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Artículos de revisión
Fundación Universidad de América
Revista de Investigación, vol. 11 nº 2: 9-26, enero-junio 2018 ISSN 2011-639X
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ElEctrocoagulación En la rEmoción dE contaminantEs
dE EfluEntEs provEniEntEs dE fErtilizantEs
nitrogEnados. artículo dE rEvisión
ElEctrocoagulation in thE EffluEnt contaminants clEarancE from
nitrogEn fErtilizErs: a rEviEw
Felipe Correa Mahecha*
Diana Marcela Cuesta Parra**
Anyi Paola Melo Hernández***
Laura Juliana Sacristán Yepes****
Recibido: 3 de agosto de 2018 Aceptado: 7 de noviembre de 2018
Resumen
El uso desmedido de fertilizantes, junto a la lixiviación de residuos urbanos y agropecuarios, ha
incrementado la presencia de nitratos en las fuentes hídricas, lo que es objeto de varias investiga-
ciones debido a sus repercusiones sobre la salud humana y ambiental. La electrocoagulación ha
probado ser una técnica adecuada para la remoción de estos productos; igualmente, tiene ventajas sobre
otros tipos de métodos de depuración de aguas, como la coagulación química, la osmosis inversa,
el intercambio iónico y los tratamientos biológicos. Este artículo presenta una revisión del desa-
rrollo de la tecnología de electrocoagulación, e incluye información sobre el conjunto de reacciones
electroquímicas en los electrodos, así como sobre las reacciones de óxido reducción y en equilibrio en el
seno de la solución. Aquí se discute sobre el estudio de las diferentes variables que inuyen sobre
la eciencia de remoción, como: densidad de corriente, pH, tipo de electrodos, diseño de la celda
y tiempo de retención, al igual que se describe las ventajas y desventajas de esta tecnología. Final-
mente se presentan algunas conclusiones generales junto a las perspectivas y enfoques que, según
varios autores, deben ser abordados en futuras investigaciones con el n de llenar los vacíos en el
conocimiento de esta tecnología.
Palabras clave: tratamiento de aguas residuales, electrocoagulación, nitratos, remoción, electrodos.
* Ingeniero químico. Docente investigador, grupo de investigación Procesos de Separación no Convencionales,
línea de investigación Tratamientos no Convencionales del Agua, Fundación Universidad de América, Bogotá,
Colombia. ORCID: orcid.org/0000-0003-1050-8222. felipe.correa@profesores.uamerica.edu.co
** Ingeniera ambiental, máster en Medio Ambiente y Desarrollo Sostenible. Docente investigadora, grupo de
investigación Procesos de Separación no Convencionales, línea de investigación Tratamientos no Convencio-
nales del Agua, Fundación Universidad de América, Bogotá, Colombia. ORCID: orcid.org/0000-0001-9287-2452.
diana.cuesta@profesores.uamerica.edu.co
*** Estudiante de Ingeniería Química. Grupo de investigación Procesos de Separación no Convencionales, línea
de investigación Tratamientos no Convencionales del Agua, Fundación Universidad de América, Bogotá, Colombia.
anyi.melo@estudiantes.uamerica.edu.co
**** Estudiante de Ingeniería Química. Grupo de investigación Procesos de Separación no Convencionales, línea
de investigación Tratamientos no Convencionales del Agua, Fundación Universidad de América, Bogotá, Colombia.
laura.sacristan@estudiantes.uamerica.edu.co
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felipe correa mahecha, diana marcela cuesta parra, anyi paola melo hernández, laura juliana sacristán yepes
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Abstract
e fertilizer overuse joined to the urban and agricultural waste leaching has increased the
nitrates presence in the water sources, wich has increased the concern due to its human and
environmental health repercution. e electrocoagulation has proven to be a suitable technique for
the nitrites removal presenting a series of advantages over other purication methods like the
chemical coagulation, reverse osmosis, the ion Exchange and the biological treatments. is
article introduces a review of the electrocoagulation technology progress, including information
over the set of electrochemical reactions in the electrodes, as well as oxide-reduction electro-
chemical and balanced reactions within the solution. A discussion is made over the study of
dierent variables that aect over the removal eciency, like: current density, pH, type of elec-
trodes, cell design and retention time, as well as a description of advantages and disadvantages
of this technology. e article concludes with some general conclutions together with outlooks
and approaches that, according to several authors, must be addressed in future research to empty
spaces in the knowledge of this technology.
Keywords: wastewater treatment, electrocoagulation, nitrates, removal, electrodes.
introducción
El aumento en la población mundial, la contaminación de las principales fuentes de agua y el ago-
tamiento de este recurso, por efecto del cambio climático y la sobreexplotación, son las principales
causas de la escasez mundial de agua (FAO, 2017). Según la UNESCO, la reserva de agua dulce
es suciente para satisfacer las necesidades actuales de la población mundial; no obstante, el pro-
blema radica en su distribución: cerca de 1200 millones de personas habitan en áreas con escasez
de agua y 1600 millones sufren de recortes causados por la falta de infraestructura para abastecer
los diferentes hogares (FAO, 2013).
A pesar de que el agua es una necesidad básica, más de 1000 millones de personas no tienen acceso
a agua potable; como consecuencia, aproximadamente 1.8 millones de niños mueren al año debido a
la diarrea y otras enfermedades asociadas al consumo de agua sucia o sin saneamiento (PNUD, 2006).
Por otro lado, el crecimiento de la población mundial también ha requerido de estrategias
enmarcadas en la revolución verde, política basada en el uso intensivo de insumos químicos para lograr
satisfacer la creciente demanda alimenticia (FAO, 2009), lo que ha llevado a la agricultura a en-
frentar nuevos retos relacionados con el incremento de la producción eciente y sostenible.
Los fertilizantes nitrogenados se han empleado durante décadas con el n de aumentar la
fertilidad de los suelos y su rendimiento productivo (Pérez, 2014); sin embargo, las malas prácticas
en el uso de estos fertilizantes, sumadas a la naturaleza altamente soluble de los nitratos, ha hecho
que se presente contaminación de los cuerpos de agua superciales y subterráneos, representado
amenazas para la salud pública (Ongley, 1997). Los nitratos se caracterizan por su reducción en
nitrito, lo que transforma la hemoglobina en metahemoglobina, sustancia incapaz de jar oxigeno;
esto tiene repercusiones negativas en la salud de los seres humanos, como, por ejemplo, coloración
azul de la piel, fatiga, cáncer gástrico, malformaciones del feto y problemas respiratorios (Hashim,
Shaw, Al Khaddar, Pedrola y Phipps, 2017; Pérez, 2013; Sevda, Sreekishnan, Pous, Puig y Pant, 2018).
Adicionalmente, la presencia de nitratos y nitritos en aguas subterráneas y superciales pueden
causar eutrozación y, por lo tanto, la pérdida de la capacidad de oxigenación de estas aguas, por
lo que se han reportado importantes cambios en el ciclo del nitrógeno debido a las intervenciones
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electrocoagulación en la remoción de contaminantes de efluentes provenientes de fertilizantes nitrogenados
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antropogénicas, como la escorrentía agrícola y urbana, el uso de pesticidas, actividades industriales
con vertimientos no controlados y lixiviación de desechos en aguas residuales y rellenos sanita-
rios (Khatri y Tyagi, 2015), que elevan el nivel de estos iones en aguas naturales. Por esta razón la
eliminación de los nitratos de las fuentes hídricas es fundamental para prevenir estos problemas
(Tyagi, Rawtani, Khatri, y armavaram, 2018).
En el caso de Colombia, el río Magdalena transporta 30 millones/año de toneladas de mate-
riales disueltos hacia el mar Caribe, aportando hasta 186000 toneladas de nitratos al año; cuota
que es seguida por la de los ríos Atrato, San Juan y Mira, con 58000, 25000 y 14000 toneladas de
nitratos al año, respectivamente. Estos electrolitos provienen mayoritariamente de fuentes antró-
picas y causan daños a los ecosistemas; adicionalmente, muchos municipios surten sus acueductos
de las aguas de estos ríos, lo que hace necesaria la implementación de tecnologías para la depu-
ración de este contaminante durante el proceso de potabilización (Restrepo y Kjerfve, 2004). La
Organización Mundial de la Salud (OMS) ha limitado las concentraciones de nitratos a 50 mg/l
para su consumo por parte de adultos y a 15 mg/l para bebés (Li, Feng, Zhang, y Sugiura, 2009).
La Resolución 2115 de 2007, del Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial, esti-
pula una concentración máxima de 10 mg/l de nitratos en agua destinada para consumo humano.
Algunos de los métodos especializados en la remoción de este contamínate son: osmosis inver-
sa, intercambio iónico y los tratamientos biológicos (Govindan, Noel, y Mohan, 2015). Debido a
las dicultades que presentan estas tecnologías para la remoción de nitratos, varios investigadores
se han interesado recientemente en la remoción de nitratos empleando la electrocoagulación (Ha-
kizimana et ál., 2017).
Este artículo presenta una revisión del proceso de electrocoagulación enfocada en la remoción
de nitratos; aplicación emergente que ha logrado alcanzar un alto rendimiento en el tratamiento
puntual de contaminantes, material coloidal y emulsiones. En primera instancia se describe algu-
nas de las técnicas empleadas para la remoción de nitratos, incluyendo los métodos electroquí-
micos. Luego se profundiza en el proceso de electrocoagulación, los mecanismos de reacción, las
ventajas y desventajas de la técnica y los factores que afectan la efectividad de la electrocoagula-
ción, tales como pH, densidad de corriente, tiempo de reacción, concentración inicial de nitratos,
voltaje y aspectos del diseño y conguración de las celdas. Finalmente se presentan las perspectivas
y campos de estudio que, a criterio de varios autores, son necesarios para llenar los vacíos sobre esta
prometedora técnica y garantizar así su aplicación a gran escala.
técnicas para la rEmoción dE nitratos
Las plantas de tratamiento de aguas residuales emplean tres métodos para la depuración del agua,
que se pueden dividir en: a) procesos físicos, b) procesos químicos y c) procesos biológicos (Hashim
et ál., 2017; Moussa, El-Naas, Nasser, y Al-Marri, 2017). La gura 1 muestra las principales ope-
raciones unitarias asociadas a los tres grupos de procesos típicos.
Procesos físicos Procesos químicos Procesos biológicos
• Cribado
• Flotación
• Filtración
• Sedimentación
• Osmosis
• Coagulación/floculación
• Cloración
• Adsorpción
• Intercambio iónico
• Filtros de goteo
• Lagunas de oxidación
• Lodos activados
• Biodiscos
Figura 1. Clasificación de las operaciones unitarias típicas en plantas de tratamiento de aguas residuales.
Fuente: modicado de Moussa, El-Naas, Nasser y Al-Marri (2017).
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En la actualidad se emplean muchos métodos para el tratamiento de aguas destinadas al con-
sumo humano y para la depuración de aguas residuales. La coagulación es el método más usado
debido a sus bajos costos. Este método emplea la adición de un agente químico para lograr la deses-
tabilización de partículas, logrando que predominen en la disolución las fuerzas de atracción frente
a las de repulsión (Martínez, 2007); aquí las partículas colisionan durante la etapa de agitación
rápida mientras el coagulante se difunde por la solución neutralizando las cargas. Durante la ocu-
lación se emplea la agitación lenta para lograr la aglomeración de las partículas desestabilizadas,
permitiendo así la formación partículas más grandes y de mayor peso, lo que mejora su sepa-
ración posterior (Petrii y Safonova, 1992). Sin embargo, la naturaleza estable y altamente soluble
de los nitratos hace que las partículas tengan un bajo potencial para su precipitación o adsorción,
por lo que los métodos convencionales de tratamiento de aguas suelen ser inecaces para su remoción
(Emamjomeh y Sivakumar, 2009).
El estudio de Lacasa, Cañizares, Sáez, Fernández y Rodrigo (2011) comparó la eciencia de
la electrocoagulación frente a la eciencia de remoción por coagulación química en aguas sub-
terráneas, empleando AlCl3 y FeCl3 como agentes de coagulación. La investigación llegó a la
conclusión de que la coagulación química con estos agentes no es adecuada para la remoción de
nitratos; al parecer, el aumento en la conductividad cuando se dosica el coagulante promueve la
competencia entre el contaminante y los contraiones de los coagulantes, lo que reduce el espesor
de la doble capa eléctrica en las partículas. Por su parte, la electrocoagulación tiene un poder supe-
rior para la remoción de este contaminante, debido a que durante el proceso se forman hidróxidos
de hierro o aluminio que adsorben los nitratos en solución mediante mecanismos de barrido; al
parecer, la formación de estos precipitados son el principal mecanismo detrás de la alta eciencia
de remoción de nitratos en las técnicas de electrocoagulación (Lacasa et ál., 2011).
A continuación se analizan los métodos más empleados para la eliminación de nitratos y ni-
tritos de diferentes fuentes de aguas.
Osmosis inversa
La osmosis inversa es un proceso de difusión controlada, en el cual la transferencia de iones ocurre a
través de una membrana por el principio de difusión (Mora-Molina, Járay, Vatai y Bekassy-Molnar,
2004). El intercambió de sustancias se da gracias a un gradiente de presión de 300-500 psi (Arch-
na, Sharma y Chander, 2012), que impulsa la trasferencia para nalmente remover el contaminante
(Soto y Soto, 2013). Esta técnica se caracteriza por la alta ecacia (50-98 %) a la hora de remover
los nitratos en solución. Las principales variables que inuencian la ecacia de esta técnica son el
tipo de membrana y la presencia de calcio o iones bivalentes en la solución, que al concentrarse
durante el proceso pueden precipitar en la supercie de la membrana, causando incrustaciones y
reduciendo su capacidad. Por su parte, el uso combinado de la nanoltración y la osmosis inversa
mejora signicativamente la eciencia de la técnica, debido a que se logra la remoción de iones
bivalentes en el agua que pasa a la etapa de osmosis inversa, eliminando así las incrustaciones en la
membrana (Bohdziewicz, Bodzek y Wsik, 1999; Schoeman y Steyn, 2003).
El proceso genera una salmuera concentrada en nitratos y otros iones por lo que no puede
ser descargada en euentes, lo que hace que esta técnica tenga limitaciones para su uso industrial
(Koparal y Öğütveren, 2002). Adicionalmente, los métodos basados en membranas suelen tener
altos costos energéticos debido a los requisitos de altas presiones y desgaste de las membranas
(Uzun y Debik, 2019).
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Intercambio iónico
El proceso de intercambio iónico implica tener en contacto un lecho que contiene resinas de in-
tercambio aniónico y una mezcla rica en iones (nitratos), con el n de realizar un intercambio de
iones de nitrato por cloruro o bicarbonato hasta que se agote la capacidad de intercambio de la
resina (Rodríguez, 1995; Samatya, Kabay, Yüksel, Arda, y Yüksel, 2006)
Esta técnica presenta desventajas debido al exceso de regenerante que se debe empelar periódica-
mente; adicionalmente, el nitrato removido presente en la solución residual no puede ser eliminado,
por lo que se ve reejado en costos elevados (van der Hoek, van der Hoek y Klapwijk, 1988)
La ósmosis inversa y el intercambio iónico son los métodos físicos de remoción de nitratos
más empleados; sin embargo, estos no eliminan los iones nitrogenados, sino que los remueven de
la solución acuosa, generando una salmuera concentrada que requiere de procesos adicionales para
su disposición (Schoeman y Steyn, 2003). Para que estas tecnologías puedan ser usadas amplia-
mente se requiere de avances en el desarrollo de resinas y membranas de bajo costo y altos niveles de
regeneración, además de procedimientos rentables para la disposición de las salmueras de nitratos
obtenidas (Zhao, Kong y Wang, 2017)
Tratamiento biológico
El método más efectivo para la remoción de nitratos en aguas residuales son los mecanismos
biológicos. Este proceso basa su principio en el uso de componentes orgánicos como alimento o
sustrato que suministra energía para el desarrollo y crecimiento de los microorganismos (Henry,
1999). El tratamiento biológico ocurre en ausencia de oxígeno, es decir, en condiciones anóxicas,
ya que en presencia de oxígeno el nitrato y la materia orgánica se oxidan y las bacterias no usan
el nitrato como fuente de sustrato (Villaseñor, 1999). La eliminación del nitrato por tratamiento
biológico consiste en la reducción del contaminante a nitrito, óxido de nitrógeno o nitrógeno ga-
seoso (Keith, MacFarlane y Herbert, 1982).
Esta técnica presenta desventajas, ya que existen aguas que por sus características y tipos de
contaminante inhiben el crecimiento de los microorganismos (Xu et ál., 2018); por otra parte,
puede presentarse una posible contaminación del agua por parte de los microorganismos empe-
lados, lo que hace que se requiera de un control riguroso, con una eciencia condicionada y altos
costos (Park y Yoo, 2009). Además, la generación de lodos durante los procesos biológicos puede
ser considerable, lo que llevaría a sobrecostos porque esto hace necesario un tratamiento posterior
(Osaka, Shirotani, Yoshie, y Tsuneda, 2008; Schoeman y Steyn, 2003).
Las tecnologías de tratamiento biológico son todavía muy costosas y tienen limitaciones en di-
versos tipos de aguas residuales, en especial las que contienen altas concentraciones de compuestos
clorados y metales pesados. Algunos compuestos químicos conducen a la formación de compues-
tos más peligrosos por vía biológica; este es el caso del tricloroetano, que presenta una serie de re-
acciones mediadas por microorganismos que forman cloruro de vinilo, un importante compuesto
carcinógeno (Garzón, Rodríguez-Miranda y Hernández-Gómez, 2017). Las aguas con bajos con-
tenidos de fósforo o con pH extremos limitan el crecimiento de microorganismos y plantas, lo que
implica la realización de pretratamientos y adición de nutrientes y acondicionadores, encareciendo
los tratamientos (Moussas y Zouboulis, 2011). La desnitricación por vía biológica tiene una alta
dependencia de los contenidos de carbono y de la temperatura de operación (Song et ál., 2019)
Los sistemas bioelectroquímicos surgen como una alternativa para la eliminación de múltiples
contaminantes; adicionalmente, se ha propuesto la recuperación de energía mediante celdas de com-
bustible microbiano (Sevda et ál., 2018). Recientemente se han publicado nuevas tecnologías de
sistemas bioelectroquímicos, en las que un campo eléctrico se aplica para estimular los microorga-
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nismos; al parecer, la electrocoagulación combinada con la bioremediación aumenta la abundancia
relativa de géneros relacionados con la eliminación de nitrógeno, como Nitrosomonas, Comamona-
daceae, Haliangium y Denitratisoma (Li, Dong, Qian, Hu, y Ye, 2018).
procEsos ElEctroquímicos
Los métodos electroquímicos presentan algunas ventajas frente a las tecnologías físicas, quími-
cas y biológicas; por una parte, son métodos relativamente simples, ya que no requieren del uso de re-
activos químicos, y por otra, producen pocos lodos y sus requerimientos de mantenimiento son
mínimos. Estos métodos incluyen la electroreducción, la electrocoagulación y la electrodiálisis;
los dos primeros logran la eliminación del nitrato mediante su reducción a nitrógeno gaseoso,
mientras que la electrodiálisis emplea principios físicos como la adsorción y la migración (Xu
et ál., 2018).
La electroreducción se emplea para la eliminación de nitratos en aguas residuales con alta
salinidad, usando electrodos de titanio, iridio, rutherfordio, óxidos de titanio y de cobalto, mien-
tras que la electrocoagulación se emplea preferiblemente para el reciclaje o reutilización de las
aguas residuales. Por su parte, la electrodiálisis es más empleada para la obtención de agua potable
(Xu et ál., 2018).
La electrocoagulación no es una tecnología nueva, se conoce su uso en plantas de agua potable
desde el siglo XIX en Inglaterra y a inicios del siglo XX en los Estados Unidos, tanto en plantas de
agua potable como residual. Para inicios de los años cuarenta, fueron sustituidas por plantas
de coagulación química y tratamientos biológicos, por razones de operatividad y por el costo de
la electricidad de la época. En la actualidad las ventajas de la electrocoagulación han sido “redes-
cubiertas”; se han encontrado aplicaciones emergentes, como la remoción de nitratos, amoniaco,
slidos suspendidos, pesticidas, detergentes, fosfatos, cianuro, boro, radio nucleótidos, contaminan-
tes orgánicos, metales pesados y microorganismos (Garcia-Segura, Eiband, Maesia, de Melo y
Martínez-Huitle, 2017; Song et ál., 2019). Las publicaciones sobre su uso han aumentado desde
la década de los noventa (Hakizimana et ál., 2017).
La electrocoagulación es una tecnología ecaz para el tratamiento de diversos tipos de aguas y
tiene una alta eciencia en la remoción de contaminantes persistentes de origen mineral y orgáni-
co. Se ha empleado para la eliminación de metales pesados (cromo, arsénico, cobre, níquel y zinc)
y para el tratamiento de aguas en la industria del cuero y textil, removiendo el cromo hexavalente y
la materia orgánica, así como para la eliminación de hidrocarburos en la industria alimenticia y del
papel y en renerías petroquímicas (Hashim et ál., 2017). La versatilidad de la tecnología permite
la desestabilización de emulsiones en aguas contaminadas con aceites, grasas e hidrocarburos; la
eliminación de tintas en aguas residuales; la remoción de compuestos fenólicos persistentes; el
tratamiento de aguas residuales municipales, y la obtención de agua potable a partir de aguas
subterráneas y superciales (Emamjomeh y Sivakumar, 2009).
En la electrocoagulación se desestabilizan las partículas por medio de la electricidad a través
de placas metálicas paralelas (llamadas electrodos) para conseguir una neutralización de cargas, o
bien para la formación de agregados, permitiendo su separación por sedimentación o otación.
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Figura 2. Representación esquemática de una celda de electrocoagulación.
Proceso de electrocoagulación
En su forma más básica, un sistema de electrocoagulación es simplemente una celda electrolítica. Este
sistema actúa como una celda galvánica inversa que en lugar de generar electricidad la consume,
por lo que requiere de una fuente de potencia externa (gura 2). La fuente de corriente está conec-
tada a un sistema ánodo-cátodo sumergido en una solución acuosa (Lee y Gagnon, 2014).
Al ser una celda electrolítica, el ánodo es conectado al polo positivo de la fuente eléctrica y el
cátodo en el polo negativo. Las reacciones electroquímicas ocurren como consecuencia del ujo
de electrones entre los electrodos metálicos a través la solución acuosa, generando los procesos
de reducción en el cátodo en donde el agua se descompone produciendo hidrógeno (generación de
burbujas), mientras que los de oxidación se generan en el ánodo (disolución electroquímica del
metal de sacricio) (Barrera-Díaz, Balderas-Hernández y Bilyeu, 2018). Una serie de reacciones
rédox y de equilibrio ácido-base tiene lugar en el seno de la solución, gracias a la desestabilización
del equilibrio causada por la fuente de energía; cuando esto ocurre, los contaminantes forman com-
ponentes hidrofóbicos que se precipitan o otan, facilitando su remoción por algún método de
separación secundario (Morales y Acosta, 2010).
El proceso de la electrocoagulación se desarrolla en tres vías: electrocoagulación, electroota-
ción y electroreducción. En la electrocoagulación se logra la desestabilización de los nitratos en la
solución, emulsión o dispersión, mediante el ujo de una corriente eléctrica que libera a los metales
del ánodo, generando iones metálicos que posteriormente se transforman en hidróxidos insolu-
bles; a medida que estos se van agregando, atrapan algunos contaminantes durante la coagulación. Al
aumentar su masa molecular se inicia la oculación, en la que las partículas precipitan por acción
de la gravedad; los hidróxidos adsorben en su supercie algunos iones y partículas electronegativas
en un mecanismo denominado barrido, que remueve la mayoría de los nitratos formando un lodo
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(Song et ál., 2019). En forma simultánea, durante los procesos electrolíticos se generan gases de la
descomposición del agua y la reducción de los nitratos, los que promueven la otación de conta-
minantes insolubilizados y adsorbidos, llevándolos a la supercie en forma de óculos que otan
gracias al atrapamiento de burbujas en su estructura. De forma paralela, los nitratos migran por
diferencia de concentración y son reducidos en el cátodo, formando nitrógeno gaseoso inocuo y
amoniaco, gases que se suman al hidrógeno en el mecanismo de otación (Essadki y Shao, 2012;
Xu et ál., 2018). Estos mecanismos involucran subprocesos electroquímicos (disolución del metal,
reducción del agua, electrodepuración de contaminantes), químicos (equilibrios acido-base, preci-
pitación del hidróxido, reacciones rédox en solución) y físicos (adsorción, coagulación y otación)
(Hakizimana et ál., 2017).
Reacciones en el proceso de electrocoagulación
Debido a que el proceso de electrocoagulación es complejo se presentarán las reacciones en tres
secciones separadas; algunas ocurren en forma simultánea, y otras, en serie. En primera instancia
se presenta las reacciones de oxidación que tienen lugar en el ánodo, seguidas por las reacciones de
reducción que ocurren en el cátodo; estos dos conjuntos de reacciones ocurren gracias a la aplicación
de un potencial eléctrico ente los electrodos, lo que induce la aparición de una corriente eléctrica
responsable del proceso electróquímico. Finalmente se discutirá sobre las reacciones que ocurren
en el seno de la solución acuosa y que están dominadas por reacciones rédox y equilibrios ácido
base. En cada una de las secciones se incluirán las reacciones especícas del aluminio y el hierro, ya
que son los electrodos más empleados en la técnica para la remoción de nitratos.
Reacciones en el ánodo
En la electrocoagulación, las especies coagulantes son generadas in situ mediante la disolución
eléctrica de un ánodo de sacricio; generalmente, el ánodo de sacricio se oxida por la acción de
la corriente eléctrica, formando iones metálicos que se disuelven en la solución (reacción 1). La
intensidad de la corriente inuencia la velocidad de dosicación del coagulante a medida que se
va desgastando el ánodo; los metales contenidos en él terminarán formando parte de los lodos al
nal del proceso. De forma simultánea puede ocurrir la hidrólisis del agua (reacción 2) (Arango,
2014; Gilpavas, 2008):
M(s)Maq
( )
n++n e
(1)
2
H2Ol
( )
4H+
aq
( )
+O2g
( )
+4 e E0=1.23
V
ENH
(2)
Cuando el potencial anódico es muy alto, esta segunda reacción puede ocurrir de forma signi-
cativa aumentando el consumo energético; adicionalmente, en presencia de cloruros, estos pue-
den ser oxidados a Cl2 (reacción 3), que al ser un oxidante fuerte contribuye a la eliminación de
contaminantes orgánicos. También puede formarse el ácido hipocloroso (a pH ácidos) (Hakizi-
mana et ál., 2017) o el ion hipoclorito a pH alcalinos, que sirven para la disminución de los efectos
de pasivación del ánodo mediante reacciones de corrosión por picadura en la supercie del mismo
(Mameri et ál., 1998):
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electrocoagulación en la remoción de contaminantes de efluentes provenientes de fertilizantes nitrogenados
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2
Cl aq
( )
Cl2aq
( )
+2 e; E0=1.36
V
ENH
(3)
Cl
2
aq
( )
H
2
Ol
( )
ClOH aq
( )
+Cl +H+; pK =8.51
(4)
Cuando el aluminio actúa como ánodo, las reacciones electroquímicas propuestas (Arango y
Garcés, 2007; Demirbas y Kobya, 2017; Hakizimana et ál., 2017) son:
A
ls
( )
Al aq
( )
3++3 e E0=0.41
V
ENH
(5)
Para los casos en los que el hierro actúa como ánodo se han propuesto dos mecanismos con
los que se realiza la formación de hidróxido ferroso Fe(0H)2 e hidróxido férrico Fe(OH)3, respec-
tivamente (Arango y Garcés, 2007; Bayramoglu, Kobya, Can, y Sozbir, 2004; Kobya, Demirbas,
Bayramoglu y Sensoy, 2011). El conjunto de reacciones que ocurren hacen que el proceso sea
más complejo (Hakizimana et ál., 2017). Por su parte, la oxidación del ánodo puede conducir a
cationes ferrosos y férricos:
F
es
( )
Fe aq
( )
2++2 e; E0= +0.41
V
ENH
(6)
F
es
( )
Fe aq
( )
2++3 e; E0= +0.04
V
ENH
(7)
Durante la oxidación del ánodo se forma principalmente Fe2+. Está demostrado que la veloci-
dad de disolución del Fe3+ es despreciable (Malakootian, Youse, y Fatehizadeh, 2011).
Algunas reacciones electroquímicas que ocurren entre las especies formadas en solución (Ha-
kizimana et ál., 2017) son:
F
eaq
( )
2+Fe aq
( )
3++2 e; E0=0.77
V
ENH
(8)
F
eaq
( )
3++4H2O FeO aq
( )
2+3 e+8H+; E0=2.20
V
ENH
(9)
Reacciones en el cátodo
El agua se reduce a hidrógeno gaseoso y a iones hidroxilo (Hakizimana et ál., 2017):
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felipe correa mahecha, diana marcela cuesta parra, anyi paola melo hernández, laura juliana sacristán yepes
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18
3
H2Ol
( )
+3 e
3
2
H2g
( )
+3OH aq
( )
E0=0.00
V
ENH
(10)
En algunas ocasiones, cuando el potencial de la celda lo permite, puede ocurrir una electrode-
posición en el cátodo, descrita por la siguiente reacción (Arango, 2014; Gilpavas, 2008):
Maq
( )
n++n e M s
( )
(11)
Una de las tecnologías de mayor eciencia para la depuración de aguas contaminadas con ni-
tratos es la desnitricación con aluminio (Emamjomeh y Sivakumar, 2009; Hashim et ál., 2017).
En los procesos de electrocoagulación y electroreducción, cuando se emplean electrodos de alumi-
nio o hierro, se reducen los nitratos a nitrógeno y amoniaco de acuerdo a las siguientes reacciones
(Hashim et ál., 2017; Koparal y Öğütveren, 2002; Xu et ál., 2018):
N
O3aq
( )
+H2Ol
( )
+2 e NO2aq
( )
+2OH aq
( )
E0=0.01
V
ENH
(12)
NO3aq
( )
+3H2Ol
( )
+5 e
1
2
N2g
( )
+6OH aq
( )
E0=0.26
V
ENH (13)
N
O3aq
( )
+6H2Ol
( )
+8 e NH 3g
( )
+9OH aq
( )
E0=0.12
V
ENH
(14)
N
O2aq
( )
+2H2Ol
( )
+3e
1
2
N2g
( )
+4OH aq
( )
E0=0.406
V
ENH
(15)
N
O2aq
( )
+5H2Ol
( )
+6e NH3g
( )
+7OH aq
( )
E0=0.165
V
ENH
(16)
N
O3aq
( )
+4H2Ol
( )
+4e NH2 5OH aq
( )
+5OH aq
( )
E0=0.45
V
ENH
(17)
En la gura 3 se presenta un esquema que resume el conjunto de reacciones de eliminación de
nitritos por electroreducción en el cátodo (reacciones 12 a 17).
5. Felipe Correa.indd 18 13/12/18 2:16 p.m.
electrocoagulación en la remoción de contaminantes de efluentes provenientes de fertilizantes nitrogenados
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19
Figura 3. Representación de las reacciones de electroreducción en el cátodo.
Fuente: modicado de Govindan, Noel y Mohan (2015).
Reacciones en la solución acuosa
Los metales que son liberados del ánodo experimentan diversas reacciones en equilibrio con el
agua y los contaminantes presentes en la solución, que incluyen reacciones ácido-base, compleja-
ción, reacciones rédox y precipitación. La reacción más extendida es la formación de hidróxidos
metálicos con baja solubilidad; por su parte, los contaminantes en el agua pueden ser adsorbidos
física o químicamente sobre la supercie de los precipitados (Hakizimana et ál., 2017)
Cuando los electrodos son de aluminio la disolución del ánodo produce especies con cargas
eléctricas positivas (como el Al3+), que en contacto con el medio acuoso se transforma en sus res-
pectivos hidróxidos o polihidróxidos, los cuales tienen gran anidad con la materia orgánica. Este
coagulante atrae a la materia orgánica dispuesta en coloides formando coágulos (Arango y Garcés,
2007). Las reacciones que pueden ocurrir son variadas y en equilibrio (reacciones 18 a 23). La
distribución de especies pude ser precedida mediante el uso de diagramas de Pourbaix o mediante
balances de materia empleando las constantes de equilibrio (Hakizimana et ál., 2017):
Al aq
( )
3
++
H
2
O Al OH
( )
aq
( )
2+
+
H
+
aq
( )
; pK
=
4.997
(18)
Al aq
( )
3
++
2H
2
O Al OH
( )
2aq
( )
+
+
2H
+
aq
( )
; pK
=
10.094
(19)
Al aq
( )
3
++
3H
2
O Al OH
( )
3aq
( )
+
3H
+
aq
( )
; pK
=
16.791
(20)
Al
aq
( )
3
++
3H
2
O Al OH
( )
3
s
( )
+
3H
+
aq
( )
amorofo
( )
; pK
=
8.578
(21)
Al
aq
( )
3
++
H
2
O AlO OH
( )
s
( )
+
3H
+
aq
( )
boehmita
( )
; pK
=
10.800
(22)
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20
Al aq
( )
3
++
4H
2
O Al OH
( )
4aq
( )
+
4H
+
aq
( )
; pK
=
22.688
(23)
Los cationes solubles del Al3+ son mayoritarios cuando el pH es inferior a 4, mientras que
los aniones de aluminato son mayoritarios con pH superior a 10; en un rango intermedio de pH
prevalece la especie Al(OH)3. Las especies poliméricas ocurren de acuerdo a la siguiente reacción
general (Hakizimana et ál., 2017; Kobya et ál., 2011):
n Al OH
( )
3
aq
( )
Al
n
OH
( )
3
n s
(
)
(24)
La acidez de Lewis de los compuestos de aluminio produce un efecto tampón o buer frente
la producción de OH- en el cátodo, logrando pH nales entre 7 y 8, lo que representa una ventaja
frente a los cambios de pH experimentados en la coagulación química (Harif, Khai y Adin, 2012).
La formación de Al (OH) 3 amorfo (reacción 24) y su posterior polimerización generan óculos
hidrófobos e insolubles, con grandes áreas superciales que favorecen los fenómenos de adsorción
y atrapamiento de coloides, por lo que se les ha dado el nombre de “óculos de barrido” (Kobya et ál.,
2011), ya que van depurando el agua a medida que precipitan.
Pueden ocurrir reacciones secundarias entre los electrolitos del agua y el ánodo o cátodo bajo
condiciones ácidas o alcalinas (reacciones 25 y 26); por lo tanto, la cantidad de aluminio liberado
durante la electrocoagulación puede superar lo predicho por la ley de Faraday en hasta un 200 %
(Mouedhen, Feki, Wery y Ayedi, 2008).
Al +6H+2Al3++3H2
(25)
2Al
+
6H
2
O
+
2OH 2Al OH
( )
4
+
3H2
(26)
Con el n de disminuir la pasivación del electrodo se suele adicionar NaCl al agua a depurar, lo
que permitirá una corrosión por picadura, creada por reacción entre el Cl-adsorbido en la película
de óxido de aluminio con el ion Al3+, fenómeno que depende del pH de la solución, la concen-
tración del electrolito y la densidad de corriente. El mecanismo de corrosión se describe por las
reacciones 27 y 28 (Hakizimana et ál., 2017):
2Al s
( )
+
6HCl aq
( )
2AlCl3aq
( )
+
3H
2
g
( )
(27)
AlCl
3aq
( )
+
3H
2
O
l
( )
Al OH
( )
3s
( )
+
3HCl
aq
(
)
(28)
Para el caso en el que el hierro actúa como ánodo se presentan reacciones de un mayor grado
de complejidad, representada en el siguiente conjunto de reacciones, en las que los iones ferrosos y
férricos se hidrolizan en agua para formar varias especies monoméricas (reacciones 29 a 37) (Ha-
kizimana et ál., 2017; Malakootian et ál., 2011):
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Fe aq
( )
2
++
H
2
O Fe OH
( )
aq
( )
+
+
Haq
( )
+
; pK
=
9.397
(29)
Fe aq
( )
2
++
2H
2
O Fe OH
( )
2aq
( )
+
2Haq
( )
+
; pK
=
20.494
(30)
Fe
aq
( )
2
++
3H
2
O Fe OH
( )
3
aq
( )
+
3H
aq
( )
+
; pK
=
28.991
(31)
Fe
aq
( )
3
++
H
2
O Fe OH
( )
aq
( )
2+
+
H
aq
( )
+
; pK
=
2.187
(32)
Fe
aq
( )
3
++
2H
2
O Fe OH
( )
2aq
( )
+
+
2H
aq
( )
+
; pK
=
4.594
(33)
Fe
aq
( )
3
++
3H
2
O Fe OH
( )
3aq
( )
+
3H
aq
( )
+
; pK
=
12.56
(34)
Fe
aq
( )
3
++
4H
2
O Fe OH
( )
4aq
( )
+
4H
aq
( )
+
; pK
=
21.588
(35)
2Fe
aq
( )
3+
+
2H
2
O Fe OH
( )
2aq
( )
4+
+
2H
aq
( )
+; pK
=
13.771
(36)
3Fe
aq
( )
3+
+
4H
2
O Fe
3
OH
( )
4aq
( )
5+
+
4H
aq
( )
+; pK
=
6.228
(37)
La distribución de las especies en la solución dependerá de la proporción de iones férricos y
ferrosos, como también del pH y los contaminantes presentes en el agua; nalmente se llegará a
la formación de especies poliméricas en solución con diversas estructuras amorfas (reacciones 38 y
39). También se presentan reacciones entre los iones férrico y ferroso para dar lugar a otras especies
insolubles (reacción 41). Finalmente, las especies insolubles se aglomeran, oculan, sedimentan o
otan, realizando una acción de depuración por adsorción de sustancias orgánicas solubles, atrapa-
miento de partículas coloidales y barrido de los contaminantes (Hakizimana et ál., 2017; Jiménez,
Sáez, Martínez, Cañizares y Rodrigo, 2012; Xu et ál., 2018).
nFe
aq
( )
3+
+
2nH
2
O nFeO OH
( )
s amorfo
( )
+
3nH
aq
( )
+; pK
=
0.491
(38)
nFe
aq
( )
3
+
+
2nH
2
O nFeO OH
( )
s amorfo
( )
+
3nH
aq
( )
+
; pK
=
1.371
(39)
Fe
aq
( )
2
++
2H
2
O Fe OH
( )
2s
( )
+
2H
aq
( )
+
; pK
=
13.564
(40)
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Fe aq
( )
2
++
2Fe aq
( )
3
++
8H
2
O Fe
3
OH
( )
8s
( )
+
8Haq
( )
+
; pK
=
20.222
(41)
En medios ácidos los cationes Fe2+ sufren una lenta oxidación gracias a la presencia de oxígeno
disuelto (reacción 42). En medios neutro o alcalinos el Fe2+ preere transformarse rápidamente a
hidróxido ferroso (reacción 43); en presencia de oxígeno disuelto, reacciona rápidamente para for-
mar hidróxido de hierro III (reacción 44) (Hakizimana et ál., 2017), especie insoluble que también
participa de los procesos de coagulación, oculación y sedimentación y otación.
Fe aq
( )
2++O2aq
( )
+H2O Fe aq
( )
3++4OH aq
( )
(42)
Fe
aq
( )
2
++
2OH
aq
( )
+
H
2
O Fe OH
( )
2
aq
(
)
(43)
4Fe OH
( )
2
aq
( )
+
2OH
aq
( )
+
H
2
O Fe OH
( )
2
s
( )
(44)
La remoción de nitratos por electrocoagulación ocurre gracias a la oxidación del metal en el
ánodo que se descompone; esto libera los iones metálicos que posteriormente precipitarán en
forma de hidróxidos adsorbiendo al contaminante; en forma simultánea se realiza la reducción de
los nitratos, en nitrógeno o amoniaco, según las condiciones experimentales (Tabash, 2013) (ver
gura 3 y reacciones 12 a16). El nitrato se puede reducir por muchos metales, como magnesio,
manganeso, zinc, cromo, hierro, cadmio, estaño, aluminio y plomo (Emamjomeh y Sivakumar,
2009). Entre estos metales, el aluminio y el hierro son los más utilizados debido a su disponibilidad
y bajo precio; igualmente, porque los hidróxidos formados por precipitación son relativamente no
tóxicos y tienen una alta valencia que permite una eciente eliminación de los nitratos (Hakizi-
mana et ál., 2017).
El mecanismo para la reducción de nitratos descrito por Murphy (1991), utilizando polvo de
aluminio y sin mediación de la corriente eléctrica, se muestra a en las siguientes reacciones (Ema-
mjomeh y Sivakumar, 2009):
3NO
3+
2Al
+
3H
2
O3NO
2+
2Al OH
( )
3s
( )
(44)
NO
2+
2Al
+
5H
2
O NO
3+
2Al OH
( )
3
s
( )
+
OH
(45)
2NO
2+
2Al
+
4H
2
O N
2g
( )
+
2Al OH
( )
3s
( )
+
2OH
(46)
Reacción global,
3NO
3+
6Al
+
12H
2
O NH
3+
N2
g
( )
+
6Al OH
( )
3s
( )
+
3OH
(47)
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electrocoagulación en la remoción de contaminantes de efluentes provenientes de fertilizantes nitrogenados
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23
Ventajas y desventajas
La electrocoagulación ha logrado alcanzar un desarrollo comercial importante en el tratamiento
puntual de algunos contaminantes, ubicándose como una técnica con mayores ventajas compara-
tivas con respecto a las tecnologías tradicionales de tratamiento. Por esta razón se resaltan algunas
ventajas y desventajas que tiene este tipo de proceso.
Tabla 1. Ventajas y desventajas de un proceso de electrocoagulación
Ventajas Desventajas
• Es un método no específico que permite la remoción
simultánea de múltiples contaminantes.
• Los costos de operación son menores que los de
procesos convencionales usando polímeros.
• Requiere de equipos simples y fáciles de operar, con
la suficiente libertad operacional para manejar los
problemas encontrados en su funcionamiento.
• La automatización completa del proceso es posible a
un bajo costo.
• El reactor no requiere de partes móviles.
• Puede generar aguas potables, incoloras e inodoras.
• Elimina requerimientos de almacenamiento y uso de
productos químicos.
• Al no emplearse sustancias químicas, se elimina la
posibilidad de contaminación secundaria.
• Genera lodos más compactos y en menor cantidad, que
involucra menor problemática de disposición.
• Produce flóculos más grandes que aquellos formados
en la coagulación química y contienen menos agua
ligada, además de que pueden ser separados
rápidamente por filtración.
• Alta efectividad en la remoción de un amplio rango de
contaminantes.
• Purifica el agua y permite su reciclaje.
• Reduce la contaminación en los cuerpos de agua.
• El agua tratada por electrocoagulación contiene menor
cantidad de sólidos disueltos que aquellas tratadas con
productos químicos, situación que disminuye los costos
de tratamiento de estos efluentes en el caso de ser
reusados.
• Remueve las partículas coloidales más pequeñas, ya
que el campo eléctrico aplicado las pone en movimiento
más rápidamente, lo que facilita la coagulación.
• Las burbujas de gas producidas pueden llevar el
contaminante a la superficie de la solución, donde
puede concentrarse fácilmente, ser recuperado y
removido.
• Reposición de los electrodos de sacrificio.
• Requiere de mantenimiento continuo.
• Los lodos contienen altas concentraciones de
hierro y aluminio, dependiendo del material del
electrodo utilizado.
• Puede ser un tratamiento costoso en regiones en
las cuales el costo de la energía eléctrica sea alto.
• No es efectivo en la remoción de DBO soluble,
proveniente de solventes y anticongelantes.
• Una película de óxido impermeable puede
formarse en el cátodo que lleva a la pérdida de
eficiencia del proceso, fenómeno que se denomina
pasivación del cátodo.
• El agua a tratar requiere tener alta conductividad
eléctrica.
• Genera lodos con metales como el aluminio o
hierro, que deben ser almacenados, tratados y
dispuestos.
Fuente: adaptación propia a partir de Hakizimana et ál. (2017), Martínez (2007) y Mollah et ál. (2004).
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24
factorEs quE afEctan la ElEctrocoagulación
En la mayoría de los procesos electroquímicos, la intensidad de corriente y el tipo de electrodos
son los parámetros más inuyentes sobre la velocidad de reacción en el reactor. La cinética del
proceso sigue un proceso simple de primer orden (Emamjomeh y Sivakumar, 2009); sin embargo,
la presencia de turbidez genera un efecto inhibitorio que cambia el orden de la reacción de 1 a 0
(Majlesi, Mohseny, Sardar, Golmohammadi, y Sheikhmohammadi, 2016). Los estudios realizados
han mostrado que en procesos de eliminación de nitritos y amoniaco el efecto del pH es menos
signicativo que el de la conductividad eléctrica, la intensidad de la corriente y el tiempo de reac-
ción (Hakizimana et ál., 2017).
Hakizimana y su equipo (2017) han propuesto modelos del proceso basados en los múltiples
fenómenos que intervienen en la electrocoagulación. Los modelos basados en la fenomenología
del proceso son complejos y requieren de soportes tanto teóricos como empíricos; en ellos se inclu-
ye la cinética de la reacción, en la que la electroquímica es el eje fundamental e implica los fenómenos
de trasporte de cargas, cinética electroquímica, conocimiento de las interfaces de los electrodos y
termodinámica. Estudios más profundos incluyen los fenómenos de transferencia de masa y los
modelos de adsorción (Balasubramanian, Kojima, y Srinivasakannan, 2009).
A continuación, se presentan las variables signicativas que están relacionadas con la efectivi-
dad del proceso, junto a una discusión sobre su efecto.
pH
El pH inuye de manera directa sobre la eciencia del proceso, ya que afecta la conductividad de
la solución y mejora la disolución del electrodo para formar los hidroxilos metálicos (Moussa et ál.,
2017). Además, se ha encontrado que el pH varía durante todo el proceso de electrocoagulación
dependiendo del material de los electrodos y del pH inicial del agua a tratar (Arango, 2012).
Otro efecto está relacionado con la especie coagulante formada, ya que las diferentes especies
en equilibrio (especie iónica, complejos hidróxido o polihidróxidos) son diferentes dependiendo
del pH (Garcia-Segura et ál., 2017). La solubilidad de los iones metálicos, sus complejos y otras
sustancias formadas también varían con el pH de la solución (Nanseu-Njiki, Tchamango, Ngom,
Darchen y Ngameni, 2009; Yilmaz, Boncukcuoğlu, Kocakerim, Yilmaz y Paluluoğlu, 2008).
En el caso de ánodos de aluminio y hierro se logra la formación de especies con poder de
desestabilización de coloides a pH ligeramente ácido, neutro y ligeramente alcalinos; cuando la
solución es muy ácida, los hidróxidos de hierro y aluminio suelen no ser efectivos debido a su baja
estabilidad; en condiciones altamente alcalinas se forman los iones Al(OH)-4 y Fe(OH)-4, los que
tienen un bajo rendimiento de coagulación (Hashim et ál., 2017; Xu et ál., 2018). El pH varía
durante el proceso cuando se emplean electrodos de aluminio; este se considera un neutralizador del
pH, en especial cuando el valor inicial del pH no es muy extremo; para valores de pH inferiores a
3 y superiores a 11, el cambio en esta variable no suele ser de importancia (Moussa et ál., 2017).
El rendimiento depende de la naturaleza de las sustancias a remover, siendo un pH cercano a
7 el valor óptimo. No obstante, con pH neutro el consumo de energía puede incrementarse debido
a la disminución de la conductividad cuando no hay presencia de electrolitos en la solución;
pero cuando se presentan altas concentraciones de electrolitos y la conductividad de la solución
es alta, el efecto del pH sobre el consumo eléctrico no es signicativo. Es común que después de
la electrocoagulación el pH tienda a incrementarse para aguas residuales ácidas y a decrecer para
aguas alcalinas (Chen, 2004).
El pH en la remoción de nitratos ha sido estudiado por diferentes investigadores. Lakshmi,
Sozhan y Vasudevan (2013) realizaron estudios en aguas sintéticas empleando KNO3 como fuente
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electrocoagulación en la remoción de contaminantes de efluentes provenientes de fertilizantes nitrogenados
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25
de nitratos a una concentración inicial de 500 mg/l. Aquí se evaluaron valores iniciales de pH entre
3 y 10 con electrodos de aluminio, encontrando una eciencia de remoción del 95.9 % a pH 7. En
el caso de pH ácidos y alcalinos se presentó una reducción de la remoción; la menor eciencia de
remoción fue del 86.3 % a un pH de 10. Los autores concluyeron que con pH alcalino la supercie
del metal genera una capa de óxido con una carga neta negativa que tiende a repeler el nitrato en
la solución (Lakshmi et ál., 2013; Vasudevan et ál., 2010). Por su parte, Malakootian et ál. (2011)
evaluaron pH iniciales de 5, 7 y 9 con electrodos de aluminio y soluciones sintéticas de KNO3
como fuente de nitratos a una concentración inicial de 150 mg/l. A diferencia del estudio realizado
por Lakshmi et ál. (2013), en este trabajo se adicionó cloruro de sodio con el n de aumentar la
conductividad eléctrica; los resultados permitiendo concluir que la remoción de nitratos se incre-
menta con el aumento del pH, debido a que la reacción entre los iones del metal y de hidróxido
del aluminio es más favorable en condiciones alcalinas (Malakootian et ál., 2011). Aunque los dos
estudios parecen contradictorios, se evidencia que en el segundo caso el uso de cloruro de sodio
para aumentar la conductividad pudo causar un efecto de corrosión por picadura sobre la capa de
óxido de aluminio, lo que redujo los efectos de la pasivación alcalina del aluminio e incrementó
las reacciones no electrolíticas sobre el ánodo (tal y como se describe en el estudio de Wellner,
Couperthwaite y Millar [2018] sobre la inuencia de los parámetros operativos durante la elec-
trocoagulación de cloruro en presencia de cloruro de sodio empleando electrodos de aluminio).
Ghanbari et ál. (2014) utilizaron, en forma simultánea, ánodos de hierro y aluminio para eva-
luar el efecto del pH sobre la remoción de nitratos en aguas subterráneas. La máxima remoción se
dio a pH 5, con una intensidad de corriente de 300 mA y la adición de 100 mg/l de NaCl durante
un tiempo de 40 minutos de electrólisis; la mínima remoción ocurrió a un pH de 3, con una con-
centración inicial de nitratos de 100 mg/l e intensidad de corriente de 200 mA. Esta investigación
encontró también que la presencia de turbidez en la muestra genera un efecto inhibitorio sobre
la remoción de nitratos, cambiando el orden de la reacción de 1 a 0. Otros autores han reportado
que no existe diferencia signicativa en la remoción de nitratos empleando aguas sintéticas a
rangos de pH entre 3 y 11, con los que logró remociones cercanas al 96 % para todos los pH eva-
luados (Majlesi et ál., 2016); sin embargo, este trabajo se llevó a cabo bajo la máxima densidad de
corriente del estudio (3.2 mA/cm2, y 50 V) y con la presencia cloruro de sodio, lo que redujo la
pasivación de los electrodos; esto puede indicar que el experimento realizado no mostró diferencias
signicativas debido a que el reactor se encontraba en sus máximos operativos; el mismo estudio
muestra que con una reducción de la densidad de corriente de 1.6 mA/cm2 se reduce la remoción
a valores cercanos al 85 %.
Para el caso de electrodos de hierro, se ha reportado que a pH más altos la eciencia de la di-
solución disminuye por debajo de lo predicho por la ley de Faraday, debido a la aparición de reac-
ciones secundarias que ocurren cerca al ánodo, incluida la generación del oxígeno (ver reacción 2),
que desplaza su equilibrio por el consumo de iones H+ en el seno de la solución. Adicionalmente, la
oxidación del hierro conduce a la formación del Fe3+ (reacción 7), lo que consume 3 electrones en
lugar de los 2 necesarios para la formación del Fe2+(reacción 6), requiriendo valores de intensidad
de corriente mayores para lograr la misma concentración de hierro en la solución (Hakizimana et
ál., 2017). El rango óptimo para la operación de los electrodos de hierro es de 5 a 9, con un pH
inicial favorable entre 8 y 9, lo que garantiza que los iones ferrosos, altamente solubles, se oxiden
con mayor facilidad, dando como resultado especies insolubles con alto poder de remoción de
nitratos (Moussa et ál., 2017).
En general se presenta en la revisión que el pH es una variable que inuencia el proceso de
electrocoagulación debido a la variación de las especies formadas; sin embargo, su inuencia no es
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tan relevante como la presentada por otras variables como el tipo de electrodos y la intensidad de
corriente (Hakizimana et ál., 2017).
Densidad de corriente
La densidad de corriente es una de las variables que determinan la cantidad de metal (Mn+) que
se libera en el sistema. En general, un incremento de la densidad de corriente genera un aumen-
to en la remoción de contaminante debido a una mayor dosis de coagulante liberada desde el
ánodo (Hakizimana et ál., 2017). Cuando se dosica la misma cantidad de iones metálicos no se
presentan diferencias signicativas al variar en forma moderada la densidad de corriente (Lacasa
et ál., 2011); sin embargo, una densidad de corriente demasiado alta produce la disminución en
la eciencia del proceso debido a diferentes efectos, como la extensión de la reacción paralela de
hidrólisis con producción de oxígeno, por la generación de calor debida al efecto Joule y la inten-
sicación la polarización y pasivación de los electrodos (Martínez, 2007).
Por tanto, se recomienda el empleo de densidades de corriente inferiores a 20-25 A m-2 para
el buen funcionamiento del proceso (Chen, 2004). Por su parte, altos valores de densidad de co-
rriente causan la generación de burbujas que afectan la agitación de la solución y la transferencia
de masa en la supercie de los electrodos y promueven fenómenos de otación (Kobya et ál.,
2011), lo que puede ser positivo en cuanto estos permiten la remoción de algunos contaminantes.
La velocidad de formación de las burbujas de gases afecta la hidrodinámica de la celda, afectando la
transferencia de masa entre el gas, los contaminantes y las sustancias coagulantes, e inuenciando
el proceso de oculación (Hakizimana et ál., 2017).
La densidad de corriente y la corriente aplicada ha sido muy estudiada en la remoción de ni-
tratos. El estudio realizado por Ghanim y Ajjam (2013) analizó el efecto de diferentes densidades
de corriente en un rango de 2 a 10 mA cm-2 con electrodos de hierro; el estudio vericó que con
el aumento de este factor se incrementa la remoción del nitrato. Este mismo comportamiento fue
reportado por otros autores que evaluaron intensidades más altas de 1.5, 3.5 y 4.5 A con electrodos
de aluminio, concluyendo que a medida que la corriente aumenta la concentración de nitrato dis-
minuye rápidamente (Yehya et ál., 2014); así que el aumento de la corriente causa el incremento
de la velocidad de reacción.
Tiempo de reacción
El tiempo es una variable signicativa debido a que un aumento en el tiempo aumenta la eciencia
de eliminación, ya que, como se explica en la ley de Faraday, existe una relación directa entre el
tiempo de electrólisis y la cantidad de coagulantes producidos (Hashim et ál., 2017) y, por lo tanto,
la remoción de nitratos también aumentará. Además, un tiempo más prolongado del proceso pro-
porciona un mayor tiempo de contacto entre los contaminantes y los coagulantes, lo que a su vez
aumenta la eciencia de eliminación (Lu, Li, Yin, Ma, y Lin, 2015). Pero también hay que aclarar
que un aumento progresivo del tiempo provocaría una disminución de la eciencia de eliminación
si la remoción del contaminante en el tiempo ya no es signicativa, debido al consumo de energía
y el consumo de electrodos que este generaría (An, Huang, Yao, y Zhao, 2017).
Se ha encontrado que la remoción de nitratos por electrocoagulación tiene una cinética de pri-
mer orden, que guarda una relación lineal con la intensidad de la corriente eléctrica, lo que demuestra
que la cinética sigue una ley exponencial con el tiempo (Dehghani et ál., 2016; Emamjomeh y
Sivakumar, 2009; Shafaei, Pajootan, Nikazar y Arami, 2011).
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Concentración inicial de nitratos
La concentración de nitratos a remover es un factor relevante debido a que afecta la eliminación
del contaminante de manera inversa, es decir, a una mayor concentración inicial de nitratos, me-
nor es la velocidad de sedimentación y, por lo tanto, menor es la remoción; asimismo, se evidencia
que se requiere mayor tiempo para lograr la cantidad deseada de nitrato removida (Hashimet ál.,
2017; Malakootian et ál., 2011). Sin embargo, este factor es inverso al consumo de energía, ya que
a menor concentración de nitratos, mayor es el consumo energético por unidad molar de nitrato
removido (Koparal y Öğütveren, 2002).
La disminución de la eciencia de remoción del contaminante se debe a la falta de óculos de
óxido formados en la solución, ya que al tener una mayor concentración de nitratos es necesaria la
formación de más óxidos que generen la eliminación del contaminante (Tabash, 2013); es decir,
desde otra perspectiva, el coagulante in situ generado se encarga de adsorber mayor proporción de
nitratos en las etapas iniciales, pero pierde la capacidad de adsorción con el tiempo (Lakshmi et
ál., 2013). Por otra parte, la perdida de eciencia se podría explicar debido al aumento de la visco-
sidad de la mezcla de reacción, que disminuye la difusión de los productos y la conductividad eléctrica,
dicultando la movilidad de las especies iónicas (Talhi, Monette, y Azzouz, 2011).
Voltaje
El voltaje es una variable signicativa, ya que el efecto del potencial eléctrico es proporcional a la
ecacia de la remoción de nitratos, es decir, a mayor diferencia de potencial, mayor es la elimina-
ción del nitrato (Dehghani et ál., 2016).
Esto se explica debido a un aumento en la producción de óculos, ya que a una mayor ten-
sión eléctrica aumenta la cantidad de metal oxidado y, por lo tanto, de los óculos de hidróxido,
es decir, hay una mayor formación del coagulante in situ que permite una mayor adsorción del
contaminante y asimismo aumenta la eciencia de la remoción (Tabash, 2013; Malakootian et ál.,
2011). Por otro lado, es importante tener en cuenta que un mayor potencial aplicado es sinónimo
de incrementos en el consumo de energía, pero a su vez se requiere un menor tiempo de electrolisis
(Koparal y Öğütveren, 2002). Estudios realizados en agua potable mostraron que en reactores de
ujo continuo el estado estacionario se logra más rápido a mayores valores de voltaje; la eciencia
de remoción también se incrementó al aumentar el voltaje, así: una eciencia de remoción del 75 %
a 20 V se incrementó al 84 % aumentando el voltaje a 25 V (Kumar y Goel, 2010).
Diseño o conguración de la celda
Durante el diseño de la celda de electrocoagulación es importante tener en cuenta una serie de pa-
rámetros o componentes para lograr una alta eciencia en la remoción del contaminante (Arango
y Garcés, 2007). La geometría de celda más común en las publicaciones sigue siendo la de reactor
abierto con placa vertical seguido por un decantador; este diseño facilita el mantenimiento de la
celda, los ánodos y cátodos, que suelen estar igualmente espaciados en paralelo. Las operaciones
de mezclado son la principal dicultad para esta conguración de celda (Hakizimana et ál., 2017).
A continuación, se presentan los principales aspectos del diseño y conguración de la celda
que inuencian la remoción de nitratos por electrocoagulación.
Electrodos
Los electrodos se encargan de proveer iones, que desencadenan el proceso de eliminación del
contaminante, ya sea por electrorreducción o coagulación química, por tal razón el material de
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los electrodos juega un papel muy importante en la eciencia del proceso de electrocoagulación
(Arboleda y Herrera, 2015). En el caso de la desnitricación, el material de los electrodos debe
proporcionar la formación de hidróxidos que remuevan el contaminante por medio de coagulación
(Hashim et ál., 2017); pero a su vez el cátodo inuye en la tasa de reducción de nitratos que busca
mitigar la posible formación de amoniaco (Govindan et ál., 2015; Hui, 2013a).
Algunos de los materiales empleados como electrodos en esta técnica son Ag, Al, Ca, Cd,
Cs, Fe, Mg, Si y Zn (Pearse, 2003); para la remoción de nitratos, los electrodos más usados son el
aluminio como ánodo y el hierro como cátodo, debido a la alta eciencia, bajo costo y fácil acceso
(Chen, 2004; Govindan et ál., 2015; Piña-Soberanis et ál., 2011); además, los iones multivalentes
tienen propiedades coagulantes superiores (Malakootian et ál., 2011).
Aunque el hierro como ánodo de sacricio obtenía altas remociones, su uso se limita por el au-
mento de coloración que se da al transcurrir el proceso (Hui, 2013). Adicionalmente, se encontró
que, bajo las mismas condiciones experimentales, la remoción de nitratos de aguas subterráneas es
más eciente con el uso del aluminio como ánodo y del hierro como cátodo, frente al uso del hie-
rro como ánodo y cátodo; esto se debe a que los óculos generados por el aluminio tienen mayor
capacidad de coagulación. La adsorción del ion nitrato sobre la supercie del hidróxido metálico
en crecimiento parece ser el mecanismo principal tras los altos niveles de remoción. Para todos
los casos de observó la generación de alrededor del 20 % de amoniaco (Govindan et ál., 2015).
Igualmente, el área efectiva es una variable signicativa, debido a que en esta se desarrollan las
reacciones de óxido-reducción, de tal manera que al tener una mayor área efectiva se incrementa
eciencia de remoción del contaminante (Tabash, 2013).
El estudio de Majlesi y su equipo (2016) analizó el efecto que tienen los electrodos de hierro y
aluminio sobre la remoción de nitratos, empleando agua sintética fabricada con KNO3 a una concen-
tración inicial de 100 mg L-1 de nitratos. Los resultados obtenidos fueron del 87, 89, 92 y 98 % para
combinaciones ánodo-cátodo Fe-Fe, Fe-Al, Al-Fe y Al-Al, respectivamente; de tal manera que
el uso del aluminio como ánodo y cátodo presentó la mayor eciencia de eliminación (resultados
similares fueron obtenidos por Shivayogimath y Watawati [2013] en aguas provenientes de lixi-
viados). Sin embargo, este efecto parece depender a la eciencia en el uso de electrones, ya que
para la misma cantidad de dosis de reactivo (en unidades molares) se obtiene la misma remoción
de nitratos (Lacasa et ál., 2011).
En la tabla 2 se presenta un resumen de publicaciones en las que se realiza la remoción de
nitratos en diversos tipos de aguas, haciendo énfasis en los electrodos utilizados, las principales
condiciones de operación y la eciencia de remoción obtenida.
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Tabla 2. Resumen de electrocoagulación para la remoción de nitratos con diferentes tipos de electrodos
Ánodo-cátodo Tipo de agua a
tratar
Concentración
inicial de nitratos
(mg/l)
Tiempo (min) Corriente Voltaje (V) pH Eciencia de
remoción (%) Referencia
Al-Fe
Agua patrón
100 75 - 30 3 27
(Dehghani et ál., 2016) Al-Fe 100 75 - 30 7 78
Al-Fe 100 75 - 30 11 86
Al-Fe
Agua patrón
100 60 2.5 A 25 9 95 (Emamjomeh y Sivakumar,
2009)
Al-Fe 200 90 2.5 A 25 9 89
Al-Fe 300 90 2.5 A 25 9 84
Acero al carbón Agua patrón 150 75 10 mA - 8 92.25 (Ghanim y Ajjam, 2013)
Fe-Fe Agua patrón 150 70 11 mA - 8 88
Al-Fe
Agua patrón
100 180 25 mA/cm2- - 92
(Govindan, Noel, y Mohan,
2015)
Fe-Fe 100 180 25 mA/cm2- - 80
Fe-Gr 100 180 25 mA/cm2- - 58
Al-Gr 100 180 25 mA/cm2- - 87
Grafito-tela de carbón Agua patrón 100 30 - 2.9 7 90 (Koparal y Öğütveren, 2002)
Grafito-tela de carbón 300 60 - 2.9 7 83
Acero dulce-hierro
Agua destilada y
agua de grifo
300 420 - 10 6 50
(Kumar y Goel, 2010)
Acero dulce-hierro 300 420 - 15 6 60
Acero dulce-hierro 300 420 - 20 6 74
Acero dulce-hierro 300 420 - 25 6 84
Al-Al
Agua patrón
500 - 0.10 A/dm2- 7 93.02
(Lakshmi, Sozhan, y Vasudevan,
2013)
Al-Al 500 - 0.15 A/dm2- 7 94.6
Al-Al 500 - 0.25 A/dm2- 7 95.9
Al-Al 500 - 0.50 A/dm2- 7 96.2
Al-Al 500 - 0.75 A/dm2- 7 96.8
Fe-Al Agua de río 1. 7 60 13 A - - 53 (Guanoluiza, 2013)
Fe- cartón de carbono Aguas subterráneas 90 240 0.2 A [2-5] 7 90.4 (Madariaga, Lavorante y Fasoli,
2011)
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Ánodo-cátodo Tipo de agua a
tratar
Concentración
inicial de nitratos
(mg/l)
Tiempo (min) Corriente Voltaje (V) pH Eciencia de
remoción (%) Referencia
Fe-Fe Agua residual
urbana 100 60 - 40 7.43 89.7
(Malakootian et ál., 2011)
Al-Al Agua patrón 150 60 - 20 5 72
Al-Al 150 60 - 20 7 78
Mg-Mg
Agua patrón
500 - 1 mA/cm2- 7 83.33
(Vasudevan et ál., 2010)
Mg-Mg 500 - 1.5 mA/cm2- 7 90.27
Mg-Mg 500 - 32.5 mA/cm2- 7 92.9
Mg-Mg 500 - 5 mA/cm2- 7 93.43
Mg-Mg 500 - 7.5 mA/cm2- 7 93.87
Al-Al
Agua patrón
100 40 3.57 mA/cm2- 5 62.8
(Ghanbari et ál., 2014)Al-Fe 100 40 3.57 mA/cm2- 5 81.5
Fe-Fe 100 40 3.57 mA/cm2- 5 71.2
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Distancia entre los electrodos
La distancia entre los electrodos es un parámetro que inuye en la eciencia del proceso de elec-
trocoagulación, debido a la relación con el aumento de la resistencia eléctrica del ujo de corriente
entre el ánodo y el cátodo, que es proporcional al consumo de energía (Hashim et ál., 2017); por
tanto, el aumento de la distancia entre los electrodos aumenta la resistencia, aumentando a su vez
el potencial entre los electrodos y, por lo tanto, reduciendo la eciencia en la remoción de nitratos.
Este aumento del espacio entre los electrodos es inversamente proporcional a la velocidad de re-
moción (Hashim et ál., 2017; Xu et ál., 2018).
Igualmente, si la distancia entre los electrodos disminuye, la trasferencia de masa es mayor
debido a la hidrodinámica turbulenta, por consiguiente, aumenta la velocidad de reacción y la
eciencia del proceso (Hakizimana et ál., 2017).
conclusionEs y pErspEctivas dEl uso dE la tEcnología
La presencia de nitratos en las aguas superciales y subterráneas es objeto de preocupación debido
a sus efectos adversos sobre la salud humana y del ambiente. Algunas tecnologías para la remo-
ción de estos compuestos, como la osmosis inversa y el intercambio iónico, presentan dicultades
debido a la generación de salmueras, que deben ser tratadas y dispuestas a altos costos. El tratamiento
biológico es en la actualidad el método más efectivo para su remoción; sin embargo, presenta
dicultades con aguas residuales con altos contenidos en cloro, metales pesados o deciencias en
contenidos de nutrientes.
La electrocoagulación ha sido objeto de mayores estudios en las últimas décadas gracias a
algunas ventajas que este método presenta, como su fácil operación, bajas necesidades de mante-
nimiento y el no uso de insumos químicos. Esta tecnología facilita el tratamiento de aguas y su
reutilización, aunque no es una tecnología nueva. Se han desarrollado usos emergentes para la
remoción especíca de múltiples contaminantes, entre ellos los nitratos, presentándose investiga-
ciones sobre aguas sintéticas, residuales y naturales. Los mecanismos del proceso de electrocoagu-
lación involucran reacciones electroquímicas y químicas en las supercies de los electrodos, como
también reacciones rédox y equilibrios ácido-base en el seno de la solución. El principal mecanis-
mo en la depuración de nitratos consiste en el barrido realizado por el los óculos de hidróxidos
metálicos a medida que sedimentan en un proceso denominado barrido.
De las variables operativas del proceso, la densidad de corriente es la de mayor importancia, ya
que determina la velocidad de dosicación del coagulante. Las altas densidades de corriente suelen
no ser recomendables debido a la extensión de reacciones secundarias, como la generación de oxí-
geno y el aumento de la temperatura por el efecto Joule, procesos que consumen energía eléctrica
y reducen la eciencia del proceso. Los electrodos más usados son los de hierro y aluminio debido
a su bajo costo y altas eciencias de remoción.
Debido a que durante el proceso persiste la formación de amoniaco, se requiere de sistemas
extracción y depuración del aíre para su implementación a gran escala (Emamjomeh y Sivakumar,
2009; Govindan et ál., 2015; Hui, 2013b). La investigación de técnicas combinadas que permitan
la remoción de múltiples contaminantes es uno de los objetos de estudio con mayores perspectivas.
La optimización del proceso de electrocoagulación y electrooxido-reducción ha logrado reducir
los contaminantes en aguas residuales de la industria láctea y frigorícos, bajando a la mitad los
costos de su tratamiento frente al uso no combinado de las tecnologías (Ghazouani, Akrout, Jellali,
y Bousselmi, 2019).
La electrocoagulación es una técnica con el potencial de eliminar muchos de los contaminan-
tes del agua en forma simultánea. El diseño de las celdas tiene una importante complejidad y, junto
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a los sistemas de agitación, puede ser determinante para el desempeño y eciencia del proceso.
Aunque en la última década las publicaciones en torno a su uso en agua potable han venido en
aumento, también han aparecido nuevas aplicaciones, como la recolección de microalgas (Hashim
et ál., 2017), tema que ha tomado mucha importancia debido a que es una fuente ecológica de
biodiesel (Sandoval y Rubio, 2016)
La principal debilidad de esta tecnología es el desconocimiento sobre los fenómenos que go-
biernan los procesos y sus diferentes interacciones, por lo que no existe una metodología que
permita predecir la remoción de la contaminación o realizar optimizaciones basadas en la feno-
menología del proceso, lo que ha hecho que todavía no sea una tecnología plenamente establecida
para el tratamiento de aguas. Al respecto, se requieren importantes avances en torno a: compren-
sión teórica sobre los mecanismos que gobiernan la reducción de los contaminantes, nuevos enfo-
ques de modelamiento de reactores, simulaciones computacionales de dinámica de uidos, fenómenos
de transporte y optimización técnico-económica (Hakizimana et ál., 2017). Lo que se necesita es
desarrollos teóricos y datos experimentales para logar generar herramientas conceptuales que per-
mitan avanzar en el conocimiento de la fenomenología del proceso, similares a las desarrolladas
para procesos de electrodiálisis (Morales, Calvache, Cifuentes y Murcia, 2017).
Si bien existen algunas modelaciones con dinámicas de uidos computacionales, estas se han
realizado para una única fase debido a los altos costos computacionales. Se espera que con el
avance de los sistemas de cómputo se puedan trabajar modelos de dos o tres fases. Igualmente,
es necesario el estudio de la coagulación y el crecimiento de los óculos empleando modelos de
balance de población que ya han sido usados en el estudio de biorreactores (Bartolini et ál., 2015)
y precipitación química (Szilágyi, Şerban Agachi, Barabás y Lakatos, 2014), lo que requerirá de
modelos capaces de explicar los procesos de otación y sedimentación con la aplicación de campos
eléctricos y de información experimental más detallada (Hakizimana et ál., 2017)
El desarrollo de nuevos electrodos, diseño óptimo de reactores y el análisis de costos son fac-
tores clave para garantizar el éxito futuro de esta tecnología (Xu et ál., 2018), junto con estudios
de los aspectos técnicos y económicos (Arango y Garcés, 2007).
La combinación de técnicas en procesos de depuración de aguas es una alternativa prome-
tedora que requiere de mayor estudio. Barbosa y otros investigadores (2018) utilizaron extractos
de Moringa oleífera, un coagulante natural ampliamente estudiado, en combinación con procesos de
electrocoagulación en aguas residuales de una industria de pinturas de base acuosa, obteniendo
agua apta para su reutilización en el proceso.
El estudio de los lodos secos, junto a la caracterización de las especies en solución, puede ser una
fuente valiosa de información sobre los mecanismos que ocurren durante el proceso de electrocoa-
gulación. La mayoría de los estudios no incluyen información sobre los mecanismos de remoción
(Hakizimana et ál., 2017), por lo que se necesita incluirlos en próximas investigaciones.
rEfErEncias
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