UNIVERSIDAD NACIONAL DE TRUJILLO
FACULTAD DE INGENIERÍA
ESCUELA PROFESIONAL DE INGENIERÍA METALURGICA
Presión, tiempo y tipo de gas de micronanoburbujas sobre la concentración de cobre, plomo y cinc de un efluente
AUTOR: Br. Navarro Vílchez, Christian Br. Marín López, Gsefferson Pavel ASESOR: Mg. Castillo Chung Aldo Roger Dr. Vega González Juan Antonio
1. TRUJILLO – PERU
2. 2022 3.
TESIS
PARA OBTENER EL T Í
TULO PROFESIONAL DE
INGENIERO METALURGISTA
JURADO CALIFICADOR
_______________________________
PRESIDENTE
_____________________________
SECRETARIO
_____________________________
ASESOR
i
DEDICATORIA
ESTA TESIS SE LA DEDICO A MI CREADOR
A Dios, que me dio la fuerza espiritual necesaria para seguir adelante, frente a los
obstáculos.
A MI ABUELITA
EVA GUEVARA, que a pesar de no tenerla presente físicamente siempre está
conmigo y su recuerdo me impulsa a seguir adelante.
A MI MADRE
LUZ LÓPEZ, que a través de sus concejos me supo animar en los peores
momentos de mi vida.
A MI HERMANA
EVITA MARIN, que siempre supo darse su tiempo para apoyarme en todomomento en la realización de esta tesis.
Marín López, Gsefferson Pavel
DEDICATORIA
ESTA TESIS LO DEDICO AMI DIOS.
A MI MADRE
CARMEN VÍLCHEZ, le agradezco a mi madre por su apoyo moral y sentimental que me brindo en todo este arduo camino de la vida universitaria.
A MI PADRE
ESTUARDO NAVARRO, por saberme orientar en todo momento de mi vida y saberme corregir.
A MI HERMANA
CRISTELL NAVARRO, por haberme ayudado en la realización de esta
tesis.
Navarro Vílchez, Christian
AGRADECIMIENTO
Agradecemos a Dios por bendecirnos la vida, por guiarnos a lo largo de nuestra existencia y darnos la fuerza para seguir en momentos de dificultad.
Nuestro más sincero agradecimiento a los docentes de la Escuela de Ingeniería Metalúrgica de la Universidad Nacional de Trujillo, por sus enseñanzas y orientaciones impartidas durante el paso por esta etapa, por haber compartido sus conocimientos a lo largo de la preparación de nuestra profesión, de manera especial, al Mg. Ing. Aldo Castillo Chung y Dr. Juan Vega González asesor y coasesor de nuestro proyecto de investigación quien, por el apoyo y conocimientos dados,
Finalmente, un agradecimiento a nuestra familia por el apoyo durante todo este proceso de realización del proyecto, a nuestros padres por darnos el apoyo de cumplir nuestros sueños, por confiar y creer en nuestras expectativas, por los consejos y valores que nos han inculcado.
No ha sido sencillo el camino hasta ahora, pero gracias por estar ahí. Les agradecemos de corazón por ser parte de este logro.
Atte.: Los autores
ÍNDICE
JURADO CALIFICADOR ... ii
DEDICATORIA ... iii
DEDICATORIA ... iv
Navarro Vílchez, Christian ... iv
AGRADECIMIENTO ... v
ÍNDICE ... vi
LISTADO DE TABLAS ... ix
LISTADO DE FIGURAS ... x
RESUMEN ... xii
ABSTRACT ... xiii
CAPÍTULO I ... 1
Realidad Problemática... 1
Antecedentes ... 2
Marco teórico y conceptual ... 18
1.3.1. Lixiviación ... 18
1.3.2. Agua ácida ... 18
1.3.3. Drenaje ácido ... 18
i
1.3.4. Caracterización del agua de mina ... 21
1.3.5. Sistema disponible para el tratamiento de agua ácida ... 22
1.3.6. Nanoburbujas ... 26
Justificación ... 33
Problema... 33
Hipótesis ... 33
Objetivos ... 33
1.7.1. Objetivo general ... 33
1.7.2. Objetivos específicos ... 33
CAPÍTULO II ... 35
Material de estudio ... 35
2.1.1. Población... 35
2.1.2. Muestra ... 35
Métodos y técnicas ... 36
Tipo de investigación ... 36
2.3.1. Según el propósito: Aplicada ... 36
Diseño experimental ... 36
2.4.1. Determinación de los niveles ... 37
Materiales, instrumentos y equipos ... 38
2.5.1. Materiales ... 38
Procedimiento experimental ... 40
CAPÍTULO III ... 43
Resultados ... 43
CAPÍTULO IV ... 59
CAPÍTULO V ... 69
Conclusiones ... 69
Recomendaciones ... 70
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS ... 71
APÉNDICES ... 74
ANEXOS ... 84
Anexo A: Tratamiento de datos para remoción de Cu con micronanoburbujas (MNB) de aire y oxígeno variando la presión (psi) y el tiempo (min). ... 84
Anexo B: Tratamiento de datos para remoción de Pb con micronanoburbujas (MNB) de aire y oxígeno variando la presión (psi) y el tiempo (min). ... 86
Anexo C: Tratamiento de datos para remoción de Zn con micronanoburbujas (MNB) de aire y oxígeno variando la presión (psi) y el tiempo (min). ... 88
Anexo C: Reporte de análisis químico de Agua utilizada ... 90
Anexo D: Fotografías ... 91
LISTADO DE TABLAS Tabla 1 : Límites máximos permisibles………….………..…… 22
Tabla 2 : Análisis químico de la solución ácida generada a nivel laboratorio ………35
Tabla 3 : Variables independientes y sus niveles en escala natural……...…..…...……….… 38
Tabla 4 : Disposición general para diseño bifactorial y orden de prueba………...…...………... 38
Tabla 5 : Resultados de análisis químico de agua ácida de Cu, Pb y Zn…..……...…... 43
Tabla 6 : Resultados de análisis químico de agua ácida tratada con micronanoburbujas (MNB) para la remoción de Cu (%) ………..44
Tabla 7 : Resultados de análisis químico de agua ácida tratada con micronanoburbujas (MNB) para la remoción de Pb (%)………..49
Tabla 8 : Resultados de análisis químico de agua ácida tratada con micronanoburbujas (MNB) para la remoción de Zn (%)……….…...…...…….... 54
Tabla AP-1 : Análisis de varianza para Cu... 61
Tabla AP-2 : Análisis de varianza para Pb...…………... 64
Tabla AP-3 : Análisis de varianza para Zn……….…….….67
LISTADO DE FIGURAS Figura 1: Esquema de una Planta de Tratamiento Convencional para Aguas Ácidas...24
Figura 2: Esquema de una Planta de Tratamiento HDS...25
Figura 3: Mayor área de contacto de las nanoburbujas……….. 28
Figura 4: Mayor retención en el agua, menor velocidad de flotación... 28
Figura 5: Eficiencia de flotación………... 29
Figura 6: Tamaño de nanoburbujas... 29
Figura 7: Diagrama esquemático del tratamiento de efluente... 35
Figura 8: Diagrama de bloques con procedimiento de pruebas con micronanoburbujas…….…. 42
Figura 9: Efecto del tipo de gas en la remoción de Cu (%) con MNB... 45
Figura 10: Efecto de la presión (psi) de gas en la remoción de Cu (%) con MNB... 45
Figura 11: Efecto del tiempo (min) en la remoción de Cu (%) con MNB ………46
Figura 12: Efecto del tiempo (min) en la remoción de Cu (%) con MNB……….46
Figura 13: Efecto de la interacción del tiempo (min) y tipo de gas en la remoción de Cu (%) con MNB ………47 Figura 14: Efecto de la interacción del tiempo (min) y presión (psi) en la remoción de Cu (%)
con MNB ……….…47
Figura 15: Efecto de la interacción del tiempo (min), presión (psi) y tipo de gas en la remoción de Cu(%) con MNB ………...…..48
Figura 16: Efecto del tipo de gas en la remoción de Pb (%) con MNB ……….50
Figura 17: Efecto de la presión (psi) de gas en la remoción de Pb (%) con MNB ………50
Figura 18: Efecto del tiempo (min) en la remoción de Pb (%) con MNB ……….51
Figura 19: Efecto de la interacción la presión (psi) y tipo de gas en la remoción de Pb (%) con MNB ………...……….51
Figura 20: Efecto de la interacción del tiempo (min) y tipo de gas en la remoción de Pb (%) con MNB ………..….…….52
Figura 21: Efecto de la interacción la presión (psi) y el tiempo (min) en la remoción de Pb (%) con ……….……….52
Figura 22: Efecto de la interacción del tiempo (min), presión (psi) y tipo de gas en la remoción de Pb (%) con MNB ………..…………..….53
Figura 23: Efecto del tipo de gas en la remoción de Zn (%) con MNB ………..…….….55
Figura 24: Efecto de la presión(psi) en la remoción de Zn (%) con MNB ………55
Figura 25: Efecto del tiempo (min) en la remoción de Zn (%) con MNB ………..……….56
Figura 26: Efecto de la interacción de la presión (psi) y tipo de gas en la remoción de Zn (%) con MNB ……….…..56
Figura 27: Efecto de la interacción del tiempo (min) y tipo de gas en la remoción de Zn (%) con MNB ………..……….57
Figura 28: Efecto de la interacción del tiempo (min) y la presión (psi) en la remoción de Zn (%) con MNB ……….…….…...57
Figura 29: Efecto de la interacción del tiempo (min) y la presión (psi) y tipo de gas en la remoción de Zn (%) con MNB ………..….…….58
Figura 30: Diagrama de Pourbaix para el sistema Cu- H2O ……….………62
RESUMEN
Se estudió la presión, tiempo y tipo de gas de micro-nanoburbujas (MNB) sobre la concentración de cobre, plomo y cinc de un efluente.
Se aplicó un diseño trifactorial, tipo de gas: aire y oxígeno, presión: 20, 40 y 60 psi, tiempo:
5, 10 y 15 min, siendo la variable dependiente el porcentaje de remoción de cobre, plomo y cinc.
El efluente minero fue generada a nivel laboratorio, se dosificó cal para obtener pH 6.5.
De los resultados obtenidos se determinó que el efecto para el cobre, a 20 psi de presión aire y oxígeno se obtuvo remoción de 64.01% y 43.92% respectivamente, con 40 y 60 psi, los resultados fueron negativos. Para el plomo con 20, 40 y 60 psi de aire y oxígeno se obtuvo 14.79%
y 15.75%, 23.33% y 45.93%, 47.98% y 32.49% respectivamente. Para el cinc a 20, 40 y 60 psi de aire y oxígeno se obtuvo 82.16% y 8.47%, 23.05% y 33.90%, 11.13% y 34.83% respectivamente.
El efecto del tiempo a 5, 10 y 15 minutos de aire, se obtuvo para cobre valores negativos, para plomo, 26.47%, 28.21% y 31.41% y para cinc 40.87%, 42.28% y 33.19% respectivamente, con oxígeno a 5, 10 y 15 minutos para cobre valores negativos, para plomo se obtuvo 30.33%, 33.83%
y 30.01% y para cinc 25.50%, 2613% y 25.57% respectivamente.
Se concluye, que para el cobre al aumentar la presión y el tiempo de aplicación de MNB de aire y oxigeno se incrementa la concentración de cobre, mostrando una remoción negativa, y según el análisis de varianza presenta influencia significativa de los factores principales con P<0.05. En el caso del plomo y del cinc se obtuvo valores de concentración menor a la inicial, por lo que los factores principales presentan un efecto significativo en la remoción de plomo y cinc al aplicar MNB de aire y oxígeno con P<0.05. según el análisis de varianza.
Palabras clave: MNB de aire y oxígeno, tratamiento de aguas ácidas, remoción de metales.
I.
ABSTRACT
The pressure, time and type of micro-nanobubble gas are studied on the concentration of copper, lead and zinc in an effluent.
A trifactorial design was applied, gas type: air and oxygen, pressure: 20, 40 and 60 psi, time: 5, 10 and 15 min, with the dependent variable being the percentage removal of copper, lead and zinc. The mining effluent was generated at laboratory level, lime was dosed to obtain pH 6.5.
From the results obtained, it was determined that the effect for copper, at 20 psi air and oxygen pressure, 64.01% and 43.92% removal was obtained, respectively; at 40 and 60 psi, the results were negative. For lead at 20, 40 and 60 psi of air and oxygen, 14.79% and 15.75%, 23.33% and 45.93%, 47.98% and 32.49% were obtained, respectively. For zinc at 20, 40 and 60 psi of air and oxygen, 82.16% and 8.47%, 23.05% and 33.90%, 11.13% and 34.83% were obtained, respectively. The effect of time at 5, 10 and 15 minutes of air, negative values were obtained for copper, for lead, 26.47%, 28.21% and 31.41% and for zinc 40.87%, 42.28% and 33.19%
respectively, with oxygen at 5, 10 and 15 minutes for copper negative values were obtained, for lead 30.33%, 33.83% and 30.01% and for zinc 25.50%, 2613% and 25.57% respectively.
It is concluded that for copper, increasing the pressure and the time of application of MNB of air and oxygen increases the concentration of copper, showing a negative removal, and according to the analysis of variance presents a significant influence of the main factors with P<0.05. In the case of lead and zinc, concentration values lower than the initial concentration were obtained, so the main factors have a significant effect on the removal of lead and zinc when applying MNB air and oxygen with P<0.05. according to the analysis of variance.
Keywords: MNB of air and oxygen, acid water treatment, metal removal.
II. CAPÍTULO I
INTRODUCCIÓN 1.1 Realidad Problemática
En los procesos de lixiviación de minerales sean auríferos o cupríferos en nuestro país se usan grandes cantidades de agua por tonelada procesada de mineral, el agua luego de ser utilizada en la lixiviación y las plantas de procesos de recuperación de oro, o cobre, según sea el caso, son enviadas a las plantas de tratamiento de agua, para luego reusar o para descargar al ambiente con los requisitos que establecen las normas ambientales.
Los drenajes ácidos de mina, DAM, es agua que al estar en contacto con minerales expuestos al ambiente sea aire, lluvias, microorganismo, etc. Este tipo de agua tiende a reaccionar con los sulfuros de hierro como por ejemplo la pirita que es abundante en los distintos yacimientos de minerales de nuestro país, y en contacto con el oxígeno del aire se generan reacciones que oxidan al hierro, generando aguas ácidas con diversos metales pesados.
El tratamiento de metales pesados presentes en aguas ácidas, se hace necesario antes de ser descargados al medio ambiente, por lo que se requiere de insumos y plantas de tratamiento de aguas ácidas, se el efluente de planta de procesos o sea efluente que no han entrado en contacto con los procesos de planta, como es el caso de planta de tratamiento de aguas ácidas (AWTP).
Las micronano burbujas (MNB) son burbujas diminutas con diámetros del orden de micrómetros y nanómetros, que muestran un gran potencial en la remediación ambiental. Sin embargo, la aplicación se encuentra solo en las etapas iniciales y aún debe estudiarse en profundidad. Con el fin de explorar el posible uso de MNB en la eliminación de contaminantes de aguas subterráneas, este estudio se centra en el transporte de MNB en medios porosos y procesos de disolución. La distribución del diámetro de las burbujas se obtuvo en diferentes condiciones
mediante un analizador de partículas láser. Se comparó la permeabilidad del agua MNB a través de la arena con la del agua sin aire. Además, se estudiaron las características de transferencia de masa del oxígeno disuelto en agua con MNB. Los resultados muestran que la distribución del diámetro de las burbujas está influenciada por la concentración de tensioactivo en el agua. La existencia de MNB en el agua intersticial no influye en la conductividad hidráulica de la arena.
Además, el oxígeno disuelto (OD) en el agua aumenta en gran medida por los MNB, lo que previsiblemente mejorará la biorremediación aeróbica de las aguas subterráneas. Los resultados son significativos e instructivos en el estudio adicional de la investigación y las aplicaciones de MNB en la biorremediación de aguas subterráneas. (Hengzhen L., et al., 2013)
Sobre la aplicación de micro/nanoburbujas, se ha desarrollado investigaciones en la medicina, en el tratamiento de aguas subterráneas, tratamiento de aguas servidas entre otros, obteniendo resultados prometedores que alientan a seguir investigando en este campo, es por esta razón que se plantea investigar aplicando oxígeno y aire como micro-nanoburbujas en aguas ácidas obtenidas a nivel laboratorio simulando un efluente ácido de mina, con pH entre 3 a 5, con contenido de metales pesados, con la finalidad de evaluar el efecto que presenta esta aplicación en la concentración de metales pesados del agua ácida.
1.2 Antecedentes
Según Lewinsky et al., menciona que los MNB se pueden producir mediante cuatro métodos diferentes y se pueden utilizar para mejorar: (1) la transferencia de oxígeno en procesos microbiológicos con una alta tasa de consumo, (2) flotación de algas, (3) descomposición de compuestos orgánicos y (4) mitigación de incrustaciones en membranas. Las macroburbujas y las babosas se implementan actualmente en la industria, y los MNB se investigan en los laboratorios.
La revisión actual mapea formas de explorar todo el potencial de los flujos de MNB a través de definiciones básicas, técnicas analíticas de vanguardia, métodos de generación de burbujas e implementación de principios de ingeniería en agua y aguas residuales tratamiento procesos. El futuro de los flujos de aire y agua está en la integración intencional de MNB en procesos industriales junto con macroburbujas y babosas de aire. La promesa más significativa de los MNB es una minimización consciente del papel agua tratamiento Los productos químicos juegan enagua tratamiento procesos. Una generación deliberada de radicales OH- para la inactivación de patógenos y la oxidación de micro contaminantes puede iniciar el movimiento desde la inactivación química hacia una más sostenible agua recursos. La mitigación del ensuciamiento de la membrana sin oxidantes inorgánicos fuertes prolongará la vida útil de las membranas poliméricas. Una mejor colisión y adhesión de los BMN y una mayor elevación de macroburbujas pueden aumentar significativamente la eficiencia de la flotación de algas, reducir el uso de floculantes y ajustar el proceso para la eliminación física de micro contaminantes. Mayores tasas de transferencia de oxígeno pueden mejorar la microbiología tratamiento y reducir la necesidad y la carga de más tratamiento etapas (Levitsky et al., 2022)
El ensuciamiento de la membrana es causado por la deposición o adsorción a través de interacciones físicas o químicas en la superficie de la membrana, lo que provoca la reducción del flujo a través de la membrana. Los principales inconvenientes de los agentes químicos utilizados para la limpieza son el costo, el daño causado en la membrana y el flujo de desechos que hacen que el proceso sea poco atractivo. Se exploraron métodos alternativos como el ultrasonido, el proceso enzimático y el retrolavado osmótico para la limpieza de membranas. Entre todos los métodos mencionados, micronanoburbujas se han informado como un método prometedor y emergente para la limpieza de la superficie de la membrana; desafortunadamente, la información
es limitada, pero los estudios preliminares han demostrado que es una técnica eficiente, barata y respetuosa con el medio ambiente. Otros métodos, como la limpieza de membranas mejorada eléctricamente y por vibración, también podrían ser interesantes, pero actualmente no se han explorado y la información es limitada. Puntos del practicante: La limpieza química es una opción eficiente; sin embargo, desde un punto de vista ambiental, no es atractivo y altas concentraciones podrían dañar la membrana micronanoburbujas son una tecnología emergente y adecuada para la limpieza de membranas y superficies. La modificación y funcionalización de la membrana evitan el ensuciamiento rápido de la membrana y el proceso de limpieza es más sencillo, pero el costo de fabricación podría ser elevado. (Terán Hilares et al., 2022)
El objetivo de la investigación fue reducir la concentración de Plomo y Silicio mediante la aplicación de microburbujas de aire-ozono en las aguas residuales del lavado de gases de una empresa. El generador de micronanoburbujas fue utilizado para reducir los metales pesados. Se realizó un análisis preliminar de las aguas residuales para confirmar la concentración de Plomo de 32,26 mg/L y Silicio de 70,49 mg/L. Entonces el tratamiento con micronanoburbujas se realizó por tres tiempos de 8, 16 y 24 minutos, con un pH de 6, 8 y 10 hasta lograr una reducción de Plomo de 0.088 mg/L, con un porcentaje de reducción de 99.7% y de silicio de 12.97 mg/L, con un porcentaje de reducción al 81,6% del agua residual. (Valenzuela & Valverde Flores, 2018)
Microburbujas y nanoburbujas tienen varias características que son comparables con las burbujas de tamaño milimétrico y centimetrado. Estas características son su pequeño tamaño, lo que da como resultado una gran área superficial y alta bioactividad, baja velocidad de ascenso, menor arrastre por fricción, alta presión interna, gran capacidad de disolución de gases, contractilidad, superficie cargada negativamente y capacidad para triturarse y formar radicales libres. Microburbujas y nanoburbujas han encontrado aplicaciones en una variedad de campos
como la ingeniería, la agricultura, el medio ambiente, la alimentación y la medicina. Las microburbujas se han utilizado con éxito en la acuicultura de ostras en Hiroshima, vieiras en Hokkaido y perlas en la prefectura de Mie, Japón. Este campo ha mostrado un fuerte potencial de crecimiento. Este libro analiza exhaustivamente las microburbujas y nanoburbujas y su aplicación en acuicultura, medio ambiente, ingeniería, medicina, ganadería, agricultura e industria marina.
Presenta su potencial como una nueva tecnología que se puede utilizar a nivel mundial. (Tsuge, 2014)
Este estudio tiene como objetivo mejorar el conocimiento sobre los efectos de la inyección de gas, el tamaño de las burbujas y los contaminantes en la transferencia de oxígeno en las nubes de microburbujas. En primer lugar, se estudian los efectos de la inyección de gas en la transferencia de oxígeno y se relacionan con varios parámetros que cambian junto con los cambios en la tasa de flujo, a saber, el tamaño de las burbujas y las velocidades de ascenso. Luego se estudia la transferencia de oxígeno en presencia de contaminantes que afectan la distribución del tamaño de las burbujas, modifican la dinámica de las burbujas y la transferencia de masa interfacial. Las eficiencias de transferencia de oxígeno también se miden en aguas residuales y se comparan con las obtenidas en soluciones acuosas. Se enfatiza la concordancia entre el agua contaminada en el laboratorio (Triton X100) y los experimentos con aguas residuales, ya que esto ofrece la posibilidad de desarrollar una comprensión fundamental relevante para las aguas residuales en condiciones de laboratorio. El papel de los tensioactivos en el coeficiente volumétrico de transferencia de oxígeno se analiza en términos de área interfacial específica y coeficientes de transferencia, respectivamente. Curiosamente, esto muestra que el aumento en la eficiencia de transferencia de oxígeno a medida que aumenta la concentración en Pentanol se debe al aumento
en el área interfacial mientras que los coeficientes de transferencia disminuyen.(Abadie et al., 2022).
Esta revisión destaca las ventajas de utilizar la tecnología de micro-nano burbujas (MNB) en varias aplicaciones de tratamiento de aguas residuales. Inicialmente, la revisión examina las diferencias de rendimiento clave entre los diferentes tipos de burbujas en el proceso de tratamiento.
Específicamente, se lleva a cabo un metanálisis cualitativo y cuantitativo de los efectos de los BMN en la eliminación de los contaminantes objetivo que se encuentran en las aguas residuales de diferentes fuentes. También se incluye una revisión de las técnicas de caracterización de MNB para identificar el tamaño de la burbuja, la distribución del tamaño y, en consecuencia, la velocidad de aumento de la burbuja, así como las tasas de transferencia de masa de gas, el potencial zeta, la generación de radicales libres y la estabilidad de la burbuja. Además, se evalúa el efecto del tamaño de la burbuja sobre la eficiencia de los procesos de tratamiento de aguas residuales municipales e industriales. Finalmente, Se investigan las aplicaciones de los BMN para explorar su eficacia en diferentes procesos de tratamiento de aguas residuales, como ozonización, flotación/flotación por aire disuelto, aireación y otros procesos. Se anticipa que el uso de MNB podría ser una tecnología prometedora de tratamiento de aguas residuales sostenible y de bajo costo. (Sakr et al., 2022)
Las nanoburbujas han atraído una atención significativa debido a su vida útil inesperadamente larga y su estabilidad en soluciones líquidas. Sin embargo, las explicaciones de las propiedades únicas de las nanoburbujas a escala molecular son algo controvertidas. De especial interés es la validez de la ecuación de Young-Laplace para predecir la presión interna de tales burbujas. En este trabajo se realizaron simulaciones de dinámica molecular a gran escala para estudiar la estabilidad y difusión de nanoburbujas de metano en agua. Se utilizaron dos tipos de campo de fuerza, atomístico y de grano grueso, para comparar los resultados calculados. De
acuerdo con las predicciones de la ecuación de Young-Laplace, se encontró que la presión interna de las nanoburbujas aumentaba al disminuir el tamaño de las nanoburbujas. Como consecuencia, una gran diferencia de presión entre la nano burbuja y su entorno resultó en una alta solubilidad de las moléculas de metano en agua. Se consideró que la solubilidad permitía la estabilidad de las nanoburbujas a presiones excepcionalmente altas. Se observó que las burbujas más pequeñas eran más móviles a través del movimiento browniano. El coeficiente de difusión calculado también mostró una fuerte dependencia del tamaño de las nanoburbujas. Sin embargo, esta movilidad activa de pequeñas nanoburbujas también desencadenó una forma de nano burbuja mutable con el tiempo.
También se descubrió que las nanoburbujas se unían cuando estaban lo suficientemente cerca. Así se identificó una distancia crítica entre dos nanoburbujas para evitar la coalescencia. Estos resultados brindan información sobre el comportamiento de las nanoburbujas en solución y el mecanismo de su estabilidad única mientras resisten altas presiones internas. (Lu et al., 2021)
El agua es uno de los elementos más importantes de la vida. A medida que la población del mundo ha aumentado, nuestras fuentes de agua limpia han disminuido. Manejar una calidad de agua limpia es uno de los desafíos clave para evitar la escasez de agua limpia, incluida para el sistema acuícola. Este artículo reporta el efecto del uso de burbujas finas para el manejo de plantas de tratamiento de aguas residuales (EDAR) de acuicultura. La integración del generador de burbujas finas (FB) en el sistema WWTP es un método prometedor para generar burbujas finas y su capacidad para mejorar los parámetros de calidad del agua, como el oxígeno disuelto (OD), la turbidez, los TDS y el nivel de pH. El rendimiento del sistema WWTP que usa burbujas finas se probó durante 5 días y los resultados experimentales mostraron que el sistema WWTP puede aumentar el oxígeno disuelto de 4,5 mg/L a 7,9 mg/L. Puede reducir los niveles de turbidez de 35 NTU a 11 NTU y reducir el nivel de TDS de 124,9 ppm a 101,5 ppm. Según los resultados
experimentales, la aplicación de la tecnología de burbujas finas puede mejorar potencialmente el rendimiento del sistema WWTP. (Made Joni et al., 2020).
Estudiamos el efecto de variar los ángulos de entrada y salida de las boquillas Venturi en la formación de microburbujas en generadores de microburbujas tipo boquilla Venturi.
Imprimimos en 3D boquillas con cinco ángulos de entrada (15, 22, 30, 38 y 45°) y cinco ángulos de salida (15, 22, 30, 38 y 45°). Para el experimento de visualización, insertamos las boquillas en una cubierta de aluminio y acrílico transparente. Medimos la caída de presión y el caudal de aire con respecto a los ángulos de entrada y salida, determinamos los diámetros de las burbujas con una cámara digital y analizamos la rotura de las burbujas observando el comportamiento de las burbujas con una cámara de alta velocidad. Confirmamos que el ángulo de salida (no el ángulo de entrada) depende de la caída de presión y descubrimos que la tasa de flujo de aire no varió linealmente con la tasa de flujo de fluido, como se esperaba según Bernoulli. teorema de s. En cambio, tendía a permanecer constante o disminuir a medida que aumentaba el caudal de fluido debido al flujo anormal. Los tamaños de las burbujas disminuyeron a medida que aumentaba el ángulo de salida, excepto en los casos en que el ángulo de salida era superior a 30° a caudales elevados (260–300 LPM). Observamos un cambio en el tamaño de la burbuja con respecto al ángulo de salida. Según nuestra visualización, las burbujas se rompieron por la separación del flujo al comienzo de la divergencia en la salida (Lee et al., 2019)
Aunque las nanoburbujas atraen una atención significativa, sus características y aplicaciones no se han definido completamente. Existe diversidad de opiniones sobre la definición de nanoburbujas y controversia sobre los métodos que verifican sus características. Este estudio define las nanoburbujas como aquellas que tienen un tamaño inferior a 1 μm. La generación de estas burbujas submicrónicas (nano) puede verificarse mediante coalescencia inducida o
dispersión de luz. El tamaño de una burbuja sub micrónica (nano) se puede medir mediante microscopía de barrido láser óptica y confocal. Además, el tamaño puede estimarse por la relación del tamaño de la burbuja con la concentración de oxígeno disuelto. Sin embargo, se requiere más investigación para definir con precisión el tamaño promedio de la burbuja. El potencial zeta de las burbujas sub micrónicas (nano) disminuye a medida que aumenta el pH, y esta tendencia es constante para las burbujas micrométricas. Cuando el tamaño de la burbuja se reduce a unos 700900 nm, se quedan estacionarios en el agua y pierden flotabilidad. Esta característica significa que puede ser posible medir la concentración de burbujas sub micrónicas (nano) por volumen irradiándolas con ondas ultrasónicas, haciendo que se fusionen en burbujas micrométricas. Dado que la transferencia de masa es una función del área superficial y la velocidad creciente, esto indica claramente que la aplicación de burbujas sub micrónicas (nano) puede aumentar significativamente las tasas de transferencia de masa en procesos avanzados de oxidación y aireación. 2019
Sociedad Coreana de Ingenieros Ambientales. haciendo que se fusionen en burbujas de micras.
Dado que la transferencia de masa es una función del área superficial y la velocidad creciente, esto indica claramente que la aplicación de burbujas sub micrónicas (nano) puede aumentar significativamente las tasas de transferencia de masa en procesos avanzados de oxidación y aireación. © 2019 Sociedad Coreana de Ingenieros Ambientales. haciendo que se fusionen en burbujas de micras. Dado que la transferencia de masa es una función del área superficial y la velocidad creciente, esto indica claramente que la aplicación de burbujas sub micrónicas (nano) puede aumentar significativamente las tasas de transferencia de masa en procesos avanzados de oxidación y aireación. 2019 Sociedad Coreana de Ingenieros Ambientales (Kim et al., 2019)
Con una existencia estable en líquidos durante varias semanas, las nanoburbujas tienen una amplia gama de aplicaciones en muchos campos de la ciencia y la ingeniería. Para un uso efectivo
y funcional de estas burbujas, es importante conocer la razón de su estabilidad a largo plazo. Por lo tanto, se realizó una investigación de laboratorio integral para determinar las distribuciones de tamaño de burbuja y los potenciales zeta de las nanoburbujas, primero con cuatro gases diferentes (serie de prueba I), luego con diferentes concentraciones de sal, niveles de pH y temperaturas de la solución (serie de prueba II). Los resultados experimentales de la serie de pruebas I mostraron que el tamaño promedio de la burbuja dependía de la solubilidad del gas en agua, y el potencial zeta dependía de la capacidad del gas para generar OH -iones en la interfase agua/gas. Los resultados experimentales de la serie de pruebas II mostraron que se pueden generar burbujas con altos potenciales zeta negativos en soluciones de alto pH, bajas temperaturas y bajas concentraciones de sal. Las soluciones de alto pH produjeron nanoburbujas más pequeñas pero estables. El diámetro de la burbuja aumentó ligeramente al aumentar la concentración de sal. Sin embargo, el tamaño de la burbuja no mostró una dependencia considerable de la temperatura de la solución. Las pruebas a largo plazo mostraron que con el tiempo el potencial zeta de las burbujas disminuía mientras que el tamaño de la burbuja aumentaba. Aunque se espera que el tamaño de las burbujas disminuya con el tiempo debido a la difusión del gas, los resultados indican un aumento en el tamaño de las burbujas. Esto se debe a la disminución del potencial zeta y al movimiento de la burbuja debido al movimiento browniano que provoca la coalescencia de la burbuja con el tiempo para formar burbujas más grandes (Meegoda et al., 2018)
Se estudiaron las propiedades coloidales de las nanoburbujas (NB) en líquido, como la carga superficial y la tensión superficial, que influyen en la estabilidad (coalescencia o distribución de tamaños), la reactividad y el rendimiento de las aplicaciones (p. ej., limpieza sin detergente, tratamiento del agua y remediación). Estas propiedades coloidales a menudo se ven afectadas por factores ambientales como el pH, la fuerza iónica y la presencia de materias orgánicas naturales
(NOM). Este trabajo realizó investigaciones holísticas de las propiedades coloidales de tres tipos de NB (aire puro, oxígeno y nitrógeno) en presencia de electrolitos, NOM y tensioactivos, que no se informan en ningún otro lugar. Tres tipos diferentes de NB exhibieron una distribución de tamaño de burbuja diferente (160-340 nm en agua) y potenciales zeta (aproximadamente de 27 a 45 mV a pH neutro), presumiblemente debido a diferencias en su tensión superficial o cargas.
Todos los NB probados exhibieron una alta estabilidad contra la coalescencia incluso bajo concentraciones de tensoactivo y fuerza iónica altas. El análisis de la teoría extendida de Derjaguin-Landau-Verwey-Overbeek de partículas blandas indicó que las barreras de energía entre dos NB que interactúan eran extraordinariamente altas (> 5,000 kB T) en agua pura, lo que puede explicar la alta estabilidad coloidal y la resistencia a la coalescencia. Estos resultados proporcionan una nueva visión fundamental de las propiedades físico-químicas de los NB en el agua y tienen como objetivo sentar las bases para las aplicaciones de ingeniería verde y sostenible (Ahmed et al., 2018).
La importancia de la potabilización del agua ha aumentado debido a la disponibilidad de varios contaminantes, como químicos, tóxicos rieles, gases y contaminantes biológicos en el agua.
Las aguas residuales comerciales y las aguas residuales domésticas se han tratado comúnmente utilizando enfoques biológicos. Sin embargo, estos enfoques tienen limitaciones, como los altos costos de energía, la baja eficiencia, la necesidad de personal capacitado, los productos químicos costosos y el procesamiento de varios pasos. Por lo tanto, para superar estos desafíos, el desarrollo de tecnologías avanzadas es cada vez más demandado. Micro y nanoburbujas con ventajas tales como tamaño pequeño, área de superficie específica grande, tiempo de residencia prolongado en el agua, alto poder de transferencia de masa, alto potencial de interfaz zeta y la capacidad de producir radicales hidroxilos son considerablemente significativas. Resultados y conclusiones: En
este estudio, discutimos las aplicaciones actuales de micro y nanoburbujas utilizando técnicas tradicionales y avanzadas, como la flotación, la aireación y la ozonización, que son capaces de eliminar los contaminantes y el color, la desinfección del agua y la oxidación de los contaminantes orgánicos. La tecnología de burbujas se ha convertido en una plataforma potencial para la extracción exitosa de contaminantes dañinos del agua utilizando estas técnicas (Singh et al., 2021).
La remediación de suelos y aguas subterráneas en un vertedero de residuos sólidos municipales (MSW) surge como un desafío global para el entorno de vida en la tierra con un importante potencial de mercado. A diferencia de los contaminantes en una industria o sitio agrícola, los contaminantes de los vertederos de RSU son diversos y consisten principalmente en demanda química de oxígeno (DQO), materia inorgánica (amoníaco-nitrógeno, nitrato-nitrógeno, fósforo total) y pesados rieles. Esto presenta nuevos desafíos para la remediación de contaminantes de diferentes caracteres. Un statu quo de las tecnologías existentes, incluidas las barreras reactivas permeables, la remediación electrocinética, la remediación microbiana y la inyección de agentes solubilizantes o micro o nano burbujas fueron revisados minuciosamente, con énfasis en la eficiencia de eliminación basada en proyectos existentes a escala de laboratorio, piloto o de campo.
Se desarrolló un gráfico de diseño adaptado a la remediación de un sitio contaminado por vertederos, verificado por algunos estudios de casos, que complementan el gráfico. Se identificaron tendencias futuras de innovación técnica (como las barreras reactivas permeables multicapa [PRB]) y desafíos (como el patrón de flujo) (Ye et al., 2019).
Este trabajo presenta resultados sobre la remoción de iones Fe 3+ como precipitados y nanopartículas de Fe (OH)3, a pH 7, por nano burbujas (NBs) y por flotación por aire disuelto (DAF), proceso que combina microburbujas (MBs) y NBs. DAF es una tecnología muy conocida en el tratamiento de agua y aguas residuales. Los estudios se realizaron a niveles bajos y altos de
presiones de saturación (Psat. de 2 y 4 bar) y con NB “aislados” (únicos). Estos últimos se generaron a 2,5 bar, tras su separación de los MB. Los mejores resultados se obtuvieron con flotación a 2 bar, cuando la concentración de MB era baja y la de NB muy alta. La eficiencia de eliminación fue del 99% de la alimentación. Planchar (30 (mg. L-1) y el agua tratada tuvo un contenido residual total planchar concentración de 0,3 mg. L- 1 y una turbidez de 0,6 NTU (95%
de reducción). La flotación a 4 bar (principalmente por MB) fue más rápida (0,07 c. s −1) debido al alto poder de elevación de los MB, pero dejó un total residual más alto, planchar contenido de 1,7 mg. L−1. La flotación con NBs aislados (>108 burbujas m.L-1) alcanzó el 91% planchar eliminación debido a la "flotación" después del atrapamiento de NB y la disminución de la densidad relativa de los agregados. También se estudió la flotación de las nanopartículas con NB y mostró una eficiencia de eliminación de alrededor del 68 %, considerada alta, para este sistema difícil de separar. Todos los mecanismos involucrados se discutieron en términos de fenómenos físicos, químicos e interfaciales. Se cree que la combinación de NB y MB tiene un excelente potencial para la futura separación de partículas, incluidas las nanopartículas, y ayudará a ampliar las aplicaciones para eliminar contaminantes objetivo específicos de aguas y aguas residuales (Etchepare et al., 2017).
Este trabajo resume los resultados de la eliminación de iones de calcio y magnesio del agua cruda que alimenta un sistema industrial de generación de vapor. Los cationes se precipitaron con fosfato de sodio antes de la separación de los sólidos por flotación con aire disuelto, con micro y nanoburbujas. Los estudios se realizaron a escala de banco y se validaron a escala piloto (alimentación de agua cruda = 1 m 3 h −1; relación aire-sólidos = 0,046 mg de aire, mg −1 de sólidos;
tiempo de residencia = 11 min). Los resultados indicaron que la precipitación química seguida de flotación mejoró significativamente la calidad del agua de la caldera. Los mejores resultados se
obtuvieron tras precipitar los cationes con 50 mg L - 1 de fosfato de sodio a pH 11,5 y flotar con una presión de saturación (P sat) de 4 bar, una relación de reciclado del 30% y una concentración de oleato de sodio de 20 mg. L- 1 como reactivo hidrofobizante. Este último ayudó a la adhesión de los nanoburbujas (100–500 nm) generado a 4 bar con una concentración numérica de alrededor de 2,5 × 10 8 NBs m. L- 1. A escala piloto, la dureza total en la solución disminuyó en un 80 %;
las concentraciones de iones calcio y fosfato residuales fueron de 12 y 2 mg. L-1 respectivamente.
Esta celda fue diseñada incluyendo láminas y placa perforada para mejorar la capacidad de carga superficial (hasta 9 m.h-1 ). Los resultados se explicaron por fenómenos químicos e interfaciales y se cree que esta técnica tiene un gran potencial en los procesos de ablandamiento del agua (Silva et al., 2020).
La eliminación de iones de sulfato de las aguas residuales es un desafío ambiental al que se enfrentan varios sectores industriales, como la minería, la metalurgia, la química y la petroquímica. La mayoría de las opciones existentes son ineficientes y costosas, particularmente para el drenaje de minas con ácido que contiene sulfato (AMD; carbón y metalsulfuros). Este trabajo se centró en la precipitación de sulfato con cloruro de polialuminio a pH 4,5 a escala de banco y su separación por flotación. Sin embargo, estos precipitados hidrofílicos no flotaron a través de la flotación por aire disuelto (DAF) y tuvieron que flocularse con poliacrilamida catiónica. La mejor remoción de las sales de sulfato-sodio de la solución se obtuvo utilizando una relación molar Al/SO4 de 4:1 y 20 mg. L- 1 de floculante polimérico. Los flóculos que contienen sulfato se eliminaron fácilmente de las soluciones acuosas mediante microburbujas (MB, 30-100 μm) y nanoburbujas (NB, 150-800 nm). La separación fue muy rápida y siguió un modelo de cinética de flotación de primer orden con un alta constante de velocidad de 4,1 min- 1. Los resultados se validaron usando AMD generado por una mina de carbón con una concentración de
sulfato de 1753 mg. L- 1, y la concentración de aniones se redujo rápidamente por debajo del estándar de la Organización Mundial de la Salud (OMS) de 500 mg. L - 1. Los intentos de mejorar la eficiencia de remoción con colectores de flotación de oleato de sodio y acondicionamiento con NB no tuvieron éxito. El porcentaje máximo de remoción (80-82% del contenido de alimentación) parece estar limitado por la eficiencia del proceso DAF y el equilibrio químico de los precipitados, que deja algo de sulfato soluble en solución. Las burbujas se adhieren fácilmente a los flóculos y quedan atrapadas en los flóculos, creando flóculos aireados. Debido a que todos estos mecanismos operan simultáneamente, la flotación de los flóculos es muy rápida, como lo indica el alta constante de velocidad cinética. Concluimos que el DAF de flóculos cargados de sulfato tiene potencial para el tratamiento de efluentes voluminosos que contienen sulfato, incluido el AMD de carbón, a altas tasas superficiales (Amaral Filho et al., 2016)
Zamora G. & Trujillo E. (2016), realizaron un estudio de investigación que consistió en analizar las opciones de tratamiento de las aguas ácidas de la Mina San José a partir de pruebas de laboratorio y de tamaño de planta piloto desde el punto de vista técnico, económico, ambiental y social. Las opciones de tratamiento disponibles eran los drenajes anóxicos de caliza, la evaporación-cristalización, la neutralización-precipitación con cal en superficie y la neutralización-precipitación con cal en el interior de la mina. Basándose en los resultados de las evaluaciones técnicas, económicas, medioambientales y sociales, llegaron a la conclusión de que la última opción es la mejor.
Macassi G. (2017), En su estudio, emplearon un sistema de nanoburbujas para tratar aguas residuales domésticas en la provincia de Concepción, donde obtuvieron el máximo porcentaje de eliminación de DQO durante 8 horas de inyección de aire a un caudal de 0,0347 L/s, logrando un 79,92%. Los virus y las bacterias son atraídos por la energía electrostática, ya que las nanoburbujas
persisten en la capa líquida durante una media de 4 a 8 horas, y cuando las nanoburbujas se rompen, se crean radicales libres que se eliminan automáticamente, dañando las paredes y las membranas celulares. estructuras moleculares orgánicas La implosión del oxígeno del aire en las células o moléculas de la materia orgánica provoca la eliminación.
Vicente C. & Valverde J. (2017), la investigación que realizaron fue de remover la concentración de plomo y cinc que se presenta los efluentes mineros de una unidad minera en Perú aplicando micronanoburbujas de aire. Para dicho estudio tomaron una muestra de 54 litros de efluentes mineros el cual fue dividido en tres grupos de 18 litros cada uno con tres repeticiones, en un periodo de 10, 15 y 20 minutos cada uno. En los resultados se pudo observar la remoción de plomo (de 51,3 mg/L a 1,29 mg/L) y cinc (de 17,601 mg/L a 0,26 mg/L) aplicando micronanoburbujas de aire en 15 minutos.
García P. & Valverde J. (2017), La producción y el vertido de aguas residuales ácidas (pH
= 1,52) de la fábrica de baterías de plomo es el tema que se investiga en Puente Piedra, Lima. El tratamiento con micro-nanoburbujas de aire se probó en laboratorio en fluidos industriales que contienen elementos como aluminio (14.967 mg/L) y plomo (4.227 mg/L) y son severamente ácidos (pH=0,55). Para aplicar las Micro-Nanoburbujas (MNB) en estas muestras, se alteró el pH de dos muestras utilizando Hidróxido de Sodio 1 M para producir un medio con un pH ácido (6,01) y un pH básico (8,92). La creación de las micro-nanoburbujas fue posible gracias a una máquina inventada por el PhD. Johnny Valverde Flores. Se utilizó una presión de aire de 90 PSI, un MNB de 7 m y un flujo de agua. El tratamiento duró 8 minutos, y según la investigación, después de usar MNBs, la concentración de aluminio en S1 disminuyó a 1,176 mg/L, en S2 disminuyó a 1,421 mg/L, y en S3 disminuyó a 11,996 mg/L, logrando índices de eficiencia de 92.14%, 90.51%, y
19.85%, respectivamente; la concentración de plomo en S1 disminuyó a 0.264 mg/L, en S2 disminuyó a 0.065 mg/L, y en S3 disminuyó significativamente.
Tomohiro M., (2013), menciona que las microburbujas disminuyen gradualmente de tamaño debido a la disolución de los gases interiores por el líquido circundante y finalmente desaparecen, dejando algunas nanoburbujas. Se ha demostrado que los radicales libres se generan durante el colapso de microburbujas. La presente introducción se centra en los aspectos biológicos Aplicación de Micro / Nanoburbujas, cuyas prácticas bioaplicaciones, desarrollo de tratamientos biológicos a nivel celular, y concepto de dispositivo de manipulación celular en la siguiente etapa de se introducen los desarrollos. Además, el futuro aplicación de micro / nanoburbujas a la bioinformática también se discuten los sistemas.
Matsuki N. et al. (2014), las microburbujas muestran propiedades peculiares, como colapso por contracción, larga vida útil, alta solubilidad en gas, carga eléctrica negativa y producción de radicales libres. Los fluidos sobresaturados con varios gases se pueden generar fácilmente usando microburbujas. El fluido de microburbujas de oxígeno puede ser muy útil para el suministro de oxígeno a los tejidos hipóxicos. Sin embargo, no ha habido informes de investigaciones comparativas sobre la adición de fluidos que contienen micro / nanoburbujas finas de oxígeno (OFM-NB) a soluciones de infusión comunes en la atención médica diaria.
Vicente C.(2017), En su tesis de licenciatura, llega a la conclusión de que el plomo y el zinc deben eliminarse de los efluentes mineros de la Unidad de Mallay, si es posible, mediante la aplicación de micronanoburbujas de aire, ya que la concentración inicial de plomo era de 51,3 mg/L y se redujo después del tratamiento a una media de 1,29 mg/L, y la concentración inicial de zinc de 17,601 mg/L se redujo a una media de 0,26 mg/L. Por último, se observó que 15 minutos
era la duración ideal del tratamiento, ya que las concentraciones de plomo y zinc son las más bajas durante ese periodo.
1.3 Marco teórico y conceptual 1.3.1 Lixiviación
La hidrometalurgia es el procesamiento húmedo de minerales metálicos, lo que resulta en la disolución de algunos de sus constituyentes y su subsiguiente recuperación de la solución. Los metales se obtienen utilizando soluciones acuosas. Cada paso en un proceso hidrometalúrgico comienza con la lixiviación.
Cualquier proceso hidrometalúrgico comienza con la lixiviación. Esta frase se refiere a la extracción de un metal de un mineral por disolución química mientras se emplea el solvente adecuado.
1.3.2 Agua ácida
Líquidos sulfatados que tienen un pH inferior a 7 y metales en su composición. El uso de dióxido de carbono bicarbonato tiene un impacto directo en el agua y su pH. Cuanto más aumente esta relación, más aumentará la acidez del agua. Al entrar en contacto con el agua, oxidar la pirita o estar expuesto al medio ambiente, se puede producir agua ácida tanto en el exterior como en el interior (Ayala & Vadillo, 2004), llegando a los depósitos hidráulicos que se encuentran debajo y contaminándolos.
1.3.3 Drenaje ácido
Al exponer material sulfuroso (pirita), que luego entra en contacto con el aire y el agua para crear agua de mina, se crea el drenaje ácido de mina (AMD) (Aduvire, 2006). El drenaje ácido es la principal fuente de contaminación, ya que contamina tanto las aguas superficiales como las subterráneas, y el problema persiste durante décadas después de que finaliza el ciclo de producción.
Por esta razón, es importante prevenir la formación de drenaje ácido y manejarlo adecuadamente cuando se presente. Lo hace.
el proceso a través del cual la calidad del agua disminuye.
a) Oxidación de la pirita (el más reactivo de los sulfuros) y consiguiente generación de acidez.
b) Oxidación y disolución de otros sulfuros “menos oxidables” por la acción del oxígeno y de las aguas ácidas generadas.
c) Lixiviación de arcillas, carbonatos y feldespatos por las aguas ácidas formadas.
d) Deposición de los iones disueltos formando masas y costras de sulfato.
e) Disolución de los sulfatos, una vez que el drenaje ha dejado de actuar y el agua circula de nuevo por la roca. El resultado de todos estos procesos es que las aguas adquieren bajos valores de pH y elevadas concentraciones de metales y sulfatos disueltos.
El desarrollo del drenaje ácido de mina está influenciado por procesos químicos y microbianos: A pesar de la existencia de agentes oxidantes como el ion férrico o el oxígeno disuelto, que a menudo están presentes en ambientes asociados con sulfuros, los sulfuros metálicos tienen una solubilidad muy baja en medios acuosos (Moses et al., 1987). La oxidación natural de la pirita es más interesante desde la perspectiva de la producción de drenaje ácido de mina (AMD).
A pesar de la presencia de agentes oxidantes como el oxígeno disuelto o el ion férrico, que típicamente están presentes en ambientes asociados con sulfuros, los sulfuros metálicos no son muy solubles en medios acuosos (Moses et al., 1987). La oxidación de pirita naturalmente es de mayor relevancia desde la perspectiva de la producción de drenaje ácido de mina (AMD).La pirita
se oxida con la ayuda de Fe3+ y oxígeno en un sistema natural .El siguiente fue el mecanismo hipotético para las reacciones de oxidación de pirita en un sistema natural (Singer y Stumm, 1970):
Inicialmente se produce la oxidación del sulfuro a sulfato:
FeS2+ 7/2 O2 + H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+ (2) La presencia de iones Fe2+, SO42- y, sobre todo, H+, disueltos en el agua, proporciona un incremento en la acidez del medio. Si no existe ningún factor ambiental que neutralice de inmediato esta acidez, la oxidación progresa de modo que una parte importante del ion ferroso se oxidará a ion férrico:
Fe2+ + 1/4O2 + H+ → Fe3+ + ½ H2O (3) A valores de pH por encima de 2,3, y hasta 3,5 el ion férrico precipita como hidróxido, dejando poco Fe3+en solución y generándose un incremento en la concentración global de H+:
Fe3+ + 3H2O→Fe (OH)3↓ + 3H+ (4) El Fe3+ que existe en la solución puede contribuir a la oxidación de la pirita:
FeS2 + 14 Fe3+ + 8 H2O → 15Fe2+ + 2SO42- + 16H+ (5) Estas reacciones se pueden asumir en las siguientes reacciones globales:
FeS2 + 15/4O2 + 7/2 H2O → Fe (OH)3 + 2 SO42- + 4H+ (6) FeS2 + 15/8 O2 + 13/2 Fe3+ + 17/4 H2O → 15/2 Fe2+ + SO42-+17/2 H+ (7) Las diferentes estequiometrías y velocidades de reacción regirán la forma en que otros sulfuros y oxidantes potenciales interactúan entre sí. Como resultado, la blenda es más reactiva que la galena, mientras que la pirita es 26 veces más reactiva que la blenda. La marcasita es nueve veces más reactiva que la pirita.
La producción de drenaje ácido de mina (DAM) puede ser acelerada por ciertas bacterias, que catalizan el proceso. Las bacterias intervienen en las reacciones [3] y [7] que catalizan el
transporte de electrones entre el oxígeno y la pirita. Thiobacillus ferrooxidans es la más conocida de todas ellas por su relación con la oxidación del ion ferroso, aunque también puede acelerar el proceso [2]. Otras bacterias que están presentes en abundancia en estas condiciones de residuos mineros, además de Thiobacillus ferrooxidans, se dedican a la oxidación de sustancias inorgánicas.
El agua ácida es producida en gran parte por bacterias como Metallogenium, Thiobacillus thiooxidans y Ferrobacillus ferrocxidans.
La cantidad de bacterias que participan en el proceso de generación de agua ácida cambia en cada etapa dependiendo del pH y la composición química del DMA. Después de que el hierro ferroso se libere en la etapa de iniciación, reacción [2], comienza un ciclo en el que el Fe2+ se convierte en Fe3+, reacción [3], y luego es reducido por la pirita, liberando más Fe2+ y aumentando la acidez, reacción [5].
El proceso de generación de acidez estará condicionada por la disponibilidad de ion férrico en el sistema, y ya que la velocidad de la reacción [3] es mucho más lenta que la de la [2], la velocidad de oxidación del ion ferroso se convierte en la etapa determinante de la velocidad global del proceso degeneración de DAM (Singer y col, 1970).
La velocidad de oxidación química del ion ferroso es función del pH. A valores de pH superiores a 4,5, la velocidad se ajusta a la ecuación [8], mientras que a valores de pH por debajo de 3,5 la velocidad queda representada por la ecuación [9]:
−d[Fe2+] /[dt] = k1 [Fe2+]. pO2. [OH−]2 (8)
−d[Fe2+] /[dt] = k1 [Fe2+]. pO2 (9) 1.3.4 Caracterización del agua de mina
La caracterización geoquímica debe completarse para obtener el equilibrio químico del material (mineral, roca estéril o residuos). El poder de generación de ácido establecido en
dependencia de la base/ácido y otros pronósticos durante largas duraciones del proceso se evalúan con criterios sencillos de entender. De acuerdo con las mediciones de los parámetros (pH, acidez, metales y otros), depende una caracterización precisa del efluente (Pamo, Advire, & Barettino, 2002).
Los datos recolectados deben ser comparados con los Límites Máximos Permisibles de Descarga de Efluentes Líquidos de las Actividades Mineras - Metalúrgicas reconocidas por la legislación peruana, y el muestreo y análisis debe realizarse de acuerdo al procedimiento
Tabla 1 Límites máximos permisibles
Fuente: Decreto Supremo N° 010-2010-MINAM. Ministerio Nacional del Ambiente.
1.3.5 Sistema disponible para el tratamiento de agua ácida
Debido a que no requiere la adición o mantenimiento frecuente de activos, la mano humana solo está marginalmente involucrada en este enfoque. Se basa en procesos biológicos y químicos producidos por humedales naturales , que alteran los niveles de pH y fomentan la producción de
especies insolubles que promueven la precipitación y retienen contaminantes .Este sistema hace uso de:
- Material alcalino para contrarrestar la acidez - Substratos orgánicos
- Bacterias para catalizar
- Flujo gravitacional que facilita la corriente del agua
Uno de sus principales beneficios es que su inversión y operación son relativamente económicas, mientras que sus principales inconvenientes son que solo puede tratar caudales bajos , que necesita una gran cantidad de acres para brindar una circulación adecuada y que necesita tiempo de contacto posible. Las técnicas que se emplean con mayor frecuencia incluyen: los humedales aerobios y anaerobios, los drenajes anóxicos calizos como ALD, Anoxic, el sistema continuo de elaboración de alcalinidad como SAPS, Seccessuve Alkalinity Producing Systems (López Pamo, 2002).
1.3.5.1 Tratamiento químico activo de drenajes ácidos
Este tipo de planta de tratamiento requiere mantenimiento, supervisión permanente y energía eléctrica además de reactivos para su funcionamiento. Se emplea en operaciones mineras y uno de sus principales beneficios es que es versátil y puede manejar grandes cantidades de acidez.
No requiere de grandes espacios, pero sí de infraestructura, incluyendo la construcción de la instalación donde se realizará el tratamiento químico, la cual cuenta a su vez con una variedad de equipos (clarificadores, bombas, tanques, entre otros). Al ser una operación continua, los activos necesarios deben agregarse de manera rutinaria y duradera, junto con una supervisión constante.
Las técnicas que se utilizan con mayor frecuencia son la ósmosis inversa, el intercambio iónico y la neutralización/precipitación. Mediante la adición de productos neutralizantes como cal viva (CaO), cal apagada (Ca(OH)2), entre otras bases, la terapia más reconocida es la neutralización / precipitación y eliminación de metales. Este proceso contiene variantes en función de la densidad del lodo final producido, entre las que se encuentran el proceso de lodos de baja densidad, donde la densidad final varía de 4 a 15% de sólidos, y el sistema de lodos de alta densidad (HDS), donde la densidad final oscila entre 15 y 30%. (Pamo, Advire, & Barettino, 2002)
1.3.5.2 Tratamiento de agua ácida en una planta convencional
El proceso de neutralización consta de cinco etapas: homogeneización, neutralización, sedimentación, aireación y disposición de lodos (Espinoza Rodriguez, Hidalgo Millán, & Delgado Delgado, 2016).Es un sistema de flujo por gravedad , como se ve en la Figura 1.Variaciones que son constantes y menores, minimizando la mano de obra y el sistema de control .Para cumplir con esto, el DAM se recolecta en enormes piletas de homogeneización que deben tener una acumulación de 2 o 3 días antes de que el drenaje ácido fluya a la planta por gravedad, actuando la cal como neutralizador a lo largo del circuito. Aumentando el pH de 9 a 12.
Figura 1 Esquema de una Planta de Tratamiento Convencional para Aguas Ácidas.
Fuente: (Espinoza Rodriguez, Hidalgo Millán, & Delgado Delgado, 2016)
1.3.5.3 Tratamiento de agua ácida en una planta HDS
La técnica HDS (high density sludge ) , que se ve en la Figura 2, es sencilla. Este procedimiento permite la recirculación mediante el bombeo de una fracción del lodo final hasta donde se inicia el tratamiento. Las partículas de lodo presentan centros que ayudan en la precipitación de nuevos hidróxidos e incluyen un 20 % de sólidos por peso. Debido a que la densidad del lodo de hidróxido generado es directamente proporcional al volumen de basura, la sedimentación brinda varias oportunidades para mejorar la eficiencia del proceso. Cuando una planta estándar realiza la sedimentación, produce lodos con no más del 5 % de sólidos. (Perú Patente nº 2014/041014 A2, 2014).
Figura 2 Esquema de una Planta de Tratamiento HDS
Fuente: (Espinoza Rodriguez, Hidalgo Millán, & Delgado Delgado, 2016)
1.3.5.4 Tratamiento de agua ácida en un sistema secuencial
Cuando los flujos de los ríos ingresan a las minas abandonadas, los efluentes ácidos precipitan los hidróxidos fuera de los canales naturales. Esta técnica requiere el desarrollo de grandes cantidades de agua, así como estanques de sedimentación.
1.3.5.5 Tratamiento de agua ácida por osmosis inversa
En comparación con otros procedimientos de tratamiento, este tratamiento AMD implica el uso de ósmosis inversa (RO), lo que hace que la RO sea particularmente eficiente para eliminar los sólidos diluidos en el AMD. En comparación con otros procedimientos, el costo del tratamiento y la implementación es considerable. (Espinoza Rodriguez, Hidalgo Millán, & Delgado Delgado, 2016).
1.3.6 Nanoburbujas
Debido a que su tamaño se evalúa a escala nanométrica, las nanoburbujas son prácticamente indetectables para el ojo humano en comparación con las burbujas normales. Por ello, es necesario tener en consideración las características y propiedades de las micro- nanoburbujas
En el caso de una burbuja esférica con un diámetro d, el área específica viene determinada por la relación entre la superficie A y el volumen V con la siguiente formulación:
𝑎𝑉
𝑉
Entonces, la reducción en el diámetro de la burbuja nos muestra un área específica mayor.
(Yumi, 2010, p. 2).
La presión interna de la burbuja se puede calcular mediante la Ley de Laplace (Atkins y de Paula, 2006):
𝑃𝑔
𝑟
En la que Pg y Pl son el gas y la presión del líquido (Pa), respectivamente; σ es la tensión superficial (N.m-1) y r es el radio de la burbuja (m).
La ecuación de Young-Laplace (Ecuación 1.2) es aceptada para describir la presión interna de burbujas macroscópicas y microscópicas. La pregunta es si hay un límite de radio para la validación de esta ecuación.
Tsuge (2014), hace mención de que la velocidad lenta de ascenso de las micronano burbujas (MNBs) obedece principalmente a las propiedades físicas de los líquidos.
2
U
Dónde:
U: Velocidad lenta de ascenso, p: Densidad del líquido, g: Aceleración de la gravedad, d:
Diámetro de la burbuja, μ: viscosidad del líquido.
Además, menciona que una microburbuja de 10 μm de diámetro, se eleva solo 20 cm en 1 hora.
Además, Tsuge (2014) indica que, “La vida de las nanoburbujas depende de la condición del agua, muchos investigadores están tratando de aclarar el mecanismo de estabilidad nanoburbujas, pero existe mucha dificultad en la medición de las propiedades de estas partículas minúsculas.” (p. 120).
Para Yumi (2010, p. 15), la generación de micro-nanoburbujas se puede realizar utilizando diferentes gases dependiendo del contaminante que se quiera tratar, por ejemplo:
- Oxígeno (𝑂2)
- Dióxido de carbono (𝐶𝑂2) - Ozono (𝑂3)
- Nitrógeno (𝑁2) - Aire
El término "micronanoburbujas" combina los términos "microburbuja" y "nanoburbuja".
La burbuja diminuta con un diámetro de 10 µm a 100 µm se denomina microburbuja (un nanómetro es una unidad de medida equivalente a la milmillonésima parte de un metro). La burbuja diminuta con un diámetro inferior a 0,2 µm se denomina nanoburbuja. Esta tecnología de micro/nanoburbujas es muy prometedora en muchas aplicaciones diferentes.
Figura 3 Mayor área de contacto de las nanoburbujas
Fuente: Nano1Systems.
Figura 4 Mayor retención en el agua, menor velocidad de flotación.
Fuente: Nano1Systems.
Figura 5 Eficiencia de flotación
Fuente: Nano1Systems.
Según la compañía colombiana WIN2SOL HOLDINGS S.A.S, considera que una micro burbuja es aquella burbuja fina con un diámetro de 1 a 100 micras (1µm a 100 µm). en la Figura 2.8 se muestra el tamaño de la nanoburbuja que es una burbuja fina con diámetro menor a 1 µm.
Figura 6 Tamaño de nanoburbujas
Fuente: Compañía colombiana WIN2SOL HOLDINGS S.A.S; Comparación de tamaño de una Nanoburbuja
El área de contacto entre el agua y las nanoburbujas, que tienen un diámetro de un micrómetro, es 10.000 veces mayor que la de una burbuja normal cuando se llena un milímetro cúbico de agua con ellas (1 mm de diámetro). De este modo, la velocidad de transferencia del gas suministrado -incluido el aire, el oxígeno, el ozono y el dióxido de carbono- aumenta
