empresa con la cual se desarrolla el proyecto, Compañía Eléctrica Ltda., se enfoca en la fabricación de herrajes para redes de comunicación y telecomunicaciones, estructuras metálicas, torres para líneas de transmisión de energía y telecomunicaciones, torrecillas y pórticos de subestaciones, en servicio de galvanización por

inmersión caliente. Para la elaboración de estos productos, el procedimiento industrial desarrollado es galvanizado en caliente, que consiste en sumergir piezas de hierro o acero, superficialmente limpias, en un baño de zinc fundido para que por la reacción con el hierro, se forme un recubrimiento protector, que proporciona a la pieza, propiedades anticorrosivas, dureza, resistencia al impacto y a la abrasión.

Existen tres tipos de galvanizado en caliente: uno con electrolitos de zinc cianurados en alta o media concentración de cianuro; otro, con electrolitos ácidos y; finalmente otro, exento de los electrolitos cianurado que se denomina alcalino. Los tres permiten tratar las aguas residuales a un bajo costo. Sin embargo, se realizan las mismas operaciones que todo proceso de galvanotecnia: desengrase, enjuague 1, decapado, enjuague 2, baño de flux, secado, inmersión del zinc fundido, enfriamiento (tabla 1). Es relevante destacar los residuos generados en cada una de estas actividades, para determinar posibles tratamientos. Según el objetivo del proyecto que dio lugar a este documento, los residuos generados en el Enjuague 2, son el objeto de estudio.

Tabla 1. Proceso de galvanizado en caliente

Fuente. MINISTERIO DEL MEDIO AMBIENTE y FUNDES. Equipo Profesional de Propel Fundes Colombia. Guía de Buenas Prácticas para el Sector Galvanotecnia, Colombia. p.84, 2001

Uno de los tratamientos para las aguas residuales generadas en el galvanizado, tiene que ver con el empleo del principio de la electroquímica, según métodos tradicionales como: electrocoagulación, electroflotación y electrodecantación, pues ofrecen ser una alternativa eficiente para la remoción de sustancias presentes en los efluentes industriales. Estos métodos poseen ventajas económicas y ambientales sobre los métodos tradicionales de remoción con empleo de productos químicos. Entre las ventajas de los

métodos electroquímicos, se encuentran los beneficios ambientales, la eficiencia de energía, la seguridad, la facilidad de automatización del proceso y los bajos costos.

El reactor electroquímico utilizado con esta clase de tecnología, se puede considerar como una celda electrolítica cuyos elementos conductores de corriente o de sacrificio (ánodos o electrodos de trabajo y cátodos o electrodos inertes), son sumergidos en el fluido por tratar (que contiene los metales o sustancias que van a ser retirados), y que es aprovechado como medio electrolítico. Para que el reactor funcione, se requiere de una fuente externa de energía eléctrica que origina las reacciones electroquímicas como consecuencia del flujo de electrones entre los electrodos metálicos y los compuestos presentes en el efluente, generando los procesos de reducción en el cátodo (conversión de los protones del agua en hidrógeno), y los de oxidación en el ánodo (que produce iones metálicos y oxígeno, este último proveniente de la hidrólisis del agua). Cuando esto ocurre, los contaminantes forman componentes hidrofóbicos que se precipitan o flotan, facilitando su remoción por algún método de separación secundario (figura 1).

Figura 1. Sistema de electrocoagulación

Aunque la electrocoagulación no es una tecnología nueva, ha sido estudiada confines académicos para lograr un impacto positivo en el sector de la galvanotecnia del País; sin embargo, no se ha logrado que esta propuesta tenga un auge en el sector industrial. Sin embargo, ha logrado alcanzar un aprovechamiento comercial importante en el tratamiento puntual de algunos

contaminantes y se ha ubicado como una técnica de mayores ventajas comparativas con respecto a las tecnologías tradicionales de tratamiento.

METODOLOGÍA

DISEÑO DEL PROTOTIPO

El prototipo que existe en la Universidad, está construido en acrílico y consta de un conjunto de tres placas metálicas, dispuestas en forma vertical, dos de hierro y una de cobre. La placa de cobre tiene una polaridad negativa (cátodo), y las dos de hierro una polaridad positiva (ánodos), que cumplen la función de electrodos en paralelo dentro de la celda electrolítica (figura 1), cuyas dimensiones son de 10 cm x 17.6 cm, con capacidad para unos 8 L de aguas residuales galvánicas en una única zona de operación.

Las deficiencias generadas por este diseño, estuvieron relacionadas con el control de factores como: dimensiones de las placas, 10 cm x 17.6 cm y espesor de 5 mm,no benefició una rápida producción de flocs en relación con el tiempo; distancia entre electrodos 3 cm, que al ser una distancia corta para las dimensiones de las placas, influyó en la disminución de la densidad de corriente; pH, rango 1.52 – 2.73, al estar muy por debajo de los valores de pH referenciados, (rango de pH entre 5 - 6), hace que la reacción dada en la celda no se dé fácilmente y no se dé en un su máximo rendimiento de producto; conductividad, rango 0.2 – 0.6 mS/m, muestra que en el transcurso de la reacción no se está permitiendo el paso de la corriente, y temperatura, rango 37.5 – 39ºC, que baja con respecto de la energía que debería liberarse en este tipo de reacciones, la cual está en un rango de 50-60 ºC. Todos estos factores, según la literatura, presentaban valores muy por debajo para sistemas de electrocoagulación aplicados en aguas residuales. Por esta razón se mejoró el diseño del prototipo: mayor distancia entre placas (paso de 3 cm a 6 cm entre ellas), menor tamaño de placas (de 10 cm x 17.6 cm y 5 mm de espesor se paso a 3.725 cm x 9.91 cm de largo y 3 mm de espesor), material (de hierro (ánodo) y cobre (cátodo) se pasó a cobre (cátodo) y aluminio (ánodo)), y la capacidad del prototipo pasó de 8L a 10L (figura 2)

Figura 2. Prototipo de celda de electrocoagulación

Se siguió con el principio de un reactor tipo bach por ser más sencillo y de menor costo, bajo un tratamiento específico para aguas residuales determinadas, con el proceso de electrocoagulación – flotación y así aprovechar la producción de burbujas en la separación del contaminante, por medio de flocs. Se conectó a una fuente de voltaje (de 50 a 60dc), con corriente directa (de 3A). La polaridad de las placas se ajustó al colocarlas en contacto con los cables positivo (+) o negativo (-), y quedó la placa de cobre con polaridad negativa.

CARACTERIZACIÓN

Con el fin de optimizar y evaluar el sistema, se visitaron las instalaciones de la empresa Compañía Eléctrica Ltda., en donde se recolectaron 10L de agua (figura 3), proveniente de la actividad denominada “Enjuague 2” (tabla 1), aguas dispuestas para ser descargadas en el alcantarillado; con esta muestra se realizaron los diferentes ensayos y caracterizaciones. Antes de iniciar la electrocoagulación, se encontró que el pH oscilaba entre 0-1 con papel indicador universal y 1.40 con el pHmetro Schott Duran calibrado en el rango de buffers 4.0 y 7.0; la conductividad era de 26.4mS/m, la temperatura de 18.2oC y el voltaje inicial de 31.8Vdc, este valor debido a la conversión de corriente alterna a directa sin regularlo.

Figura 3. Caja de paso, aguas procedentes de Enjuague 2

En el transcurso del tratamiento, se mantuvo constante el voltaje en 31.8Vdc, pero la conductividad disminuyó hasta 19.4mS/m; el amperaje fue variable entre 0.27 y 2.40A, relacionado con la densidad de corriente y la distancia entre placas; la temperatura como era de esperar, cambió y aumentó hasta 48.5 °C en promedio, y fue más alta la temperatura cerca de los ánodos. Al final del proceso, el pH fue de 3-4 con papel indicador universal y 3.78 con pHmetro.

La figura 4 corresponde a los mejores valores de operación dados durante el tratamiento a un volumen determinado de aguas residuales de tipo galvánico:

Figura 4. Gráfica de variables pH, conductividad y temperatura durante los ensayos.

La caracterización de los diferentes parámetros químicos del sistema se realizó según los métodos de absorción atómica de llama (referencia SM 3111) y colorimétrico (referencia SM 3500). La figura 5, muestra los parámetros químicos determinados al afluente y efluente, así como sus correspondientes porcentajes de remoción.

Figura 5. Caracterización del agua residual galvánica antes y después del tratamiento

5) ANÁLISIS DE RESULTADOS

Los contaminantes analizados durante el estudio son reconocidos principalmente por tener un impacto negativo sobre los cuerpos de agua, las aguas residuales terminan en muchas ocasiones, en el sistema de alcantarillado de la ciudad de Bogotá, sin mayor tratamiento sobre la recolección de metales presentes en las mismas. Según el equipo profesional de Propel Fundes Colombia [1], algunos de los principales compuestos disueltos que se deben controlar son: cromo hexavalente, estaño bivalente, iones de paladio, cobre, níquel, plata, sodio y potasio, y algunos compuestos orgánicos reductores como formaldehido y azúcares.

Una de las aplicaciones más conocidas y populares de la electrocoagulación, ha sido el tratamiento de aguas residuales de la industria de galvanoplastia y electroplateado metálico, proceso que busca remover la carga de metales solubles en las descargas de una industria por demás contaminante. En este caso, se obtuvo una remoción en Cr del 51.65%, en Cr+6 no hay un porcentaje definido y sin embargo, los valores arrojados en estos dos parámetros están por debajo de los estándares establecidos en materia de vertimientos (Res. No 1074 28 Oct. 1997 ), Ni del 18.09%, Pb del 50%, Zn del 47.37%, los cuales a pesar de la remoción producida, tienen valores superiores al estipulado en esta normativa. El Cu tuvo un aumento del 519.48%, lo cual se presentó porque al hacer ensayos de polaridad en la celda electrolítica, la placa de cobre invirtió su polaridad y por lo tanto la concentración de este metal aumentó en el agua

residual; este resultado no invalida la prueba, pero implica tener en cuenta, un material diferente en próximos ensayos.

Según Holt et , para este tipo de aguas, se puede tolerar un pH entre 5 - 6 y una conductividad de 1.500 μS/cm. Evidentemente, el vertimiento de agua residual de la empresa Compañía Eléctrica Ltda., usada en este estudio de electrocoagulación, no está dentro de las condiciones óptimas, ya que inicialmente presentó una conductividad de 26.4mS/m que bajó hasta 19.4mS/m y un pH de 3.78, como se mencionó anteriormente.

Haber producido una eficiencia de remoción en los porcentajes reportados, determinó que la disminución de su carga contaminante en las fuentes hídricas próximas, es posible, promoviendo erradicar o disminuir hasta el estándar establecido [18], según la técnica de electrocoagulación, pues se pudo determinar que es un método eficaz para remover la clase de contaminantes usados como parámetro de medición, y, como tecnología emergente, para el tratamiento de aguas residuales procedentes de la industria galvánica.

Este sistema tiene una gran desventaja con respecto de otros tratamientos convencionales de depuración de aguas residuales, ya que no tiene una alta optimización de la tecnología y los estudios son reducidos; además, no hay un diseño unificado y no hay validación de los métodos.

Debido a que las aguas tratadas por el método mostrado no tienen fines de uso biológico, no se hace necesario identificar en las mismas, los parámetros tales como COT o DQO.

Pero se debe realizar un tratamiento adicional para eliminar contaminantes orgánicos y microbiológicos en caso de darle un uso diferente a los de los procesos galvánicos para estas aguas residuales recuperadas.

CONCLUSIONES

De las aguas estudiadas se removió Cr, Cr+6, Ni, Pb y Zn en un 51.65, 18.09, 50 y 47.37 %, respectivamente, lo cual deduce afinidad electrónica dentro del proceso.

Por medio de la caracterización química de los diferentes parámetros, se determinó que el mejoramiento al diseño del sistema de tratamiento para aguas residuales de origen galvánico, a pesar de no estar dentro de los valores óptimos según lo expresan Restrepo et , en cuanto a las variables pH, conductividad y temperatura, promovió la remoción de diferentes especies químicas, no sólo cromo, lo cual evidencia la capacidad de la electrocoagulación como removedor de metales pesados en aguas hídricas.

La calidad y eficiencia del proceso, determinó que el sistema de tratamiento está en un lapso de obtener un efluente más apropiado para fines de reúso dentro de la misma empresa, debido a que los procesos de galvanizado requieren de grandes cantidades de agua en los pasos de lavado y enjuagado.

La literatura no revela algún avance sistemático en el diseño y operación de los reactores para la electrocoagulación, y no hay algún diseño predominante usado hasta el momento. Este estudio experimental creó un diseño que demostró su aplicabilidad en el tratamiento de aguas residuales.

Únicamente, los parámetros Cr y Cr+6 cumplen con la normativa para estándares ambientales en materia de vertimientos.

Teniendo en cuenta que el valor en el mercado de las placas empleadas para los ensayos, oscilan entre US. 2 – 4, para una muestra de 10L, se puede considerar que los costos de manufactura de las celdas electrolíticas son bajos, de acuerdo con los trabajos realizados en el prototipo UMNG, y proporcionan incentivos para realizar una investigación a mayor escala por el gremio de la industria galvánica y por la academia; además, es una técnica que proporciona ventajas respecto de las tecnologías tradicionales de tratamiento.

Es necesario continuar con los estudios propuestos en esta línea de investigación para, consolidar procesos y variables, necesarios para optimizar la técnica de electrocoagulación como tratamiento de vertimientos líquidos, no sólo de la industria galvánica, sino de otras industrias que generen metales y otras sustancias disueltas para ser recuperadas o para liberar los cuerpos de agua, de estos contaminantes.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

[1] Equipo profesional de Propel Fundes Colombia. (2001). Guía de Buenas Prácticas

para el Sector Galvanotécnia. Bogotá, D.C. Ministerio del Medio Ambiente y Fundes

Colombia.

[2] Compañía Eléctrica Ltda. (2010). Galvanización en caliente. Página consultada

el 23 de marzo de 2010. En: http://www.companiaelectrica.com/paginas/

galvanizado.1.html

[3] Mollah M., Schennach R., Parga J. y Cocke D. (2001) Electrocoagulation (EC)

– Science and applications; En: Journal of hazardous materials, Vol.84 Nº1, pp.

29-41.

Ciencia e Ingeniería Neogranadina, Vol. 20-1, 2010

universidad militar nueva granada

43

[4] Galco S.A. (2010). Soluciones con ingeniería. Página consultada el 8 de abril de

2010. En: http://www.galcosa.com/lineas.html

[5] Rajeshwar K. y Ibáñez J., (1997). Environmental electrochemistry: Fundamentals

and Applications in Pollution Abatement. San Diego, California: Academic Press

Limited, 410p.

[6] Holt P., Barton G. y Mitchell C. (2005) The future for electrocoagulation as a

localised water treatment technology; En: Chemosphere, Vol. 59 Nº3, pp. 355-

367.

[7] Restrepo A., Arango Á. y Garcés L. (2006) La Electrocoagulación: retos y oportunidades

en el tratamiento de aguas; En: Producción + limpia, Vol.1 Nº2, pp.58-77.

[8] Stephenson R. y Tennant B. (2003) New electrocoagulation process treats

emulsified oily wastewater at Vancouver Shipyards; En: Environmental Science

& Engineering Magazine. Disponible en: http://www.esemag.com/0103/electro.

html

[9] Aristizábal A y Bermúdez M. (2007) Estudio de la factibilidad de un sistema

de electrocoagulación para tratamiento de aguas procedentes de lavanderías

industriales con fines de reuso; Medellín. Trabajo de Grado (Ingeniero Químico).

Universidad Pontificia Bolivariana; Facultad de Ingeniería.

[10] Chen, G. (2004) Electrochemical technologies in wastewater treatment; En:

Separation and Purification Technology, Vol.38 Nº1, pp.11–41.Mercado, I.,

[11] Adhoum, N. y and Monser, L. (2004) Decolourization and removal of phenolic

compounds from olive mill wastewater by electrocoagulation; En: Chemical

Engineering and Processing, Vol.43 Nº10, pp.1281-1287.

[12] Bayramoglu M., Mehmet K., Orhan T. y Mustafa S. (2004) Operating cost analysis

of electrocoagulation of textile dye wastewater. En: Separation and Purification

Technology, Vol.37 Nº2, pp.117–125.

[13] Kumar P., Chaudhari S., Khilar K. y Mahajan S. (2004) Removal of arsenic from

water by electrocoagulation; En: Chemosphere, Vol.55 Nº9, pp.1245–1252.

[14] Holt P., Barton G. y Mitchell C. (1999) Electrocoagulation as a Wastewater Treatment;

En: ANNUAL AUSTRALIAN ENVIRONMENTAL ENGINEERING RESEARCH.

Proccedings The Third Annual Australian Environmental Engineering Research

Event. Castlemaine, Victoria.

SISTEMA DE ELECTROCOAGULACIÓN COMO TRATAMIENT O DE AGUAS RESIDUALES GALV ÁNICAS

44 N. B. Morales Posada, G. E. Acosta Niño

[15] Mercado I., Reyes D. y Morante G. (2006) La electroquímica en función de la

ingeniería ambiental. Método de electrocoagulación aplicado a un flujo continúo

de residuos líquidos. En: Residuos. Año Nº16 Nº94, pp. 62-65.

[16] Chen L. y Sheng L. (2004) Treatment of chemical mechanical polishing wastewater

by electrocoagulation: system performances and sludge settling characteristics. En:

Chemosphere, Vol.54 Nº3, pp. 235–242.

[17] Adhoum N. (2004) Treatment of electroplating wastewater containing Cu2+, Zn2+

and Cr(VI) by electrocoagulation. En: Journal of Hazardous Materials, Vol.112 Nº3,

pp.207-213.

[18] DEPARTAMENTO TÉCNICO ADMINISTRATIVO DEL MEDIO AMBIENTE, DAMA.

(1997). Resolución Nº 1074 28 de Octubre de 1997. Bogotá, D.C.

[19] Jiang J. (2002) Laboratory study of electro-coagulation–flotation for water treatment.

En: Water Research, Vol.36 Nº16, pp.4064– 4078.