Campo electromagnetico - Grupo de aluminio puro

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 8693 (2023) Citar este artículo

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Se propone el tratamiento de efluentes reales de ingenios azucareros de remolacha mediante un proceso de electrocoagulación modificado. Se ha utilizado un diseño innovador de una celda electroquímica de campo electromagnético mejorada que consta de un ánodo de rollo de pantalla tubular y dos cátodos (un cátodo interno y externo). Se han investigado diferentes parámetros, como la densidad de corriente, la concentración de efluentes, la concentración de NaCl, las rpm, el número de capas de pantalla por ánodo y el efecto de la adición y la dirección de un campo electromagnético. Los resultados mostraron que, en las condiciones óptimas, densidad de corriente de 3.13 A/m2, dos pantallas por ánodo, concentración de NaCl de 12 g/l y velocidad de rotación de 120 rpm, el porcentaje de remoción de color fue de 85.5% y la energía eléctrica el consumo fue de 3.595 kWh/m3. Sin embargo, la presencia de un campo electromagnético mejoró claramente el consumo de energía y el porcentaje de eliminación de color. Numéricamente, la aplicación del campo magnético dio como resultado una eficiencia de eliminación de color del 97,7 % con un consumo de energía de 2,569 KWh/m3, lo que se considera un logro distintivo en el proceso de tratamiento de aguas residuales industriales. La fuerte mejora en la eliminación del color con un bajo consumo de energía redujo significativamente el costo del tratamiento requerido; el costo estimado del tratamiento fue de 0.00017 $/h.m2. Este diseño ha demostrado ser prometedor para el tratamiento continuo de efluentes industriales de azúcar de remolacha y ser un competidor de las técnicas actualmente disponibles.

La industria azucarera es uno de los procesos más intensivos en agua que produce una gran cantidad de aguas residuales muy contaminadas. En la industria azucarera de remolacha moderna, se consume alrededor de 1,53 de agua y se descargan alrededor de 0,5 m3 por tonelada métrica de azúcar de remolacha al operar en un circuito casi cerrado1. El agua residual vertida se caracteriza por una alta carga orgánica y un color intenso. El nivel típico de DBO5 en las aguas residuales de remolacha está en el rango de 4000 a 7000 mg/L, mientras que la DQO puede alcanzar de 8000 a 10 000 mg/l2,3. Además de materia orgánica y color, las aguas residuales de la industria de la remolacha contienen plagas de cultivos, pesticidas y patógenos. El color del efluente varía entre amarillo pálido y marrón4,5. Los materiales colorantes son compuestos solubles y representan uno de los contaminantes ambientales más peligrosos en la industria azucarera. Los compuestos coloreados son polímeros con diferentes pesos moleculares, estructuras y propiedades. Estos compuestos se forman en el proceso debido a la degradación del azúcar. Coca et al6 reportaron que el color de estas aguas residuales es producido principalmente por dos grupos: melanoidinas y caramelos. La composición de los melanoides depende de las condiciones de reacción; principalmente temperatura, tiempo de calentamiento, pH y naturaleza de los reactivos6,7. Pant, D. y A. Adholeya7 sugirieron la siguiente fórmula empírica de melanoidina: C17–18 H26–29 O10 N. Además, según Davis8, los caramelos se forman por degradación térmica controlada del azúcar de remolacha (sacarosa). Se forman debido al calentamiento del jarabe de azúcar de remolacha a alta temperatura y pH de 3 a 9. Mediante la caramelización de la sacarosa, tres grupos principales de productos son responsables del color marrón; un producto de deshidratación, caramelans (C12H18O9), y dos polímeros (caramelen (C36H50O25) y caramelins (C125H188O80)).

En general, los procesos avanzados de tratamiento de aguas residuales industriales pueden contener adsorción, fotodegradación, oxidación electroquímica, oxidación de Fenton, intercambio iónico y separación biológica y de membrana9. Las técnicas electroquímicas, como la oxidación electroquímica, la coagulación electroquímica y la flotación electroquímica, son ampliamente utilizadas para tratar efluentes orgánicos coloreados altamente contaminados10,11,12, incluidos los efluentes de ingenios azucareros13,14,15,16,17. A diferencia de los procesos de coagulación convencionales, la electrocoagulación (EC) tiene el mérito de generar coagulantes localmente. El aluminio y el hierro se utilizan exclusivamente como materiales anódicos en el proceso EC.

Específicamente, para las aguas residuales de la industria azucarera, la coagulación electroquímica llama más la atención debido a la alta eficiencia. Por ejemplo, aproximadamente el 60-70 % de los valores de reducción de DQO se reportan para las aguas residuales de la industria azucarera a partir de un contenido inicial de DQO de 6000 mg/l18. Sin embargo, el costo del tratamiento aún es alto, lo que limita las amplias aplicaciones2,19,20,21. En este sentido, se han propuesto varios ensayos para disminuir el costo y mantener la alta eficiencia de remoción. Por ejemplo, algunos investigadores se han centrado en el diseño de los constituyentes celulares19,22. Y otros enfocados en el modo de flujo de las aguas residuales23 y la integración de EC con otros procesos de tratamiento24,25. Sin embargo, se necesitan más esfuerzos para hacer de este proceso de tratamiento efectivo una metodología económicamente recomendada.

En comparación con el hierro, el ánodo de aluminio tiene desventajas que limitan su amplia aplicación a escala industrial. Por ejemplo, la formación de una capa pasiva requiere la adición de una cantidad relativamente alta de iones de cloro (p. ej., NaCl)26. El aumento de la conductividad (especialmente por la adición de NaCl) durante el tratamiento del agua potable está muy limitado de acuerdo con las normas estándar que definen la concentración máxima de cloruro en efluentes industriales en 252 mg/L27. Además, en comparación con el aluminio, el hierro tiene dos ventajas importantes. En primer lugar, no es tóxico, por lo que se puede utilizar para potabilizar agua, aunque la norma marroquí es de 200 ppb por razones organolépticas y estéticas al igual que el aluminio. La segunda es que el hierro cuesta menos por kilogramo que el aluminio (el Fe cuesta entre 0,5 y 0,8 $/kg, en comparación con los 1,5-3 $/kg del Al). Sin embargo, los principales inconvenientes de utilizar ánodos de Fe en la CE son el débil efecto amortiguador del Fe, en comparación con el Al, y la alta solubilidad de los iones Fe2+. Por lo general, la acidez de Lewis del aluminio contrarresta la generación de aniones OH− en el cátodo, provocando un efecto tampón y dando como resultado un pH final entre 7 y 828. Por otro lado, el efecto tampón informado para el hierro es más débil que para el aluminio; se suele conseguir un pH final de 9 o 10 con electrodos de Fe incluso cuando el pH inicial es ácido29,30. La alta solubilidad de Fe2+ afecta negativamente la formación de la desestabilización coloidal eficiente por Fe(OH)3, lo que provoca un bajo rendimiento de EC31. En la práctica, se están realizando diferentes ensayos para mejorar el rendimiento del proceso de tratamiento de Fe-EC para aprovechar adecuadamente este metal abundante y barato en el tratamiento de aguas residuales industriales.

A este respecto, se han introducido varias estrategias para mejorar el rendimiento del proceso Fe-EC, incluida la aireación del agua para aumentar la concentración de oxígeno disuelto y la oxidación de Fe2+, aumentar el pH a 7,5 o más para mejorar la tasa de oxidación de Fe2+, introducir una oxidante tal y aumentando el tiempo de residencia para lograr la oxidación completa del Fe2+29,32,33. Además, la geometría de la celda EC y el diseño del electrodo influyen considerablemente en el rendimiento del tratamiento34,35.

La magnetohidrodinámica (MHD) es el campo que incorpora el campo magnético y los sistemas de fluidos eléctricamente conducidos36. El punto principal de este campo es que los fluidos eléctricamente conductores también pueden ser inducidos por la aplicación de un campo magnético. Se generarán fuerzas adicionales en presencia de campos magnéticos como la fuerza de Lorentz, la fuerza paramagnética debida a la presencia de iones paramagnéticos y la fuerza de gradiente magnético. Estas fuerzas contribuirán a alterar los movimientos arbitrarios de iones dentro de la solución electrolítica. Aunque Coey y Hinds afirmaron que el campo electromagnético (CEM) por sí solo es mucho más pequeño que otras fuerzas que actúan en la reacción electroquímica (como la difusión y la migración), concluyeron que el efecto de la fuerza de Lorenz impuesta por el CEM no debe despreciarse en la caso de que se combine con otro movimiento convictivo en el electrolito37. La utilización de campos electromagnéticos en reacciones químicas se ha estudiado intensamente38,39,40. La investigación principal se dirigió hacia las reacciones de plasma y el flujo de fluidos a través de tuberías.

En este estudio, se investiga el efecto de los parámetros geométricos de las celdas y la adición de EMF para el tratamiento de efluentes de azúcar de remolacha reales mediante el proceso EC. Este trabajo se dirigió al uso de una nueva celda electroquímica que consta de un ánodo de matriz de pantalla tubular y dos cátodos (un cátodo interno y externo). Los parámetros que se estudiaron son la densidad de corriente, la concentración de electrolitos, la concentración de NaCl, la agitación de electrolitos, el número de pares de electrodos y la aplicación del campo electromagnético. La novedad de este trabajo radica en el diseño de la celda electroquímica y la utilización de EMF para reducir el tiempo de eliminación del color. Nuestros resultados mostraron una alta eficiencia de eliminación de color con un bajo consumo de energía y un costo requerido altamente aceptado.

La celda utilizada en el presente estudio consta de una matriz tubular de pantallas de acero estrechamente espaciadas como ánodo y dos cátodos. Estos dos cátodos son la varilla de acero interior y la hoja cilíndrica exterior que rodea el ánodo de pantalla. Los electrodos se colocaron en un recipiente de vidrio de 0,09 m de diámetro y 0,125 m de altura. Como ánodo se ha utilizado alambre tejido de acero bajo en carbono de 32 mallas. Tiene una altura de 0,04 m y un diámetro medio de 0,038 m. El cátodo exterior tiene una altura de 0,05 m. y un diámetro de 0,058 m, mientras que la varilla interior del cátodo tiene una altura de 0,05 my 0,019 m de diámetro. El espacio interior entre los electrodos se mantuvo en 0,01 m. Todos los electrodos están sumergidos en aguas residuales reales de la fábrica de azúcar Abu-Qurqas (ciudad de Abu Qurqas, gobernación de Minia, Egipto). Los cátodos y el ánodo se conectaron a la fuente de alimentación de 16 V CC (ADAK-PS 808) mediante un cable de cobre. Como se muestra en la Fig. 1, se utilizaron amperímetros y voltamperímetros para medir la corriente y el potencial de la celda. Se usó un agitador magnético para rotar la solución de aguas residuales para vencer la resistencia a la difusión de los iones en la vecindad del ánodo y los cátodos. En otra serie de experimentos, se insertó un solenoide electromagnético debajo de la celda electroquímica. El solenoide consta de un núcleo de hierro con un diámetro de 0,13 m, una altura de 0,001 m y una permeabilidad relativa de k = 100. Alrededor del núcleo, un alambre de cobre esmaltado calibre 18 AWG se enrolló con N = 800 vueltas, como se muestra en la figura. 1. El campo magnético se conectó a la fuente de alimentación de CC y la intensidad se calculó mediante:

donde μ es la permeabilidad (μ = μo × k), i es la corriente y n es la densidad de vueltas (n = N/L, N es el número de vueltas y L es la longitud del solenoide).

Configuración experimental para la celda electroquímica, electrodos, muestras y el campo electromagnético.

Antes de cargar las aguas residuales (0,25 L) a la celda, se ajustó la conductividad agregando una solución de NaCl a una concentración específica (de 6 a 30 g/L), NaCl suministrado por la empresa Al Safa, Egipto. Se extrajeron muestras (0,003 L) a diferentes intervalos de tiempo y se centrifugaron, luego se analizaron para medir la eliminación de color usando un espectrofotómetro UV (modelo Shimadzu, UV 1601) a una longitud de onda de 274 nm. Las variables estudiadas son concentración de efluentes, concentración de NaCl, densidad de corriente (CD), velocidad de agitación, número de pantallas de ánodo (1-3 pantallas) y efecto de EMF; magnitud y dirección. Las características típicas de las aguas residuales utilizadas se muestran en la Tabla 1.

El consumo de energía para el tratamiento de 1 m3 de efluente de azúcar se calculó a partir de las lecturas de voltaje y corriente, y el tiempo de tratamiento de acuerdo con la siguiente ecuación41.

donde E es el consumo de energía (kWh/m3), V es el voltaje de la celda de electrocoagulación (voltios), I es la intensidad de corriente (A), $\mathcal{V}$ es el volumen tratado en m3, y t es el tiempo de tratamiento (h). La energía consumida para eliminar los contaminantes orgánicos del efluente de azúcar utilizando EC junto con EMF se calculó utilizando la ecuación. (3).

La Figura 2 muestra la relación entre el porcentaje de remoción de color del agua residual utilizada con el tiempo a diferentes densidades de corriente (CD). Durante la electrólisis, la electrodisolución anódica conduce a la liberación de especies coagulantes. La eliminación de color depende directamente de la concentración de iones metálicos producidos por el ánodo. Aumentar el tiempo de reacción aumenta la concentración de iones metálicos enviados desde la superficie del ánodo. En consecuencia, se formará más hidróxido de hierro en el electrolito, lo que facilita la generación y acumulación de los flóculos. También se puede observar en la Fig. 2 que al aumentar el tiempo de tratamiento aumenta el porcentaje de eliminación de color hasta un 85,5 % con un CD de 3,13 A/m2. Además, al aumentar el CD de 0,374 a 3,13 A/m2, aumenta la eficiencia de eliminación de color del 70 al 85,5 %. Los iones Fe3+ producidos en el ánodo aumentan al aumentar la densidad de corriente según la ley de Faraday Eq. (4)42.

donde m es la masa de iones enviados (g), Q es la carga eléctrica total pasada (C), Mwt es la masa atómica del hierro, F es la constante de Faraday (96 485 C/mol) y Z es el número de valencia del hierro . Por lo tanto, se espera que una mayor densidad de corriente genere instantáneamente una cantidad significativa de iones de hierro que reaccionan con los iones de hidroxilo para formar sitios coagulantes locales para iniciar la formación de flóculos, que a su vez absorben más materiales colorantes y promueven la eficiencia de la eliminación del color43 .

Efecto del cambio de CD sobre el porcentaje de eliminación de color bajo las siguientes condiciones constantes: ([NaCl] = 12 g/L, n.° de pantalla de ánodo = 1, concentración de electrolito = 100 % del agua residual sin tratar, rpm = 0, y B = 0 tesla).

Durante el proceso de EC, la molécula de Fe(OH)2 generada atrae la materia orgánica por complejación superficial o atracción electrostática. De este modo, imponiendo las moléculas orgánicas a aglomerarse44. El mecanismo de tal proceso comienza en los sitios anódicos donde se generan iones de hierro al aplicar una corriente eléctrica externa. Luego, los cationes de hierro se difunden desde la superficie del ánodo a través de la doble capa eléctrica y la capa de difusión hacia la mayor parte del electrolito. Posteriormente, el hidróxido de hierro se combina con el contaminante orgánico por los mecanismos antes mencionados para formar un flóculo. Los flóculos tienden a formar grupos más densos. En el cátodo se genera hidrógeno gaseoso, las burbujas de hidrógeno se adhieren a los flóculos generados y los arrastran a la superficie.

También es probable que las moléculas de la sustancia colorante aniónica migren a la región del ánodo por electroforesis donde se neutralizan, se unen al hidróxido de hierro y se electrocoagulan en la vecindad del ánodo. En el otro lado de la celda, al aumentar la densidad de corriente, aumenta la generación de burbujas de gas hidrógeno con el consiguiente aumento del número de burbujas de gas que atraviesan el electrolito antes de ser despachadas a la atmósfera. Además, a medida que aumenta la CD, las burbujas de H2 adicionales que se desarrollan en el cátodo aumentan la cantidad de solución arrastrada por las burbujas de H2 ascendentes. La solución arrastrada agita el espacio entre electrodos y acelera la mezcla de iones de hierro con los contaminantes.

Se ha investigado la influencia de la dilución del afluente utilizado en el rendimiento de la EC mediante la preparación de diferentes concentraciones del agua residual recibida durante la mezcla con agua pura. Se han preparado diferentes concentraciones; C1 es el efluente sin diluir (concentración del 100 %), mientras que C2, C3 y C4 representan porcentajes de dilución del 80, 40 y 20 %, respectivamente. La Figura 3 muestra la relación entre el % de eliminación de color con el tiempo a diferentes concentraciones iniciales. Es evidente que, al diluir el efluente del ingenio azucarero del 100 al 20 % en las mismas condiciones, el porcentaje de decoloración aumentó del 53 al 80 %. Esto puede explicarse de la siguiente manera: (1) A una densidad de corriente constante, la cantidad de flóculos de Fe(OH)3 producidos es suficiente para adsorber todos los materiales colorantes en efluentes de baja concentración, lo que da como resultado un alto porcentaje de eliminación de color, mientras que a altos efluentes concentración, los materiales colorantes superan en número a los flóculos de hidróxido de hierro producidos. (2) A altas concentraciones de efluentes, las moléculas colorantes tienden a adherirse entre sí formando grandes agregados con baja velocidad de difusión. Esto retarda la velocidad de adsorción de los materiales colorantes en los flóculos de hidróxido de hierro y, en consecuencia, disminuye el porcentaje de eliminación del color. (3) Las altas concentraciones de efluentes en la solución a granel también pueden pasivar el ánodo al aumentar la cantidad de moléculas de color adsorbidas en la superficie del ánodo45.

Efecto de cambiar la concentración del efluente (por dilución) sobre el % de remoción de color bajo las siguientes condiciones constantes: ([NaCl] = 12 g/l, CD = 3,13 A/m2, n.° de malla anódica = 1, rpm = 0, y B = 0 tesla).

La figura 4 muestra el efecto de la concentración de electrolitos en el porcentaje de eliminación de color (6–30 g/l). Como se muestra, el porcentaje de eliminación de color aumenta con el aumento de la concentración de sal hasta que alcanza su máximo en aproximadamente un 12 % de NaCl, luego disminuye con un mayor aumento de NaCl. El esquema de mejora se puede explicar de la siguiente manera: al principio, el aumento en el porcentaje de color eliminado con el aumento de NaCl puede atribuirse a la capacidad de los iones de cloruro (ionización de NaCl) para destruir la película pasiva de óxido de hierro formada en el ánodo de hierro durante electrólisis. Por lo tanto, al mantener la formación de iones Fe2+ y Fe3+, aumenta la cantidad de iones formados en la solución y mejora la eficiencia de la eliminación del color46,47. En cambio, la disminución de la eliminación de color por encima de 12 g NaCl/l puede atribuirse al efecto competitivo de la migración de los iones de cloro a la superficie del ánodo con preferencia a la molécula coloreada cargada negativamente. También podría atribuirse a una disminución en la solubilidad del oxígeno disuelto causada por la salificación de las moléculas de NaCl, lo que reduce la cantidad de flóculos de Fe(OH)3 y, por lo tanto, la cantidad de sitios disponibles para adsorber cuerpos de color.

Efecto de la concentración del electrolito de soporte sobre el % de eliminación de color bajo las siguientes condiciones constantes: (CD = 2,36 A/m2, n.º de pantalla de ánodo = 1, concentración de electrolito = 100 % del agua residual sin tratar, rpm = 0, y B = 0 tesla).

La figura 5 muestra el efecto de la velocidad de agitación rotacional en la eliminación del color de las aguas residuales. El % de eliminación de color aumenta con el aumento de la velocidad de rotación hasta 120 rpm, y luego disminuye aumentando aún más las rpm. Esto se puede atribuir a la presencia de dos regímenes: el primer régimen de 0 a 120 rpm y el otro régimen a mayor velocidad. Una agitación suave mejora la eficacia de la mezcla entre los cuerpos de color y el Fe3+ hidrolizado con el consiguiente aumento del porcentaje de eliminación de color. Además, una agitación suave puede distribuir las burbujas de H2 uniformemente en la solución, con el consiguiente aumento de la capacidad de flotación de los flóculos. Por otro lado, la agitación vigorosa por encima de 120 rpm dispersa las moléculas de color coaguladas en la solución con la consiguiente disminución del porcentaje de unión del color al hidróxido de hierro. Este hallazgo está de acuerdo con el trabajo previo realizado por Khaled, B., et al. y Khalaf, A. et al. 48,49.

izquierda: Efecto de la velocidad de rotación (rpm) sobre el % de eliminación de color bajo las siguientes condiciones constantes: (CD = 3,13 A/m2, número de pantalla de ánodo = 1, concentración de electrolito = 100 % del agua residual sin tratar y B = 0 Tesla), derecha: Efecto de las rpm en el % de eliminación de color después de 4–30 min.

Las pantallas de ánodo adicionales pueden facilitar la formación de iones de hierro dentro del electrolito. La figura 6 muestra la tasa de eliminación de color utilizando diferentes números de ánodos de pantalla. Los resultados ilustraron que el porcentaje de eliminación de color es mayor cuando se usan ánodos de doble pantalla en comparación con los ánodos simples y triples. La mejora de la tasa de eliminación de color se atribuye al hecho de que el ánodo de pantalla porosa permite la libre circulación de la solución arrastrada por las burbujas de H2 ascendentes, con la consiguiente mejora en la eficiencia de mezcla entre los iones Fe3+ disueltos anódicamente y los contaminantes coloreados. El grado de realce tuvo diferentes rangos en función del tiempo de decoloración. Mediante la adición de una segunda pantalla, a pesar de una disminución en la densidad de corriente, existirá más apertura, que funcionará como promotora de turbulencia y, en consecuencia, se creará más turbulencia que superará la disminución en la densidad de corriente. Esto conduce a una hidrodinámica más eficiente dentro de la celda de reacción. Sin embargo, con la adición de la tercera pantalla, la turbulencia creada interferirá con la turbulencia existente (de la segunda pantalla) y amortiguará su efecto como promotor de turbulencia, además del efecto de disminución de la densidad de corriente, lo que conducirá a una disminución de la eficiencia del sistema.

izquierda: efecto del tiempo en el % de eliminación de color usando diferentes números de pantalla bajo las siguientes condiciones constantes: ([NaCl] = 12 g/L, CD = 3,13 A/m2, concentración de electrolitos = 100 % de las aguas residuales sin tratar, rpm = 0 , y B = 0 tesla). Derecha: efecto del número de pantallas por ánodo de matriz en el % de eliminación de color (cero es ánodo de hoja cilíndrica).

Desde hace muchos años, se ha documentado en varios artículos que el campo magnético (MF) puede alterar las características fisicoquímicas del agua50. Por ejemplo, cuando Han et al.51 estudiaron las características ópticas del agua en presencia de dos potentes imanes, descubrieron que la calidad de absorción del infrarrojo se había alterado. Según Holysz et al., el campo magnético puede mejorar la conductividad y reducir la tensión superficial del agua 52. Usando estudios de fricción, Wang et al. investigó el impacto de un campo magnético estático en el agua líquida. Los hallazgos indicaron que el coeficiente de fricción fue menor en presencia del campo magnético 53. En su estudio del impacto del campo magnético en los enlaces de hidrógeno del agua, Cai et al. 54 utilizaron modelos de dinámica molecular, datos experimentales y modelos teóricos para examinar el mecanismo de magnetización. Los resultados indicaron que el campo magnético tiene un impacto distinto en los enlaces de hidrógeno. Cuando el campo magnético varía de 0 a 900 mT, Liu et al. 55 informaron que el campo magnético puede acelerar la descomposición de materiales orgánicos en efluentes de pulpa y papel. Los valores de pH de las aguas residuales ascendieron inicialmente hasta el clímax y posteriormente descendieron. En consecuencia, en este estudio se ha llevado a cabo una investigación de la influencia de la aplicación de campos magnéticos en la eficiencia de eliminación de color.

La Figura 7A muestra el efecto de la adición de EMF por debajo de la celda EC en la tasa de eliminación de contaminantes. Además, la Fig. 7B muestra el mismo comportamiento pero con el EMF colocado al lado de los electrodos. Queda claro a partir de ambas figuras que la adición de EMF mejoró el porcentaje y la tasa de eliminación de color. Además, el aumento de la intensidad del campo magnético promueve una eliminación más rápida del color. Usando B = 3,02 Tesla, la tasa de eliminación alcanzó más del 80 % en 20 min, en comparación con los 30 min del experimento sin EMF. También es notable que la posición del EMF por debajo (perpendicular a) de la celda EC proporcionó una mejor mejora de la eliminación de color que la posición al lado (paralela) de la celda EC. La adición de EMF mejoró las reacciones de EC debido al movimiento inducido de los iones paramagnéticos por el efecto del campo eléctrico y las fuerzas adicionales impuestas por EMF en el electrolito. Chen et al. 56 indicó que el valor de la fuerza MHD en el borde del electrodo depende de las propiedades magnéticas de los materiales del electrodo. Una de las acciones probables de la fuerza MHD en la superficie del electrodo es facilitar el envío de las burbujas de hidrógeno del cátodo y los iones de hierro del ánodo. Debido a la alta susceptibilidad magnética de los electrodos de hierro, las propiedades paramagnéticas generadas por el EMF mejoran la locomoción de las burbujas de hidrógeno y hacen que se separen rápidamente del cátodo.

(A) EMF perpendicular a los electrodos, (B) EMF paralela a los electrodos; los experimentos han sido a [NaCl] = 12 g/L, CD = 3,13 A/m2, concentración de electrolito = 100 % del agua residual sin tratar, rpm = 0 y dos ánodos de pantalla.

The Finite Element Method Magnetics (FEMM) software has been used to simulate the static magnetic field intensity inside the proposed electrocoagulation cell. This simulation software can deal with some low-frequency electromagnetic problems in two-dimensional planar and axisymmetric domains (2004)." href="/articles/s41598-023-35182-9#ref-CR57" id="ref-link-section-d25890872e1431">57. En el software FEMM, el marco de configuración de la simulación generalmente usa las ecuaciones de Maxwell, que se expresan en términos de E, B y J. Por lo tanto, las ecuaciones son 58:

La figura 8a muestra la vista lateral del perfil del campo magnético 2D simulado. Los contornos de la intensidad del campo magnético de los electroimanes indicaron que el flujo magnético sale del solenoide y pasa por dos caminos: i- el electrolito debido a la presencia de iones paramagnéticos; y ii-la varilla de acero, la malla de acero y el cilindro de acero (electrodos). El efecto en el electrolito aparece principalmente entre el cátodo exterior y la malla del ánodo y disminuye gradualmente entre el cátodo interior y la malla del ánodo. Además, la dirección del campo magnético apunta hacia abajo, lo que normalmente acelerará la sedimentación de los flóculos generados. Mientras tanto, el flujo magnético también pasará a través de los electrodos, ya que son ferromagnéticos. Esto mejorará el movimiento de electrones hacia arriba a través del ánodo o hacia abajo a través del cátodo. El movimiento de los iones paramagnéticos en el electrolito será en un baño helicoidal debido a los campos eléctricos y electromagnéticos y, por lo tanto, se generan más iones de hierro y ocurren más reacciones sobre el área catódica. También es notable que solo el 0,5 % del flujo magnético se dirige al electrolito en la celda electroquímica (como se muestra en la Fig. 8b), porque el flujo calculado fue de 3,02 Tesla, mientras que el flujo dentro de la solución es de 0,01 Tesla. Hay una inconsistencia entre el flujo magnético medido y el simulado. Esto se debe a la diferencia entre las propiedades magnéticas de las especificadas para la simulación y las de los materiales reales. Además, durante la simulación, las propiedades magnéticas adecuadas del electrolito que contiene los iones de hierro paramagnético no se especifican completamente. Y así, la simulación se realiza para una visualización preliminar y requiere más cálculos para especificar exactamente el comportamiento dinámico de los iones de hierro paramagnéticos bajo campos eléctricos y magnéticos.

(a) la vista lateral del perfil del campo electromagnético dentro de la celda electroquímica. El procedimiento de simulación se ha llevado a cabo sin la adición del potencial electroquímico de la celda. La escala de colores representa el campo magnético de 0,0 a 0,027 T. (b) la intensidad del campo electromagnético frente al contorno lineal (mostrado por la flecha roja) que indica la fluctuación de la intensidad con la posición.

Cálculo del consumo de energía utilizando las Ecs. (2 y 3) en condiciones óptimas (CD = 3,13 A/m2, concentración de NaCl = 12 g/L y dos mallas por ánodo) se encontró que era de 3,595 kWh/m3 de aguas residuales tratadas. Comparación con el trabajo realizado por Sahu, O. et al. 14 para la decoloración de efluentes de canecas reales indicó que el valor máximo de consumo de energía fue de 32,1 kWh/m3, el cual es muy alto en comparación con el trabajo actual (3,595 kWh/m3). Esta discrepancia entre los dos valores de consumo de energía puede atribuirse a la alta eficiencia de la celda electroquímica recientemente propuesta utilizada en el presente trabajo en comparación con el reactor electroquímico utilizado por Sahu, O. et al., que consta de cuatro pares de electrodos de aluminio dispuestos en un modo monopolar paralelo. También es de interés señalar que el consumo de energía se puede mejorar aún más mediante la adición de EMF (de 3,595 a 2,569 kWh/m3) como se muestra en la Fig. 9. Esta mejora se debe a la eliminación más rápida de contaminantes en presencia de EMF en comparación con el experimento sin EMF. Con una tarifa eléctrica en Egipto de 0,075 $/kWh, el coste energético será de 0,193 $/m3. La Tabla 2 resume los resultados óptimos de eliminación de color y la potencia requerida correspondiente utilizando las celdas propuestas en diferentes condiciones.

Consumo de energía (en kWh/m3) y % de eliminación de color para las dos posiciones del EMF en comparación con el experimento sin EMF.

Para una adecuada evaluación de la estrategia de tratamiento propuesta, en la Tabla 3 se muestran las densidades de corriente consumidas en el tratamiento de aguas residuales de la industria azucarera mediante técnicas electroquímicas con diferentes electrodos. La consideración principal al elegir un proceso de tratamiento para cualquier industria es su viabilidad económica. Por lo tanto, la Tabla 3 también contiene un análisis de la rentabilidad del proceso de tratamiento existente. Basado en un sitio web internacional (sitio web de Alibaba el 22 de abril de 2023; 0,5, 13 y 2 $/kg para Fe, Cu y Al, respectivamente), el costo de las placas de metales usadas también se estimó en la Tabla 3. La masa disuelta de electrodo (kg/h.m2) se calculó a partir de la ecuación de Faraday (Ec. 4). Como se muestra en la tabla, la densidad de corriente requerida, así como el costo correspondiente en la celda propuesta, es muy pequeño en comparación con los otros métodos informados. En general, la estrategia de tratamiento propuesta en este estudio reúne entre los dos principales parámetros requeridos en el proceso de tratamiento altamente recomendado, alta eficiencia y bajo costo.

La eficiencia de eliminación de color de las aguas residuales de la industria azucarera de remolacha se puede mejorar considerablemente mediante una celda de electrocoagulación a base de hierro de diseño modificado. El uso de dos cátodos (barra interior y hoja plana exterior) y una matriz tubular de ánodos de pantallas estrechamente espaciados permitió la uniformidad de la distribución de corriente y disminuyó la caída de IR. Además, permitió que las burbujas de H2 se adhirieran a los contaminantes de manera eficiente. Estas acciones mejoran claramente la eliminación del color, especialmente cuando se optimizan los parámetros operativos. La concentración óptima de electrolito de NaCl es de 12 g/L. Aumentar el número de pantallas por encima de dos disminuye la eficiencia del proceso, debido a la obstaculización de la circulación de la solución. Las rpm óptimas estaban 120 por encima de este valor, tiene lugar la redispersión de los contaminantes coloreados adsorbidos. Además, la presencia de un campo electromagnético redujo el tiempo requerido para la eliminación del contaminante, por lo que mejoró el consumo de energía. En general, los resultados indicaron que el nuevo diseño de celda propuesto y la asistencia de campo magnético son parámetros efectivos en términos de disminuir la densidad de corriente requerida y lograr una eficiencia de eliminación de color altamente aceptable con un costo de tratamiento económicamente recomendado.

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado.

Austermann-Haun, U., Meyer, H., Seyfried, CF y Rosenwinkel, K.-H. Experiencias a gran escala con plantas de tratamiento anaeróbico/aeróbico en la industria de alimentos y bebidas. ciencia del agua Tecnología 40, 305–312 (1999).

Artículo CAS Google Académico

Güven, G., Perendeci, A. & Tanyolaç, A. Tratamiento electroquímico de aguas residuales de una fábrica de azúcar de remolacha simulada. química Ing. J. 151, 149–159. https://doi.org/10.1016/j.cej.2009.02.008 (2009).

Artículo CAS Google Académico

Khakimova, N. et al. Tratamiento de aguas residuales del procesamiento de remolacha azucarera por microalgas mediante biosorción. Agua https://doi.org/10.3390/w14060860 (2022).

Artículo Google Académico

Kushwaha, JP Una revisión de las aguas residuales de la industria azucarera: fuentes, tecnologías de tratamiento y reutilización. Desalinizar Tratamiento de agua. 53, 309–318 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Mudoga, HL, Yucel, H. & Kincal, NS Decoloración de jarabes de azúcar utilizando carbones activados comerciales y basados en pulpa de remolacha azucarera. Biores. Tecnología 99, 3528–3533. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2007.07.058 (2008).

Artículo CAS Google Académico

Coca, M., Garcı́a, MT, González, G., Peña, M. & Garcı́a, JA Estudio de componentes coloreados formados en el procesamiento de remolacha azucarera. Química alimentaria 86, 421–433 (2004).

Artículo CAS Google Académico

Pant, D. & Adholeya, A. Enfoques biológicos para el tratamiento de aguas residuales de destilería: una revisión. Biores. Tecnología 98, 2321–2334 (2007).

Artículo CAS Google Académico

Davis, S. en Proc S Afr Sug Technol Ass. 328–336 (Citeseer).

Zaher, A. & Shehata, N. en Serie de conferencias IOP: Ciencia e ingeniería de materiales. 012021 (Editorial IOP).

Singh, S., Srivastava, VC & Mall, ID Estudio mecanicista del tratamiento electroquímico del colorante verde básico 4 con electrodos de aluminio a través de medidas de potencial zeta, TOC, DQO y color, y caracterización de residuos. RSC Avanzado. 3, 16426–16439 (2013).

Artículo ADS CAS Google Académico

Singh, S., Srivastava, VC & Mall, ID Estudio de eliminación de residuos y optimización de varios pasos para el tratamiento electroquímico de aguas residuales textiles con electrodo de aluminio. En t. J. Chem. Ing. Reactor 11, 31–46 (2013).

Artículo Google Académico

Phalakornkule, C., Polgumhang, S., Tongdaung, W., Karakat, B. & Nuyut, T. Electrocoagulación de colorantes reactivos azules, rojos dispersos y mixtos, y aplicación en el tratamiento de efluentes textiles. J. Medio Ambiente. Administrar 91, 918–926 (2010).

Artículo CAS Google Académico

Chaudhary, R. & Sahu, O. Tratamiento de aguas residuales azucaradas por electrocoagulación. J. Atmos. contaminar 1, 5–7 (2013).

Google Académico

Sahu, O., Gupta, V., Chaudhari, P. & Srivastava, VC Tratamiento electroquímico de aguas residuales reales de la industria azucarera utilizando electrodos de aluminio. En t. J. Medio Ambiente. ciencia Tecnología 12, 3519–3530 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Sahu, O. Idoneidad del proceso químico y de electrocoagulación en el tratamiento de aguas residuales de la industria azucarera. En t. J. Recurso Hídrico Energético. 3, 117–125 (2019).

Artículo Google Académico

Güven, G., Perendeci, A. & Tanyolac, A. Tratamiento electroquímico de aguas residuales de una fábrica de azúcar de remolacha simulada. química Ing. J. 151, 149–159 (2009).

Artículo Google Académico

Asaithambi, P. & Matheswaran, M. Tratamiento electroquímico de efluentes industriales de azúcar simulados: optimización y modelado utilizando una metodología de superficie de respuesta. Árabe. J. Chem. 9, S981–S987 (2016).

Artículo CAS Google Académico

Patel, RK, Shankar, R., Khare, P. y Mondal, P. Tratamiento de aguas residuales de la industria azucarera en procesos electroquímicos continuos seguidos de lecho adsorbente de bajo costo: evaluación de desempeño y análisis económico. Sep. Purif. Tecnología 271, 118874 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Sharma, S. & Simsek, H. Tratamiento de aguas residuales de procesos de la industria de la remolacha azucarera mediante métodos electroquímicos y optimización de parámetros mediante la metodología de superficie de respuesta. Chemosphere 238, 124669 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Azizi, H., Hakimzadeh, V. & Golestani, HA Purificación de jugo de remolacha azucarera cruda por electrocoagulación. Ukr. Alimentos J. 5, 667 (2016).

Artículo CAS Google Académico

Rakhmania, et al. Aplicaciones recientes del proceso de electrocoagulación en aguas residuales industriales de origen agrícola: una revisión. Sostenibilidad 14, 1985 (2022).

Artículo CAS Google Académico

Gondudey, S. & Chaudhari, PK Influencia de varios materiales de electrodos en la eficiencia de la electrocoagulación: aplicación en el tratamiento de efluentes de la industria azucarera. Tecnología del azúcar. 22, 15–27 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Alizadeh, R. et al. Desarrollo de la electrocoagulación circulante como técnica novedosa para el tratamiento de efluentes crudos de vinaza de industrias productoras de etanol. Anal. Bioanal. química Res. 10, 319–327. https://doi.org/10.22036/abcr.2023.382431.1879 (2023).

Artículo CAS Google Académico

Wang, Y., Lin, H., Ding, L. & Hu, B. Tratamiento electroquímico de bajo voltaje para precipitar sulfuro durante la digestión anaeróbica de aguas residuales de azúcar de remolacha. ciencia Entorno Total. 747, 141243 (2020).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Gondudey, S. & Chaudhari, PK Tratamiento de efluentes de la industria azucarera mediante SBR seguido de electrocoagulación. Tecnología del azúcar. 22, 303–310 (2020).

Artículo CAS Google Académico

Mansouri, K., Ibrik, K., Bensalah, N. y Abdel-Wahab, A. Disolución anódica de aluminio puro durante el proceso de electrocoagulación: influencia del electrolito de apoyo, el pH inicial y la densidad de corriente. Ing. Ind. química Res. 50, 13362–13372 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Galal-Gorchev, H. & Ozolins, G. Directrices de la OMS para la calidad del agua potable. Abastecimiento de agua 11, 1–16 (1993).

CAS Google Académico

Harif, T., Khai, M. & Adin, A. Electrocoagulación versus coagulación química: mecanismos de coagulación/floculación y características resultantes del floc. Agua Res. 46, 3177–3188 (2012).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Lakshmanan, D., Clifford, DA y Samanta, G. Generación de iones ferrosos y férricos durante la electrocoagulación con hierro. Reinar. ciencia Tecnología 43, 3853–3859 (2009).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Chafi, M., Gourich, B., Essadki, A., Vial, C. & Fabregat, A. Comparación de electrocoagulación usando electrodos de hierro y aluminio con coagulación química para la eliminación de un colorante ácido altamente soluble. Desalinización 281, 285–292 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Bagga, A., Chellam, S. y Clifford, DA Evaluación del pretratamiento de coagulación química y electrocoagulación con hierro para la microfiltración de aguas superficiales. J. Miembro ciencia 309, 82–93 (2008).

Artículo CAS Google Académico

Sasson, MB, Calmano, W. & Adin, A. Procesos de oxidación de hierro en una celda de electrofloculación (electrocoagulación). J. Peligro. Mate. 171, 704–709 (2009).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Gendel, Y. & Lahav, O. Un nuevo enfoque para aumentar la eficiencia de las aplicaciones de electrocoagulación con Fe a bajo pH. J. Peligro. Mate. 183, 596–601 (2010).

Artículo CAS PubMed Google Académico

Holt, PK, Barton, GW y Mitchell, CA El futuro de la electrocoagulación como tecnología de tratamiento de agua localizada. Chemosphere 59, 355–367 (2005).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Comninellis, C. & Chen, G. Electroquímica para el medio ambiente vol. 2015 (Primavera, 2010).

Libro Google Académico

Koza, JA, Uhlemann, M., Gebert, A. & Schultz, L. El efecto de los campos magnéticos en la electrodeposición de aleaciones de CoFe. Electrochim. Acta 53, 5344–5353 (2008).

Artículo CAS Google Académico

Coey, JMD Materiales magnéticos. J. Aleación. Comp. 326, 2–6 (2001).

Artículo CAS Google Académico

Taheri, MH La influencia del campo magnético en el flujo de fluidos en la región de entrada de los canales: Solución analítica/numérica. SN Apl. ciencia 1, 1233. https://doi.org/10.1007/s42452-019-1244-3 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Fadali, OA et al. Cementación con iones de cobre en presencia de un campo magnético. química Ing. Tecnología 38, 441–445. https://doi.org/10.1002/ceat.201400153 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Huang, HJ, Wang, YH, Chau, Y.-FC, Chiang, H.-P. y Wu, JC-S. Reacción fotocatalítica que mejora el campo magnético en un microrreactor de chip optofluídico. Resolución a nanoescala Letón. 14, 323. https://doi.org/10.1186/s11671-019-3153-1 (2019).

Artículo ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Mahmoud, MS, Farah, JY & Farrag, TE Eliminación mejorada de azul de metileno mediante electrocoagulación con electrodos de hierro. Egipto. J. Mascota. 22, 211–216. https://doi.org/10.1016/j.ejpe.2012.09.013 (2013).

Artículo Google Académico

Prica, M. et al. El estudio de electrocoagulación/flotación: La eliminación de metales pesados de la solución fuente de residuos. Proceso seguro. Reinar. prot. 94, 262–273 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Singh, TSA y Ramesh, ST Un estudio experimental de la eliminación de CI Reactive Blue 25 de una solución acuosa mediante electrocoagulación utilizando un electrodo de sacrificio de aluminio: cinética e influencia de los parámetros en el rendimiento de la electrocoagulación. Desalinizar Tratamiento de agua. 52, 2634–2642 (2014).

Artículo CAS Google Académico

Moussa, DT, El-Naas, MH, Nasser, M. y Al-Marri, MJ Una revisión exhaustiva de la electrocoagulación para el tratamiento del agua: Potenciales y desafíos. J. Medio Ambiente. Administrar 186, 24–41. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2016.10.032 (2017).

Artículo Google Académico

El-Shazly, A. & Daous, M. Investigaciones y estudio cinético del efecto del caudal de la solución en el rendimiento de la unidad de electrocoagulación utilizada para la eliminación de nutrientes. En t. J. Electroquímica. Ciencia 8, 12509–12518 (2013).

CAS Google Académico

Manisankar, P., Rani, C. & Viswanathan, S. Efecto de los haluros en el tratamiento electroquímico de efluentes de destilería. Chemosphere 57, 961–966 (2004).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Chandra, R., Bharagava, RN y Rai, V. Melanoidinas como colorante principal en efluentes de destilería a base de melaza de caña de azúcar y su degradación. Biores. Tecnología 99, 4648–4660 (2008).

Artículo CAS Google Académico

Khaled, B. et al. Investigación del efecto de los parámetros de diseño del reactor de electrocoagulación en la eliminación de cadmio de las aguas residuales industriales sintéticas y de fosfato. Árabe. J. Chem. 12, 1848–1859 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Khalaf, A., Mubarak, A. & Nosier, S. Eliminación de Cr (VI) por electrocoagulación utilizando ánodos de cilindro rugoso verticales y horizontales. En t. J. Electroquímica. ciencia 11, 1601–1610 (2016).

CAS Google Académico

Wang, Y., Wei, H. & Li, Z. Efecto del campo magnético sobre las propiedades físicas del agua. Resultados en Física 8, 262–267 (2018).

Artículo ANUNCIOS Google Académico

Han, X., Peng, Y. y Ma, Z. Efecto del campo magnético en las características ópticas de las soluciones de agua y KCl. Optik 127, 6371–6376 (2016).

Artículo ADS CAS Google Académico

Holysz, L., Szczes, A. & Chibowski, E. Efectos de un campo magnético estático en soluciones de agua y electrolitos. J. Interfaz coloidal Sci. 316, 996–1002 (2007).

Artículo ADS CAS PubMed Google Scholar

Wang, Y. et al. El efecto de un campo magnético estático en los enlaces de hidrógeno en el agua mediante experimentos de fricción. J. Mol. Estructura. 1052, 102–104 (2013).

Artículo ADS CAS Google Académico

Cai, R., Yang, H., He, J. y Zhu, W. Los efectos de los campos magnéticos en los enlaces de hidrógeno molecular del agua. J. Mol. Estructura. 938, 15–19 (2009).

Artículo ADS CAS Google Académico

Liu, B. et al. El uso combinado de campo magnético y complejo a base de hierro en el tratamiento avanzado de aguas residuales de pulpa y papel. química Ing. J. 178, 232–238 (2011).

Artículo CAS Google Académico

Chen, Y.-J., Li, Y.-H. & Chen, C.-Y. Estudiar el efecto del material del electrodo y el campo magnético en la eficiencia de producción de hidrógeno. Magnetoquímica https://doi.org/10.3390/magnetochemistry8050053 (2022).

Artículo Google Académico

Meeker, D. FEMM-Software Manual, Manual de usuario y tutorial del método magnético de elementos finitos, (2004).

Baltzis, KB El paquete de software gratuito del método de elementos finitos magnéticos (FEMM): ¿Puede servir como una herramienta educativa en la enseñanza del electromagnetismo?. Educ. información Tecnología 15, 19–36. https://doi.org/10.1007/s10639-008-9082-8 (2010).

Artículo Google Académico

Sahu, O. & Dhanasekaran, P. Eliminación electroquímica de contaminantes de las aguas residuales de la industria de procesamiento de caña de azúcar utilizando electrodos de cobre. J. Irán. química Soc. 18, 2101–2113 (2021).

Artículo CAS Google Académico

Sahu, O. & Chaudhari, P. Tratamiento electroquímico de aguas residuales de la industria azucarera: DQO y eliminación de color. J. Electroanal. química 739, 122–129 (2015).

Artículo CAS Google Académico

Sahu, O., Mazumdar, B. & Chaudhari, P. Tratamiento electroquímico de aguas residuales de la industria azucarera: Optimización de procesos mediante metodología de superficie de respuesta. En t. J. Medio Ambiente. ciencia Tecnología 16, 1527–1540 (2019).

Artículo CAS Google Académico

Tiwari, A. & Sahu, O. Tratamiento de aguas residuales de la industria agroalimentaria (azucarera) con cobre metálico y sal: estudio combinado de oxidación química y electrooxidación en modo discontinuo. Recurso de agua. Ind. 17, 19–25 (2017).

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Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Química, Universidad de Minia, El-Minia, 61516, Egipto

Olfat A. Fadali, Rasha H. Ali, Mamdouh M. Nassar, Mohamed S. Mahmoud, Marwa M. Abdel-Aty y Nasser AM Barakat

Departamento de Ingeniería, Universidad de Tecnología y Ciencias Aplicadas, 311, Suhar, Omán

Mohamed S. Mahmud

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Correspondencia a Nasser AM Barakat.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Fadali, OA, Ali, RH, Nassar, MM et al. Nueva celda de electrocoagulación tubular mejorada con campo electromagnético para la eliminación efectiva y económica del color de las aguas residuales de la industria azucarera de remolacha. Informe científico 13, 8693 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35182-9

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Recibido: 07 febrero 2023

Aceptado: 14 de mayo de 2023

Publicado: 29 mayo 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-35182-9

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