INTRODUCCIÓN

Se sabe que la mayoríade los colorantes y pigmentos presentes en las tintas artificiales son denaturaleza poliaromática, por sus propiedades deabsorción de luz, claves para funcionar como pigmento (Peters,1995). No obstante, esta característica también convierte a las tintas y a losresiduos acuosos de su utilización en factores altamente contaminantes para elmedio ambiente, pues tienen conocido efecto carcinogénico, mutagénicoy teratogénico para los seres vivos (Daneshvar, Ashassi- Sorkhabi y Tizpar, 2003).

Por esta razón, se handesarrollado diferentes métodos de descontaminación de estos compuestos quepueden clasificarse dentro de varios grupos, por ejemplo: 1) los métodos deoxidación avanzada, entre estos también aquellos asistidos por fotocatálisis(Rojas y Giraldo, 2009a, 2009b; Rojas et al., 2008), que tienen como objetivola descontaminación directa de los compuestos en solución; 2) métodos deseparación de los colorantes contaminantes del agua como: ultra y nanofiltración (Petrinić,Andersen, Šostar-Turk y Marechal,2007) y métodos de absorción; 3) métodos de coagulación, tanto coagulaciónquímica como electrocoagulación; y también 4) métodos de electroflotacióny flotación por aire disuelto (DAF).

El principio de laelectrocoagulación es que los iones metálicos (tradicionalmente hierro oaluminio), al disolverse del ánodo de sacrificio, inmediatamente formanhidróxidos poliméricos; estos son los agentes coagulantes. Así, el mecanismo dedesestabilización de contaminantes, suspensión de partículas y rotura deemulsiones en el proceso de electrocoagulación, se pueden resumir como sigue (Comninellis y Chen, 2010):

1. 1. Compresión de la doble capa difusa alrededorde las especies cargadas por las interacciones de los iones generados por laoxidación del ánodo de sacrificio.
2. 2. Neutralización de la carga de especiesiónicas presentes en el agua residual por iones contrarios producidos por laoxidación del ánodo de sacrificio. Esta neutralización favorece la coagulación debidoa que disminuye la repulsión electrostática de las partículas.
3. 3. Formación de flóculos,esto es que los flóculos originados por coagulacióngeneran una capa de sedimento fangoso que atrapa o liga partículas coloidalesaún disueltas en el medio acuoso.

Adicionalmente, alhidrolizarse el agua, hay generación de burbujas de O₂ y H₂, que atraen los flóculos y los hacen flotar a la superficie; ese es elprincipio de la electroflotación. Comparada contécnicas como la flotación por aire disuelto (DAF), que trabaja mediante elmismo principio de llevar flóculos a la superficiecon burbujas de gas, se cree que la electroflotaciónes más eficiente (Szpyrkowicz et al., 2000), porcuanto pueden producirse burbujas de menor tamaño en esta que en aquella, conuna mayor área superficial por unidad de volumen, que pueden interactuar conmayor cantidad de flóculos.

Así mismo, se haseñalado la presencia conjunta de las siguientes reacciones en una celdaelectroquímica (Mohllah et al., 2004):

• Reducción catódica de impurezas en el agua.

• Descarga y coagulación de partículascoloidales.

• Migración electroforética de los iones.

• Electroflotaciónde las partículas coloidales por las burbujas de O₂ y H₂ producidas en los electrodos.

• Reducción de iones metálicos en el cátodo.

• Otros procesos químicos y electroquímicos.

Por otro lado, se hapropuesto además que la acción descontaminadora de laelectrocoagulación, va más allá de una sola separación. En vez de eso, se hapropuesto que el mecanismo primario de descomposición de los tintes es unaoxidación homogénea con el “cloruro activo” generado por la electrólisis, enlugar de una descarga de contaminantes en el ánodo (Szpyrkowicz et al., 2000)

Algunas de las ventajasde la electrocoagulación con respecto a la coagulación química son Comninellis y Chen, 2010):

1. 1. En la coagulaciónquímica, la hidrólisis de las sales metálicas usadas como coagulantes lleva aun descenso importante del pH, así que es necesario regular el pH del efluentedel proceso, ya que los flóculos son altamentesensibles a las condiciones de medio ácidas; sin embargo, gracias a lahidrólisis en el proceso de electrocoagulación, se lleva a cabo unaneutralización casi simultánea del pH de la solución reactante. Esto la hace efectivaen un rango mucho mayor de pH que la coagulación química.
2. 2. Los flóculos generados por electrocoagulación tienden a ser másgrandes, con menor contenido de agua y más resistentes a ácidos que aquellosgenerados por coagulación química, y su remoción se ve facilitada por elproceso de electroflotación.
3. 3. El lodo (sedimento)formado en electrocoagulación es fácilmente descartable, pues está compuesto mayormentede óxidos e hidróxidos metálicos. Sobre todo, la electrocoagulación es unatécnica poco productora de lodo.
4. 4. No se requieren condicionesaltas de temperatura o turbidez para que el método sea efectivo.

Por supuesto, la electrocoagulacióntiene también desventajas que dificultan su aplicación industrial en ciertaspartes del mundo, por ejemplo (Comninellis y Chen, 2010): a) los ánodos de sacrificio que se disuelvenen el agua de tratamiento como resultado de la oxidación deben ser reemplazadosperiódicamente; b) la pasivación de los electrodoscon el tiempo; c) se requiere una alta conductividad en el agua residual parael tratamiento con electrocoagulación; d) el costo de la energía eléctrica. Sinembargo, no hay duda de que este fenómeno conjunto de electrocoagulación/ electroflotación es un método de descontaminación altamenteefectivo para diversos tipos de contaminantes disueltos, no solo colorantes, sinouna amplia gama de compuestos orgánicos. Estructuras muy variadas (Pepió y Gutiérrez-Bouzán, 2011) como tartrazina (Modirshahla, Behnajady y Kooshaiian, 2007), cristal-violeta (Bayram y Ayranci, 2010) y benzoquinona1 (Rojas et al., 2008), que forman parte de colorantes, hasta vinazas pueden ser tratadas mediante electrocoagulación/ electroflotación para lograr disminución de color (Dávila, Machuca & Marrianga, 2008, 2010). Se ha demostrado, además, que la eficiencia del método no depende de la molécula tratada como de la concentración inicial de esta (Cañizares et al., 2006).

A su vez, se han hechonumerosos estudios del método para establecer las variables que rigen el tratamientode colorantes específicos. Estas variables son (Daneshvar,Ashassi-Sorkhabi y Tizpar, 2003;Cañizares et al., 2006; Comninellis y Chen, 2010; Can y Bayramoglu,2010; Pepió y Gutiérrez- Bouzán,2011):

• Concentración inicialde colorante.

• Conductividad delmedio.

• Densidad decorriente.

• Tiempo detratamiento.

• Agitación.

• Material de loselectrodos.

• pHinicial.

• Temperatura inicial.

• Distancia entre loselectrodos.

• Arreglo de múltipleselectrodos.

• Periodo de inversiónde la corriente de la celda electroquímica.

Dependiendo delcompuesto específico que se trate, la eficiencia del tratamiento depende enmayor o menor grado del pH o la temperatura. En cuanto al material de loselectrodos, existen reportes de un desempeño sobresaliente de la aleaciónTi/Pt-Ir (Szpyrkowicz et al., 2000), esto porque losmateriales tradicionales, en especial el aluminio, alcanzan estado de pasivación, y otros materiales, como el grafito, no tienenuna acción coagulante tan fuerte (Comninellis y Chen, 2010). También, se ha encontrado que el proceso esmás eficiente a concentraciones iniciales bajas de colorante (Comninellis y Chen, 2010).

Por otra parte, lasdiferentes mediciones de descontaminación con las que se evalúa la eficienciadel método proporcionan información acerca de distintos factores decontaminación de los colorantes y las tintas. Por ejemplo, el color del aguacontamina por cuanto interfiere en los procesos fotosintéticos de losorganismos autótrofos en ecosistemas acuáticos, mientras que el contenidoorgánico compite por el oxígeno disuelto, ya que es susceptible de oxidarse,por esto es causante de condiciones sépticas (anaerobias) en fuentes de agua.Así, en literatura se reportan tres clases de mediciones: a) porcentaje dedecoloración (o disminución de color), usando espectroscopíaen UV visible generalmente; b) demanda biológica y demanda química de oxígeno(DBO y DQO) y contenido orgánico total (COT), y (3) cromatografía líquida dealta eficacia (HPLC, en inglés). Las medidas de demanda de oxígeno fueron lasde verdadero interés en este proyecto; pues son una medida del potencialcontaminante de estos compuestos para los ecosistemas acuáticos. Pero ya que noera fácil determinar la biodegradabilidad del residuode agua, se descartó la medida de DBO. Por eso, se realizaron medidas de DQOpara los puntos del diseño experimental 2² que se planteó con las variables queresultaron más representativas según la literatura y las pruebas preliminares.Estas variables son: la cantidad de electrolito en la solución (medido en g de NaCl), que es una condición que influye directamente en laconductividad del medio, y el tiempo de tratamiento (medido en minutos).

EXPERIMENTACIÓN

Materiales y métodos

Elagua de residuo de tintas fue proporcionada por la empresa El Periódico, lacual es el residuo producto de la limpieza de las máquinas de impresión: unamezcla de concentración desconocida de diversas tintas de impresión tambiéndesconocidas. El volumen de muestra fue 100 ml por cada ensayo.

Como reactor, seutilizaron beakers de 200 ml. Debido al volumendisponible dentro del reactor, no se recurrió a dispositivos de agitación quesí están presentes en escalas mayores de un proceso de electrocoagulación/electroflotación.

El electrolitoseleccionado fue NaCl, en la forma de sal de mesacomercial de marca Refisal. La cantidad de sal (g)fue medida en una balanza modelo AJ-2200E de Shinko Denshi CO. Ltda., de precisión 0,01 g, y esta variaba segúnlos niveles del diseño experimental (2,50 g y 5,00 g) y el puno central (3,75g).

Se utilizaronelectrodos de aluminio, láminas rectangulares de 16 cm de alto, 4 cm de ancho y2 mm de grosor, con un área sumergida total de 32 cm² tanto para el cátodo comopara el ánodo. Se usó un solo par de electrodos para cada corrida, conservandouna distancia de 0,7 cm entre ellos. Debido a que el paso de corriente erabajo, la pasivación de los electrodos (Comninellis y Chen, 2010) no erauna limitación durante el tiempo de cada ensayo.

Figura 1.
Esquema del montajeexperimental
elaboración propia

Antes de cada corrida,las láminas de aluminio eran pesadas y, a continuación, se sometían a unsecado, con el fin de registrar su cambio de masa como efecto de la reacciónelectrolítica. Este secado se llevó a cabo en horno, a 50 ºCy durante 15 minutos.

Luego, los electrodosse conectaban a una fuente de voltaje KepcoMPS-420-M, proporcionada por el Departamento de Ingeniería Eléctrica yElectrónica, de la Universidad de los Andes; el voltaje del circuito se fijó en₊5V con una corriente de 5 A.

El tiempo durante elcual el paso de corriente estaría activo variaba según los niveles escogidospara el diseño experimental (30 min y 15 min) y el punto central (22,5 min).Este tiempo era medido con un cronómetro, y las acciones sobre el montaje(encendido y apagado de la fuente) eran todas manuales.

Una vez el tiempo detratamiento se cumpliera para cada corrida, la fuente se apagaba y loselectrodos se retiraban, se limpiaban y eran pesados una vez más. También seregistró la temperatura inicial de la mezcla reactante y la final con una termocupla.

La mezcla tratada se decantaba y se almacenaba refrigerada a 4 ºC por al menos 48 h. Luego, era filtrada por gravedad con papel filtro Wahtman Cat N.º 1001 125.

El filtrado era almacenado hasta que todas las muestras estuvieran listas para el análisis de demanda química de oxígeno.

Estos análisis se hicieron en las instalaciones del Laboratorio Ambiental del Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental, de la Universidad de los Andes, para los cuales se tuvo en cuenta el método SM 5220 D acreditado.

El análisis estadístico del diseño experimental se desarrolló por medio del software Minitab 16©.

El diseño experimental planteado fue un 2² con 1 punto central (tabla 1) con dos réplicas por punto:

Tabla 1.
Combinación devariables y niveles para el diseño factorial 2² con punto central
elaboración propia

RESULTADOS

Los resultados de DQOpara las muestras tratadas se observan en la tabla 2. Las primeras réplicas delos puntos experimentales (columna “Réplica 1” para DQO (mg/L)) tienen lecturasde DQO mayores a las segundas réplicas (columna “Réplica 2”). Estadísticamente,este fenómeno introduce una variabilidad tan grande que los efectos de losfactores (cantidad de NaCl en solución y tiempo detratamiento) son hallados insignificantes según el análisis de Anova (tabla 3 y figura 2). Todos los p-values,sin excepción, son mayores que el alfa de 0,05. Además, en la figura 3, en lasgráficas de los residuos, se observa un comportamiento claramente alejado de lanormalidad. Esto invalida el análisis de Anova encuanto a constructor de un modelo predictivo de la variable respuesta(Gutiérrez y De la Vara, 2004).

Tabla 2.
Resultados de DQO paracada una de las muestras analizadas
elaboración propia

Tabla 3.
Anova para resultados de DQOsegún diseño factorial 2² con punto central
elaboración propia

Figura 2.
Pareto de efectos paraDQO
elaboración propia.

Figura 3.
Gráficas de residuospara DQO
elaboración propia.

La explicación de estefenómeno puede estar en el funcionamiento del método mismo de DQO. La demandaquímica de oxígeno no es una medida directa del contenido de materia orgánicade una muestra. Es una medida del oxígeno necesario para oxidar ese contenidoorgánico. Se sabe que hay materia orgánica que resiste ese tipo de oxidación yes posible que iones metálicos oxidables como el aluminio, proveniente de losánodos de sacrificio, pudieran afectarla de estar presentes.

Por otro lado, existe unrequerimiento de preservación de una muestra para DQO que se obvió debido a quese descartó su necesidad. Una muestra que vaya a analizarse con DQO debe ser lomás fresca posible y debe estar refrigerada a 4 ºC ypreservada con ácido sulfúrico para evitar cualquier alteración la muestra,esto porque el DQO es un análisis practicado sobre todo a aguas residuales susceptiblesa actividad microbiana. Al no tener en cuenta un análisis de DBO, consideradoen un momento debido a su menor costo, ya que la muestra debía ser biodegradabley era una condición que se desconocía, se descartó también cualquierposibilidad de actividad microbiana en las muestras tratadas, y por ende lanecesidad de una preservación con ácido sulfúrico. Y ya que las muestras nofueron tratadas simultáneamente, y se debía esperar a que todas estuvierandispuestas para el análisis de DQO, las muestras que completaron el proceso primero(ser sometidas a electrocoagulación, ser decantadas y ser filtradas), lasprimeras réplicas, permanecieron más tiempo refrigeradas sin preservación quelas últimas, las segundas réplicas.

La manera exacta en laque esto afectó las lecturas de DQO, o cómo preservar con ácido sulfúrico hubieraprevenido esto, no es conocida, sin embargo los resultados parecen apoyar esatendencia no aleatoria.

Ninguna literaturadisponible reporta algo así; por el contrario, se reportan modelos lineales dela descontaminación por electrocoagulación basados en la conductividad del medioy el tiempo de tratamiento (Pepió y Gutiérrez-Bouzán, 2011) estadísticamente aceptables, y tambiéndescensos de hasta 85 % en DQO como efecto del tratamiento con electrocoagulación(Comninellis y Chen, 2010).

Ya que el análisis deDQO es una medida global de materia oxidable en una muestra, no es posiblesaber con exactitud el efecto de una contaminación como la que se produjo o lacausa de unos resultados tan atípicos.

Sin embargo, el hechode que una muestra tratada con electrocoagulación, decantada y filtrada, registreuna mayor DQO que una muestra que simplemente se mantuvo refrigerada durante elmismo tiempo, es interesante. Plantea la posibilidad de que el tratamiento deelectrocoagulación es de algún modo reversible, es decir, los flóculos de hidróxido polimérico de aluminio son susceptiblesde desestabilizarse y aunque en un principio atrapan materia orgánica, pueden,bajo ciertas condiciones, deshacerse y liberar parte de la materia orgánica yademás moléculas metálicas de aluminio. El proceso de filtrado al que se sometieronlas muestras solo se hizo para separar los flóculos ylos sedimentos lodosos que se producen (figura 4, izq.), no para impedir el pasode aluminio disuelto. Así que la presencia de aluminio en los filtrados no seprevino.

Figura 4.
Estado de muestrasdespués del tratamiento, a 25 min (izq.) y 1 min (centro), comparadas con elagua de tintas original (der.)
elaboración propia

Cabe anotar que laslecturas más altas de DQO en la tabla 2 corresponden a los puntosexperimentales con los niveles más altos de las variables, puntos en los cualesse esperaba una lectura considerablemente más baja de DQO, ya que el proceso esmás eficiente con alta conductividad de medio y mayor tiempo de tratamientosegún la literatura. Y estas condiciones –alta conductividad y mayor tiempo de tratamiento– originan una mayor disolución del ánodo de sacrificio (tabla 4) y, por tanto, mayor cantidad de aluminio disuelto.

Tabla 4.
Disminución de la masadel ánodo de sacrificio de aluminio durante el tratamiento
elaboración propia.

Por lo general, laeficiencia del método de electrocoagulación/ electroflotación,aún medida en disminución de DQO, es directamente proporcional a la disolucióndel ánodo de sacrificio, pues esa es su fuente de agente coagulante. Por eso,al ver el resultado del análisis de Anova para ladisminución de masa del ánodo (tabla 5), se observa el comportamiento que sehubiera esperado para las lecturas de DQO de las muestras.

Tabla 5.
Anova para resultados dedisminución de masa del ánodo de sacrificio según diseño factorial 22 con puntocentral
elaboración propia.

Es evidente el efectosignificativo de ambos factores (figura 5), que coincide con lo reportado en literatura(Comninellis y Chen, 2010, Pepió y Gutiérrez- Bouzán, 2011).

Figura 5.
Pareto de efectos paradisminución de masa del ánodo de sacrificio
elaboración propia.

Los residuales nopresentan un comportamiento normal para esta variable respuesta (figura 6), peroesta variabilidad podría haberse corregido con un número mayor de réplicas.

Figura 6.
Gráfica de residuospara disminución de masa del ánodo de sacrificio
elaboración propia.

CONCLUSIONES

Los resultados de DQOno fueron los esperados debido a los porcentajes de remoción obtenidos en losniveles probados. Este hecho evidencia la posibilidad de que el proceso dedescontaminación por electrocoagulación pueda ser reversible con el tipo de ánodosque se acondicionaron para este fin, ya que en los puntos experimentales dondese esperaba una lectura más baja de DQO se obtuvieron valores más altos.

Esto puede indicar queal desestabilizarse los flóculos; el aluminioproveniente del ánodo de sacrificio que se utilizó como agente coagulante en elagua tratada está siendo liberado; y al ser tan oxidable este metal, puede serla causa de la contaminación de las lecturas de demanda química de oxígeno.

Un factor adicional que puede ser causante de la liberación del ion aluminio es la disminución del pH que no fue evaluado durante la etapa experimental.

Es recomendable, para estudios futuros, corroborar este hecho y acompañar el seguimiento del proceso de electrocoagulación con registros de pH, para establecer si puede llegar a incidir en la eficiencia de esta técnica y, de ser necesario, utilizar soluciones buffer que permitan mantener estable el pH.

El comportamiento esperado y la incidencia de los factores escogidos para el diseño pueden verse en la medida de la disminución de masa del ánodo de sacrificio.

Referencias

Bayram, E. & Ayranci, E. (2010). Electrochemically Enhanced Removal of Polycyclic Aromatic Basic Dyes from Dilute Aqueous Solutions by Activated Carbon Cloth Electrodes. Environmental Science & Technology Environ. Sci. Technol., 44 (16), 6331-6336.

Can, O. & Bayramoglu, M. (2010). The Effect of Process Conditions on the Treatment of Benzoquinone Solution by Electrocoagulation. Journal of Hazardous Materials, 173 (1-3), 731-736.

Cañizares, P.; Gadri, A.; Lobato, J.; Nasr, B.; Paz, R.; Rodrigo, M. & Saez, C. (2006). Electrochemical Oxidation of Azoic Dyes with Conductive-Diamond Anodes. Industrial & Engineering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 45 (10), 3468-3473.

Cañizares, P.; Martínez, F.; Lobato, J. & Rodrigo, M. A. (2006) Electrochemically Assited Coagulation of Wastes Polluted with Eriochrome Black T. Industrial & Engneering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 45 (10), 3474-3480.

Cerqueria, A., Russo, C., & Marques, M. R. C. (2008). Electroflocculation for Textile Wastewater Treatment. Brazilian Journal of Chemical Engineering, 26 (4), 659-668.

Chen, X., Chen, G., & Yue, P. L.(2002). Novel Electrode System for Electroflotation of Wastewater. Environmental Science and Technology,36 (4), 778-783.

Comninellis, C. & Chen, G. (2010). Electrochemistry for the environment.Nueva York: Springer.

Daneshvar, N.; Ashassi-Sorkhabi, H. & Tizpar, A. (2003). Decolorization of Orange II by Electrocoagulation Method. Separation and Purification Technology, 31 (2), 153-162.

Dávila, J. A., Machuca, F. & Marrianga, N. (2008). Reducción de demanda química de oxígeno, carbono orgánico total y sólidos totales en vinazas mediante electro- flotación/oxidación. Revista de Ingeniería e Investigación, 29 (1), 35-38.

Dávila, J.; Machuca, F.& Marrianga, N. (2010). Peroxidacióny electroflotación de vinazas de destilaría. Rev.Ing., 32., 38-44.

Dirección de Agua Potable y Saneamiento Básico,Ministerio de Desarrollo Económico,República de Colombia (2000). Reglamento técnico del sector de agua potabley saneamiento básico, Sección II: Tratamiento de aguas residuales.

Gutiérrez, H. & De la Vara, R (2004). Análisis y diseño de experimentos. México: McGraw-Hill/Interamericana Editores, S.A.

Hernlem, B. J., & Tsai, L. S. (2000). Chlorine Generation and Disinfection by Electrocoagulation. Journal of Food Science, 65 (5), 834-837.

Modirshahla, N.; Behnajady, M. & Kooshaiian, S. (2007). Investigation of the Effect of Different Electrode Connections on the Removal Efficiency ofTartrazine from Aqueous Solutions by Electrocoagulation. Dyes and Pigments, 74 (2), 249-257.

Mollah, M.; Morkovsky, P.; Gomes, J.; Kesmez, M.; Parga, J. & Cocke, D. (2004). Fundamentals, Present and Future Perspectives of Electrocoagulation. Journal of Hazardous Materials, 114 (1-3), 199-210

Mu, Y., Rabaey, K., Rozendal, R., Yuan, Z., & Keller, J. (2009). Decolorization of Azo Dyes in Bioelectrochemical Systems. Environmental Science & Technology Environ. Sci. Technol., 43 (13), 5137-5143. Norma Técnica Colombiana NTC 5167 de 2004.

Pepió, M, & Gutiérrez-Bouzán, M. (2011). Empirical Models for the Decoloration of Dyes in an Electrochemical Batch Cell. Industrial & Engineering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 50(15), 8965-8972.

Peters, A., & Freeman, H. S. (1995). Modern colorants: Synthesis and structure. Glasglow, Great Britain: Blackie Academic and Proffessional.

Petrinić, I.; Andersen, N.; Šostar-Turk, S.The Removal of Reactive Dye Printing Compounds Using Nanofiltration. Dyes and Pigments, 74 (3), 512-518.

Rojas, J. & Giraldo, L. (2009a). Empleo del reactivo de Fenton para la degradación del colorante Tartrazina. Revista Lasallista de Investigación, 6 (1), 27-34.

Rojas, J. & Giraldo, L. (2009b). Mineralizacion del colorante tartrazina mediante un proceso de oxidación avanzada. Revista Lasallista de Investigación, 6 (2), 46-53

Rojas, J.A.; Giraldo, L.G.; Ruiz, A.A.; López, C.A. & Rivera, C. M. (2008). Degradación del colorante tartrazina mediante fotocatálisis heterogénea empleando lámpara de luz ultravioleta. Producción Más Limpia 3(2), 37-47.

Szpyrkowicz, L.; Cherbanski, R. & Kelsall, G. (2005). Hydrodynamic Effects on the Performance of an Electrochemical Reactor for Destruction of Disperse Dyes. Industrial & Engineering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 44 (7) 2058-2068.

Szpyrkowicz, L.; Juzzolino, C.; Kaul, S.; Daniele, S. & Faveri, M. (2000). Electrochemical Oxidation of Dyeing Baths Bearing Disperse Dyes. Industrial & Engineering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 39 (9), 3241-3248.

Szpyrkowicz, L. (2005). Hydrodynamic Effects on the Performance of Electro-coagulation/Electro-flotation for the Removal of Dyes from Textile Wastewater. Industrial & Engineering Chemistry Research Ind. Eng. Chem. Res., 44 (20), 7844-7853.

Notas de autor