Champ électromagnétique | Groupe de roses roses de Guangzhou

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 8693 (2023) Citer cet article

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Le traitement des effluents d'une sucrerie de betteraves réelles par un procédé d'électrocoagulation modifié est proposé. Une conception innovante d'une cellule électrochimique renforcée par un champ électromagnétique consistant en une anode tubulaire en rouleau écran et deux cathodes (une cathode interne et externe) a été utilisée. Différents paramètres ont été étudiés, notamment la densité de courant, la concentration de l'effluent, la concentration de NaCl, la vitesse de rotation, le nombre de couches d'écran par anode et l'effet de l'addition et de la direction d'un champ électromagnétique. Les résultats ont montré que, dans les conditions optimales, densité de courant de 3,13 A/m2, deux écrans par anode, concentration de NaCl de 12 g/l et vitesse de rotation de 120 tr/min, le pourcentage de décoloration était de 85,5 % et la consommation d'énergie électrique était de 3,595 kWh/m3. Cependant, la présence d'un champ électromagnétique a nettement amélioré la consommation d'énergie et le pourcentage de décoloration. Numériquement, l'application du champ magnétique a permis d'obtenir une efficacité d'élimination de la couleur de 97,7 % en utilisant une consommation électrique de 2,569 KWh/m3, ce qui est considéré comme une réalisation distincte dans le processus de traitement des eaux usées industrielles. La forte amélioration de l'élimination de la couleur à l'aide d'une faible consommation d'énergie a considérablement réduit le coût de traitement requis ; le coût de traitement estimé était de 0,00017 $/h.m2. Cette conception s'est avérée prometteuse pour le traitement en continu des effluents industriels sucriers de betterave et concurrente des techniques actuellement disponibles.

L'industrie sucrière est l'un des processus les plus gourmands en eau qui produit une énorme quantité d'eaux usées fortement polluées. Dans l'industrie moderne du sucre de betterave, environ 1,53 d'eau est consommée et environ 0,5 m3 est rejeté par tonne métrique de sucre de betterave en fonctionnant en circuit quasi fermé1. Les eaux usées rejetées se caractérisent par des charges organiques élevées et une couleur intense. Le niveau typique de DBO5 dans les eaux usées de betterave se situe entre 4 000 et 7 000 mg/L tandis que la DCO peut atteindre de 8 000 à 10 000 mg/l2,3. En plus de la matière organique et de la couleur, les eaux usées de l'industrie de la betterave contiennent des ravageurs des cultures, des pesticides et des agents pathogènes. La couleur de l'effluent varie entre le jaune pâle et le brun4,5. Les matières colorantes sont des composés solubles et représentent l'un des polluants environnementaux les plus dangereux dans l'industrie sucrière. Les composés colorés sont des polymères ayant des masses moléculaires, des structures et des propriétés différentes. Ces composés se forment au cours du processus en raison de la dégradation des sucres. Coca et al6 ont rapporté que la couleur de ces eaux usées est produite principalement par deux groupes : la mélanoïdine et les caramels. La composition des mélanoïdes dépend des conditions de réaction ; principalement la température, le temps de chauffage, le pH et la nature des réactifs6,7. Pant, D. et A. Adholeya7 ont suggéré la formule empirique suivante de la mélanoïdine : C17–18 H26–29 O10 N. De plus, selon Davis8, les caramels sont formés par dégradation thermique contrôlée du sucre de betterave (saccharose). Ils se forment en raison du chauffage du sirop de sucre de betterave à haute température et pH de 3 à 9. Par caramélisation du saccharose, trois principaux groupes de produits sont responsables de la couleur brune ; un produit de déshydratation, les caramelans (C12H18O9), et deux polymères (caramelen (C36H50O25) et caramelins (C125H188O80)).

Dans l'ensemble, les processus avancés de traitement des eaux usées industrielles peuvent contenir l'adsorption, la photodégradation, l'oxydation électrochimique, l'oxydation de Fenton, l'échange d'ions et la séparation biologique et membranaire9. Les techniques électrochimiques, telles que l'oxydation électrochimique, la coagulation électrochimique et la flottation électrochimique, sont largement utilisées pour traiter les effluents organiques colorés fortement pollués10,11,12 y compris les effluents des sucreries13,14,15,16,17. Contrairement aux procédés de coagulation classiques, l'électrocoagulation (EC) a le mérite de générer localement des coagulants. L'aluminium et le fer sont exclusivement utilisés comme matériaux d'anode dans le procédé EC.

Plus précisément, pour les eaux usées de l'industrie sucrière, la coagulation électrochimique attire le plus l'attention en raison de son rendement élevé. Par exemple, environ 60 à 70 % des valeurs de réduction de la DCO sont rapportées pour les eaux usées de l'industrie sucrière à partir d'une teneur initiale en DCO de 6 000 mg/l18. Cependant, le coût du traitement reste élevé ce qui limite les larges applications2,19,20,21. À cet égard, plusieurs essais ont été proposés pour réduire le coût et maintenir l'efficacité d'élimination élevée. Par exemple, certains chercheurs se sont concentrés sur la conception des constituants cellulaires19,22. Et d'autres se sont concentrés sur le mode d'écoulement des eaux usées23 et l'intégration de l'EC avec d'autres procédés de traitement24,25. Cependant, des efforts supplémentaires sont nécessaires pour faire de ce processus de traitement efficace une méthodologie économiquement recommandée.

Par rapport au fer, l'anode en aluminium présente des inconvénients limitant sa large application à l'échelle industrielle. Par exemple, la formation d'une couche passive nécessite l'ajout d'une quantité relativement élevée d'ions chlore (par exemple NaCl)26. L'augmentation de la conductivité (notamment par ajout de NaCl) lors du traitement de l'eau potable est très limitée conformément aux normes normatives qui définissent la concentration maximale de chlorure dans les effluents industriels à 252 mg/L27. De plus, par rapport à l'aluminium, le fer présente deux avantages importants. Premièrement, il est non toxique, il peut donc être utilisé pour fabriquer de l'eau potable, même si la norme marocaine est de 200 ppb pour des raisons organoleptiques et esthétiques au même titre que l'aluminium. La seconde est que le fer coûte moins cher au kilogramme que l'aluminium (Fe coûte entre 0,5 et 0,8 $/kg, contre 1,5 à 3 $/kg pour Al). Cependant, les principaux inconvénients de l'utilisation d'anodes Fe dans l'EC sont le faible effet tampon de Fe, par rapport à Al, et la solubilité élevée des ions Fe2+. Typiquement, l'acidité de Lewis de l'aluminium contrebalance la génération d'anions OH- à la cathode, provoquant un effet tampon et aboutissant à un pH final compris entre 7 et 828. En revanche, l'effet tampon rapporté pour le fer est plus faible que pour l'aluminium ; un pH final généralement atteint est de 9 ou 10 avec des électrodes Fe même lorsque le pH initial est acide29,30. La haute solubilité de Fe2+ affecte négativement la formation de la déstabilisation efficace des colloïdes par Fe(OH)3, causant ainsi de mauvaises performances EC31. Concrètement, différents essais sont en cours pour améliorer les performances du procédé de traitement Fe-EC afin d'exploiter correctement ce métal abondant et bon marché dans le traitement des eaux usées industrielles.

À cet égard, plusieurs stratégies ont été introduites pour améliorer les performances du procédé Fe-EC, notamment l'aération de l'eau pour augmenter la concentration en oxygène dissous et l'oxydation du Fe2+, l'augmentation du pH à 7,5 ou plus pour améliorer le taux d'oxydation du Fe2+, l'introduction d'un oxydant alternatif tel et l'augmentation du temps de séjour pour obtenir une oxydation complète du Fe2+29,32,33. De plus, la géométrie de la cellule EC et la conception des électrodes influencent considérablement les performances du traitement34,35.

La magnétohydrodynamique (MHD) est le domaine incorporant le champ magnétique et les systèmes de fluides électroconducteurs36. L'intérêt principal de ce champ est que les fluides électriquement conducteurs peuvent également être induits par l'application d'un champ magnétique. Des forces supplémentaires seront générées en présence de champs magnétiques comme la force de Lorentz, la force paramagnétique due à la présence d'ions paramagnétiques et la force de gradient magnétique. Ces forces contribueront à modifier les mouvements arbitraires des ions dans la solution d'électrolyte. Bien que Coey et Hinds aient affirmé que le champ électromagnétique (EMF) seul est beaucoup plus petit que les autres forces agissant dans la réaction électrochimique (comme la diffusion et la migration), ils ont conclu que l'effet de la force de Lorenz imposée par l'EMF ne doit pas être négligé dans le cas où il est combiné avec un autre mouvement convictif dans l'électrolyte37. L'utilisation des champs électromagnétiques dans les réactions chimiques a fait l'objet d'études approfondies38,39,40. L'étude principale a porté sur les réactions plasmatiques et l'écoulement des fluides dans les conduites.

Dans cette étude, l'effet des paramètres géométriques de la cellule et l'ajout d'EMF pour le traitement des effluents de sucre de betterave réel par le procédé EC sont étudiés. Ce travail visait à utiliser une nouvelle cellule électrochimique composée d'une anode à réseau d'écrans tubulaires et de deux cathodes (une cathode interne et externe). Les paramètres étudiés sont la densité de courant, la concentration d'électrolyte, la concentration de NaCl, l'agitation de l'électrolyte, le nombre de paires d'électrodes et l'application du champ électromagnétique. La nouveauté de ce travail réside dans la conception de la cellule électrochimique et l'utilisation d'EMF pour réduire le temps de décoloration. Nos résultats ont montré une efficacité élevée d'élimination des couleurs avec une faible consommation d'énergie et un coût requis hautement accepté.

La cellule utilisée dans la présente étude consiste en un réseau tubulaire d'écrans en acier étroitement espacés comme anode et deux cathodes. Ces deux cathodes sont la tige d'acier interne et la feuille cylindrique externe entourant l'anode écran. Les électrodes ont été placées dans un récipient en verre de 0,09 m de diamètre et 0,125 m de hauteur. Un fil tissé en acier à faible teneur en carbone de 32 mailles a été utilisé comme anode. Il a une hauteur de 0,04 m et un diamètre moyen de 0,038 m. La cathode extérieure a une hauteur de 0,05 m. et un diamètre de 0,058 m, tandis que la tige cathodique interne a une hauteur de 0,05 m et un diamètre de 0,019 m. L'espace intérieur entre les électrodes a été maintenu à 0,01 m. Toutes les électrodes sont immergées dans de véritables eaux usées de la sucrerie d'Abu-Qurqas (ville d'Abu Qurqas, gouvernorat de Minia, Égypte). Les cathodes et l'anode étaient reliées à l'alimentation 16 V DC (ADAK-PS 808) par un fil de cuivre. Comme le montre la figure 1, des ampèremètres et des voltamètres ont été utilisés pour mesurer le courant et le potentiel de la cellule. Un agitateur magnétique a été utilisé pour faire tourner la solution d'eaux usées afin de surmonter la résistance de diffusion des ions au voisinage de l'anode et des cathodes. Dans une autre série d'expériences, un solénoïde électromagnétique a été inséré sous la cellule électrochimique. Le solénoïde est constitué d'un noyau de fer d'un diamètre de 0,13 m, d'une hauteur de 0,001 m et d'une perméabilité relative de k = 100. Autour du noyau, un fil de cuivre émaillé de calibre 18 AWG a été enroulé avec N = 800 tours, comme illustré à la Fig. 1. Le champ magnétique a été connecté à l'alimentation en courant continu et l'intensité a été calculée par :

où μ est la perméabilité (μ = μo × k), i est le courant et n est la densité de spires (n = N/L, N est le nombre de spires et L est la longueur du solénoïde).

Montage expérimental pour la cellule électrochimique, les électrodes, les échantillons et le champ électromagnétique.

Avant de charger les eaux usées (0,25 L) dans la cellule, la conductivité a été ajustée en ajoutant une solution de NaCl à une concentration spécifiée (de 6 à 30 g/L), NaCl fourni par la société Al Safa, Egypte. Des échantillons (0,003 L) ont été prélevés à différents intervalles de temps et centrifugés, puis analysés pour la mesure de décoloration, à l'aide d'un spectrophotomètre UV (modèle Shimadzu, UV 1601) à une longueur d'onde de 274 nm. Les variables étudiées sont la concentration de l'effluent, la concentration de NaCl, la densité de courant (CD), la vitesse d'agitation, le nombre d'écrans anodiques (1 à 3 écrans) et l'effet de l'EMF ; grandeur et direction. Les caractéristiques typiques des eaux usées utilisées sont présentées dans le tableau 1.

La consommation d'énergie pour le traitement de 1 m3 d'effluent de sucre a été calculée à partir des relevés de tension et de courant, et du temps de traitement selon l'équation suivante41.

où E est la consommation d'énergie (kWh/m3), V est la tension de la cellule d'électrocoagulation (volt), I est l'intensité du courant (A), $\mathcal{V}$ est le volume traité en m3, et t est le temps de traitement (h). L'énergie consommée pour éliminer les polluants organiques des effluents de sucre à l'aide de l'EC couplé à l'EMF a été calculée à l'aide de l'équation. (3).

La figure 2 montre la relation entre le pourcentage d'élimination de la couleur des eaux usées utilisées avec le temps à différentes densités de courant (CD). Lors de l'électrolyse, l'électro-dissolution anodique conduit à la libération d'espèces coagulantes. La décoloration dépend directement de la concentration en ions métalliques produits par l'anode. L'augmentation du temps de réaction augmente la concentration des ions métalliques envoyés depuis la surface de l'anode. Par conséquent, plus d'hydroxyde de fer se formera dans l'électrolyte, ce qui facilite la génération et l'accumulation des flocs. Il ressort également de la figure 2 que l'augmentation du temps de traitement augmente le pourcentage d'élimination de la couleur jusqu'à 85,5 % à un CD de 3,13 A/m2. De plus, l'augmentation du CD de 0,374 à 3,13 A/m2 augmente l'efficacité de décoloration de 70 à 85,5 %. Les ions Fe3+ produits à l'anode augmentent en augmentant la densité de courant selon la loi de Faraday Eq. (4)42.

où m est la masse des ions envoyés (g), Q est la charge électrique totale transmise (C), Mwt est la masse atomique du fer, F est la constante de Faraday (96 485 C /mol) et Z est le nombre de valence du fer. Par conséquent, on s'attend à ce qu'une densité de courant plus élevée génère instantanément une quantité importante d'ions fer qui réagissent avec les ions hydroxyle pour former des sites coagulants locaux pour initier la formation de flocs, qui à leur tour adsorbent davantage de matières colorantes et favorisent l'efficacité de l'élimination de la couleur43.

Effet du changement de CD sur le pourcentage de décoloration dans les conditions constantes suivantes : ([NaCl] = 12 g/L, n° d'écran anodique = 1, concentration d'électrolyte = 100 % des eaux usées brutes, tr/min = 0 et B = 0 Tesla).

Au cours du processus EC, la molécule Fe(OH)2 générée attire la matière organique par complexation de surface ou attraction électrostatique. De ce fait, imposant aux molécules organiques de s'agglomérer44. Le mécanisme d'un tel processus commence au niveau des sites anodiques où les ions de fer sont générés en appliquant un courant électrique externe. Ensuite, les cations de fer diffusent de la surface de l'anode à travers à la fois la double couche électrique et la couche de diffusion vers la masse de l'électrolyte. Ensuite, l'hydroxyde de fer se combine avec le polluant organique par les mécanismes mentionnés précédemment pour former un floc. Les flocs ont tendance à former des grappes plus denses. À la cathode, de l'hydrogène gazeux est généré, des bulles d'hydrogène se fixent aux flocs générés et les entraînent vers la surface.

Il est également probable que les molécules de substance colorée anionique migrent vers la région de l'anode par électrophorèse où elles sont neutralisées, fixées à l'hydroxyde de fer et électrocoagulées au voisinage de l'anode. De l'autre côté de la cellule, en augmentant la densité de courant, la génération de bulles d'hydrogène gazeux augmente avec une augmentation conséquente du nombre de bulles de gaz qui traversent l'électrolyte avant d'être envoyées dans l'atmosphère. De plus, à mesure que le CD augmente, les bulles de H2 supplémentaires dégagées à la cathode augmentent la quantité de solution entraînée par les bulles de H2 montantes. La solution entraînée agite l'espace inter-électrodes et accélère le mélange des ions fer avec les polluants.

L'influence de la dilution de l'influent utilisé sur la performance EC a été étudiée en préparant différentes concentrations à partir des eaux usées reçues tout au long du mélange avec de l'eau pure. Différentes concentrations ont été préparées ; C1 est l'effluent sans dilution (concentration de 100 %), tandis que C2, C3 et C4 représentent des pourcentages de dilution de 80, 40, 20 %, respectivement. La figure 3 montre la relation entre le pourcentage de décoloration avec le temps à différentes concentrations initiales. Il est évident qu'en diluant l'effluent de la sucrerie de 100 à 20 % dans le même ensemble de conditions, le pourcentage de décoloration est passé de 53 à 80 %. Cela peut s'expliquer comme suit : (1) à densité de courant constante, la quantité de flocs de Fe(OH)3 produits est suffisante pour adsorber tous les matériaux colorants dans un effluent faiblement concentré, ce qui entraîne un pourcentage élevé d'élimination de la couleur, alors qu'à une concentration d'effluent élevée, les matériaux colorants sont plus nombreux que les flocs d'hydroxyde de fer produits. (2) À des concentrations élevées d'effluents, les molécules colorantes ont tendance à adhérer les unes aux autres en formant de gros agrégats avec un faible taux de diffusion. Cela retarde la vitesse d'adsorption des matières colorantes sur les flocs d'hydroxyde de fer et, par conséquent, le pourcentage d'élimination de la couleur est diminué. (3) Des concentrations élevées d'effluent dans la solution en vrac peuvent également passiver l'anode en augmentant la quantité de molécules de couleur adsorbées sur la surface de l'anode45.

Effet de la modification de la concentration de l'effluent (par dilution) sur le % de décoloration dans les conditions constantes suivantes : ([NaCl] = 12 g/l, CD = 3,13 A/m2, n° d'écran anodique = 1, tr/min = 0 et B = 0 Tesla).

La figure 4 montre l'effet de la concentration d'électrolyte sur le pourcentage de décoloration (6–30 g/l). Comme indiqué, le pourcentage d'élimination de la couleur augmente avec l'augmentation de la concentration en sel jusqu'à ce qu'il atteigne son maximum à environ 12 % de NaCl, puis diminue avec une augmentation supplémentaire de NaCl. Le schéma d'amélioration peut être expliqué comme suit : au début, l'augmentation du pourcentage de couleur éliminée avec l'augmentation du NaCl peut être attribuée à la capacité des ions chlorure (ionisation du NaCl) à détruire le film d'oxyde de fer passif formé sur l'anode de fer pendant l'électrolyse. Ainsi, en entretenant la formation d'ions Fe2+ et Fe3+, il augmente la quantité d'ions formés dans la solution et améliore l'efficacité de l'élimination de la couleur46,47. Au lieu de cela, la diminution de l'élimination de la couleur au-delà de 12 g de NaCl/l peut être attribuée à l'effet concurrent de la migration des ions chlore vers la surface de l'anode de préférence à la molécule colorée chargée négativement. Cela pourrait également être attribué à une diminution de la solubilité de l'oxygène dissous causée par le relargage des molécules de NaCl, ce qui réduit la quantité de flocs de Fe(OH)3 et donc le nombre de sites disponibles pour adsorber les corps colorés.

Effet de la concentration de l'électrolyte support sur le % de décoloration dans les conditions constantes suivantes : (CD = 2,36 A/m2, n° d'écran anodique = 1, concentration d'électrolyte = 100 % de l'eau usée brute, tr/min = 0 et B = 0 Tesla).

La figure 5 montre l'effet de la vitesse d'agitation en rotation sur l'élimination de la couleur des eaux usées. Le % de décoloration augmente avec l'augmentation de la vitesse de rotation jusqu'à 120 tr/min, puis diminue en augmentant encore le régime. Ceci peut être attribué à la présence de deux régimes : le premier régime de 0 à 120 tr/min et l'autre régime à une vitesse plus élevée. Une agitation douce améliore l'efficacité du mélange entre les corps colorés et le Fe3+ hydrolysé avec une augmentation conséquente du pourcentage d'élimination de la couleur. De plus, une agitation douce peut répartir uniformément les bulles de H2 dans la solution, avec une augmentation conséquente de la capacité de flottaison des flocs. D'autre part, une agitation vigoureuse au-dessus de 120 tr/min disperse les molécules colorées coagulées dans la solution avec une diminution conséquente du pourcentage d'attachement de la couleur à l'hydroxyde de fer. Cette découverte est en accord avec les travaux antérieurs de Khaled, B., et al. et Khalaf, A. et al. 48,49.

gauche : effet de la vitesse de rotation (tr/min) sur le % de décoloration dans les conditions constantes suivantes : (CD = 3,13 A/m2, n° d'écran anodique = 1, concentration d'électrolyte = 100 % des eaux usées brutes et B = 0 Tesla), droite : effet du tr/min sur le % de décoloration après 4 à 30 min.

Des écrans d'anode supplémentaires peuvent faciliter la formation des ions de fer à l'intérieur de l'électrolyte. La figure 6 montre le taux d'élimination de la couleur en utilisant différents nombres d'anodes d'écran. Les résultats ont montré que le pourcentage d'élimination de la couleur est plus élevé lors de l'utilisation d'anodes à double écran par rapport aux anodes simples et triples. L'amélioration du taux de décoloration est attribuée au fait que l'anode à écran poreux permet la libre circulation de la solution entraînée par les bulles de H2 montantes, avec une amélioration conséquente de l'efficacité du mélange entre les ions Fe3+ dissous anodiquement et les polluants colorés. Le degré d'amélioration avait différentes plages en fonction du temps de décoloration. Par l'ajout d'un deuxième écran, malgré une diminution de la densité de courant, plus d'ouverture existera, qui fonctionnera comme des promoteurs de turbulence, et par conséquent, plus de turbulence sera créée qui surmontera la diminution de la densité de courant. Cela conduit à une hydrodynamique plus efficace à l'intérieur de la cellule de réaction. Cependant, avec l'ajout du troisième écran, la turbulence créée interférera avec la turbulence existante (du deuxième écran) et amortira son effet en tant que promoteur de turbulence, en plus de l'effet de diminution de la densité de courant, entraînant une diminution de l'efficacité du système.

à gauche : effet du temps sur le % d'élimination de la couleur en utilisant différents nombres d'écrans dans les conditions constantes suivantes : ([NaCl] = 12 g/L, CD = 3,13 A/m2, concentration d'électrolyte = 100 % des eaux usées brutes, tr/min = 0 et B = 0 Tesla). À droite : effet du nombre d'écrans par anode de matrice sur le pourcentage d'élimination de la couleur (zéro correspond à une anode en feuille cylindrique).

Depuis de nombreuses années, il a été documenté dans plusieurs articles que le champ magnétique (CM) peut altérer les caractéristiques physico-chimiques de l'eau50. Par exemple, lorsque Han et al.51 ont étudié les caractéristiques optiques de l'eau en présence de deux aimants puissants, ils ont découvert que la qualité de l'absorption infrarouge s'était altérée. Selon Holysz et al., le champ magnétique peut améliorer la conductivité et réduire la tension superficielle de l'eau 52. À l'aide d'études de friction, Wang et al. ont étudié l'impact d'un champ magnétique statique sur l'eau liquide. Les résultats ont indiqué que le coefficient de frottement était plus faible en présence du champ magnétique 53. Dans leur étude de l'impact du champ magnétique sur les liaisons hydrogène de l'eau, Cai et al. 54 ont utilisé la modélisation de la dynamique moléculaire, des données expérimentales et des modèles théoriques pour examiner le mécanisme de l'aimantation. Les résultats ont indiqué que le champ magnétique a un impact distinct sur les liaisons hydrogène. Lorsque le champ magnétique varie de 0 à 900 mT, Liu et al. 55 ont signalé que le champ magnétique peut accélérer la décomposition des matières organiques dans les effluents de pâtes et papiers. Les valeurs de pH des eaux usées ont d'abord atteint le point culminant et ont ensuite chuté. Par conséquent, dans cette étude, une étude de l'influence de l'application du champ magnétique sur l'efficacité de l'élimination de la couleur a été réalisée.

La figure 7A montre l'effet de l'ajout d'EMF sous la cellule EC sur le taux d'élimination des polluants. De plus, la figure 7B illustre le même comportement mais avec la FEM placée à côté des électrodes. Il ressort clairement des deux figures que l'ajout de l'EMF a amélioré le pourcentage et le taux d'élimination de la couleur. De plus, l'augmentation de l'intensité du champ magnétique favorise une élimination plus rapide de la couleur. En utilisant B = 3,02 Tesla, le taux d'élimination atteint plus de 80 % en 20 min, contre 30 min pour l'expérience sans l'EMF. Il est également à noter que la position de l'EMF au-dessous (perpendiculaire à) la cellule EC a donné une meilleure amélioration de l'élimination de la couleur que la position à côté (parallèle à) la cellule EC. L'ajout de l'EMF a amélioré les réactions EC en raison du mouvement induit des ions paramagnétiques par l'effet du champ électrique et des forces supplémentaires imposées par l'EMF dans l'électrolyte. Chen et al. 56 ont indiqué que la valeur de la force MHD au bord de l'électrode dépend des propriétés magnétiques des matériaux d'électrode. L'une des actions probables de la force MHD à la surface de l'électrode est de faciliter l'envoi des bulles d'hydrogène de la cathode et des ions de fer de l'anode. En raison de la susceptibilité magnétique élevée des électrodes de fer, les propriétés paramagnétiques générées par les CEM améliorent la locomotion des bulles d'hydrogène et les font se détacher rapidement de la cathode.

(A) EMF perpendiculaire aux électrodes, (B) EMF parallèle aux électrodes ; les expériences ont été à [NaCl] = 12 g/L, CD = 3,13 A/m2, concentration d'électrolyte = 100 % des eaux usées brutes, tr/min = 0 et deux anodes grillagées.

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-d80208504e1431">57. Dans le logiciel FEMM, le cadre de configuration de la simulation utilise généralement les équations de Maxwell, qui sont exprimées en termes de E, B et J. Par conséquent, les équations sont 58 :

La figure 8a montre la vue latérale du profil de champ magnétique 2D simulé. Les contours de l'intensité du champ magnétique des électroaimants indiquent que le flux magnétique sort du solénoïde et passe par deux voies : i-l'électrolyte en raison de la présence d'ions paramagnétiques ; et ii-la tige en acier, le treillis en acier et le cylindre en acier (électrodes). L'effet dans l'électrolyte apparaît principalement entre la cathode externe et le maillage anodique et diminue progressivement entre la cathode interne et le maillage anodique. De plus, la direction du champ magnétique est dirigée vers le bas, ce qui accélère généralement la sédimentation des flocs générés. Pendant ce temps, le flux magnétique traversera également les électrodes car elles sont ferromagnétiques. Cela améliorera le mouvement des électrons vers le haut à travers l'anode ou vers le bas à travers la cathode. Le mouvement des ions paramagnétiques dans l'électrolyte se fera dans un bain hélicoïdal à cause des champs électriques et électromagnétiques, et par conséquent, plus d'ions de fer sont générés et plus de réactions se produisent sur la zone cathodique. Il est également à noter que seulement 0,5 % du flux magnétique est dirigé vers l'électrolyte dans la cellule électrochimique (comme le montre la figure 8b), car le flux calculé était de 3,02 Tesla tandis que le flux à l'intérieur de la solution est de 0,01 Tesla. Il y a une incohérence entre le flux magnétique mesuré et le flux magnétique simulé. Cela est dû à la différence entre les propriétés magnétiques de celles spécifiées pour la simulation et celles des matériaux réels. De plus, lors de la simulation, les propriétés magnétiques propres de l'électrolyte contenant les ions de fer paramagnétiques ne sont pas entièrement spécifiées. Ainsi, la simulation est effectuée pour une visualisation préliminaire et nécessite plus de calculs pour spécifier exactement le comportement dynamique des ions de fer paramagnétiques sous des champs électriques et magnétiques.

(a) la vue latérale du profil de champ électromagnétique à l'intérieur de la cellule électrochimique. La procédure de simulation a été menée sans l'ajout du potentiel de la cellule électrochimique. L'échelle de couleurs représente le champ magnétique de 0,0 à 0,027 T. (b) l'intensité du champ électromagnétique par rapport au contour linéaire (indiqué par la flèche rouge) indiquant la fluctuation de l'intensité avec la position.

Calcul de la consommation d'énergie à l'aide d'Eqs. (2 et 3) dans les conditions optimales (CD = 3,13 A/m2, concentration de NaCl = 12 g/L et deux écrans par anode) s'est avérée être de 3,595 kWh/m3 d'eaux usées traitées. Comparaison avec les travaux de Sahu, O. et al. 14 pour le décoloration des effluents de canettes de sucre véritable ont indiqué que la valeur maximale de la consommation d'énergie était de 32,1 kWh/m3, ce qui est très élevé par rapport aux travaux actuels (3,595 kWh/m3). Cet écart entre les deux valeurs de consommation d'énergie peut être attribué à la haute efficacité de la cellule électrochimique nouvellement proposée utilisée dans le présent travail par rapport au réacteur électrochimique utilisé par Sahu, O. et al., qui se compose de quatre paires d'électrodes en aluminium disposées en mode monopolaire parallèle. Il est également intéressant de souligner que la consommation d'énergie peut être encore améliorée par l'ajout d'EMF (de 3,595 à 2,569 kWh/m3) comme le montre la Fig. 9. Cette amélioration est due à l'élimination plus rapide des polluants en présence d'EMF par rapport à l'expérience sans EMF. Avec un tarif de l'électricité en Égypte de 0,075 $/kWh, le coût de l'énergie sera de 0,193 $/m3. Le tableau 2 résume les résultats optimaux d'élimination de la couleur et la puissance requise correspondante en utilisant les cellules proposées dans différentes conditions.

Consommation d'énergie (en kWh/m3) et % de décoloration pour les deux positions de l'EMF par rapport à l'expérience sans EMF.

Pour une évaluation correcte de la stratégie de traitement proposée, le tableau 3 montre les densités de courant consommées dans le traitement des eaux usées de l'industrie sucrière en utilisant des techniques électrochimiques avec différentes électrodes. La principale considération dans le choix d'un procédé de traitement pour toute industrie est sa viabilité économique. Par conséquent, le tableau 3 contient également une analyse de la rentabilité du processus de traitement existant. Sur la base d'un site Web international (site Web d'Alibaba le 22 avril 2023 ; 0,5, 13 et 2 $/kg pour Fe, Cu et Al, respectivement), le coût des plaques métalliques utilisées a également été estimé dans le tableau 3. La masse dissoute d'électrode (kg/h.m2) a été calculée à partir de l'équation de Faraday (équation 4). Comme le montre le tableau, la densité de courant requise ainsi que le coût correspondant dans la cellule proposée sont très faibles par rapport aux autres méthodes rapportées. Dans l'ensemble, la stratégie de traitement proposée dans cette étude se situe entre les deux principaux paramètres requis dans le processus de traitement hautement recommandé, à savoir une efficacité élevée et un faible coût.

L'efficacité d'élimination de la couleur des eaux usées de l'industrie du sucre de betterave peut être fortement améliorée par une cellule d'électrocoagulation à base de fer de conception modifiée. L'utilisation de deux cathodes (tige intérieure et feuille plate extérieure) et d'un réseau tubulaire d'anodes écrans étroitement espacées a permis d'uniformiser la distribution du courant et de réduire la chute d'IR. De plus, cela a permis aux bulles de H2 de coller efficacement aux polluants. Ces actions améliorent nettement la décoloration surtout lorsque les paramètres de fonctionnement sont optimisés. La concentration optimale en électrolyte NaCl est de 12 g/L. L'augmentation du nombre d'écrans au-dessus de deux diminue l'efficacité du processus, en raison de l'entrave à la circulation de la solution. Le régime optimal était de 120 au-dessus de cette valeur, une re-dispersion des polluants colorés adsorbés a lieu. De plus, la présence d'un champ électromagnétique réduit le temps nécessaire à l'élimination du polluant et donc améliore la consommation d'énergie. Dans l'ensemble, les résultats ont indiqué que la nouvelle cellule proposée et l'assistance au champ magnétique sont des paramètres efficaces en termes de diminution de la densité de courant requise et d'efficacité de décoloration hautement acceptable avec un coût de traitement économiquement recommandé.

Toutes les données générées ou analysées au cours de cette étude sont incluses dans cet article publié.

Austermann-Haun, U., Meyer, H., Seyfried, CF & Rosenwinkel, K.-H. Expériences à grande échelle avec des usines de traitement anaérobie/aérobie dans l'industrie alimentaire et des boissons. Sci de l'eau. Technol. 40, 305–312 (1999).

Article CAS Google Scholar

Güven, G., Perendeci, A. & Tanyolaç, A. Traitement électrochimique des eaux usées simulées de l'usine de sucre de betterave. Chim. Ing. J. 151, 149–159. https://doi.org/10.1016/j.cej.2009.02.008 (2009).

Article CAS Google Scholar

Khakimova, N. et al. Traitement des eaux usées de transformation de la betterave par les microalgues par biosorption. Eau https://doi.org/10.3390/w14060860 (2022).

Article Google Scholar

Kushwaha, JP Un examen des eaux usées de l'industrie sucrière : sources, technologies de traitement et réutilisation. Dessalement. Traitement de l'eau. 53, 309-318 (2015).

Article CAS Google Scholar

Mudoga, HL, Yucel, H. & Kincal, NS Décoloration des sirops de sucre à l'aide de charbons actifs commerciaux et à base de pulpe de betterave à sucre. Biorès. Technol. 99, 3528–3533. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2007.07.058 (2008).

Article CAS Google Scholar

Coca, M., Garcı́a, MT, González, G., Peña, M. & Garcı́a, JA Étude des composants colorés formés lors de la transformation de la betterave sucrière. Chimie alimentaire. 86, 421–433 (2004).

Article CAS Google Scholar

Pant, D. & Adholeya, A. Approches biologiques pour le traitement des eaux usées de distillerie : Une revue. Biorès. Technol. 98, 2321-2334 (2007).

Article CAS Google Scholar

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

Zaher, A. & Shehata, N. dans la série de conférences IOP : Science et génie des matériaux. 012021 (Éditions IOP).

Singh, S., Srivastava, VC & Mall, ID Étude mécaniste du traitement électrochimique du colorant vert basique 4 avec des électrodes en aluminium par le potentiel zêta, le COT, la DCO et les mesures de couleur, et la caractérisation des résidus. RSC Adv. 3, 16426–16439 (2013).

Article ADS CAS Google Scholar

Singh, S., Srivastava, VC & Mall, ID Optimisation en plusieurs étapes et étude d'élimination des résidus pour le traitement électrochimique des eaux usées textiles à l'aide d'une électrode en aluminium. Int. J. Chem. Réacteur Ing. 11, 31–46 (2013).

Article Google Scholar

Phalakornkule, C., Polgumhang, S., Tongdaung, W., Karakat, B. & Nuyut, T. Électrocoagulation de colorants réactifs bleus, rouges dispersés et mixtes, et application dans le traitement des effluents textiles. J. Environ. Géré. 91, 918-926 (2010).

Article CAS Google Scholar

Chaudhary, R. & Sahu, O. Traitement des eaux usées sucrées par électrocoagulation. J.Atmos. Pollution. 1, 5–7 (2013).

Google Scholar

Sahu, O., Gupta, V., Chaudhari, P. & Srivastava, VC Traitement électrochimique des eaux usées de l'industrie sucrière à l'aide d'une électrode en aluminium. Int. J. Environ. Sci. Technol. 12, 3519–3530 (2015).

Article CAS Google Scholar

Sahu, O. Adéquation du procédé chimique et d'électrocoagulation au traitement des eaux usées de l'industrie sucrière. Int. J. Ressource en eau énergétique. 3, 117–125 (2019).

Article Google Scholar

Güven, G., Perendeci, A. & Tanyolac, A. Traitement électrochimique des eaux usées simulées de l'usine de sucre de betterave. Chim. Ing. J. 151, 149–159 (2009).

Article Google Scholar

Asaithambi, P. & Matheswaran, M. Traitement électrochimique d'effluents industriels sucriers simulés : Optimisation et modélisation à l'aide d'une méthodologie de surface de réponse. Arabe. J. Chem. 9, S981–S987 (2016).

Article CAS Google Scholar

Patel, RK, Shankar, R., Khare, P. & Mondal, P. Traitement des eaux usées de l'industrie sucrière dans un procédé électrochimique continu suivi d'un lit d'adsorbant à faible coût : évaluation des performances et analyse économique. Sept. Purif. Technol. 271, 118874 (2021).

Article CAS Google Scholar

Sharma, S. & Simsek, H. L'industrie de la betterave sucrière traite le traitement des eaux usées à l'aide de méthodes électrochimiques et l'optimisation des paramètres à l'aide de la méthodologie de surface de réponse. Chimiosphère 238, 124669 (2020).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Azizi, H., Hakimzadeh, V. & Golestani, HA Purification du jus de betterave à sucre brut par électrocoagulation. Ukr. Alimentation J. 5, 667 (2016).

Article CAS Google Scholar

Rakhmania, et al. Applications récentes du procédé d'électrocoagulation sur les eaux usées industrielles agro-sourcées : un bilan. Durabilité 14, 1985 (2022).

Article CAS Google Scholar

Gondudey, S. & Chaudhari, PK Influence de divers matériaux d'électrodes sur l'efficacité de l'électrocoagulation : application au traitement des effluents de l'industrie sucrière. Sucre Tech. 22, 15–27 (2020).

Article CAS Google Scholar

Alizadeh, R. et al. Développement de l'électrocoagulation circulante comme nouvelle technique de traitement des effluents bruts de Vinasse des industries de production d'éthanol. Anal. Bioanale. Chim. Rés. 10, 319–327. https://doi.org/10.22036/abcr.2023.382431.1879 (2023).

Article CAS Google Scholar

Wang, Y., Lin, H., Ding, L. & Hu, B. Traitement électrochimique à basse tension pour précipiter le sulfure lors de la digestion anaérobie des eaux usées de sucre de betterave. Sci. Environ. 747, 141243 (2020).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Gondudey, S. & Chaudhari, PK Traitement des effluents de l'industrie sucrière par SBR suivi d'une électrocoagulation. Sucre Tech. 22, 303–310 (2020).

Article CAS Google Scholar

Mansouri, K., Ibrik, K., Bensalah, N. & Abdel-Wahab, A. Dissolution anodique de l'aluminium pur pendant le processus d'électrocoagulation : Influence de l'électrolyte de support, du pH initial et de la densité de courant. Ing. ind. Chim. Rés. 50, 13362–13372 (2011).

Article CAS Google Scholar

Galal-Gorchev, H. & Ozolins, G. Directives de l'OMS pour la qualité de l'eau potable. Approvisionnement en eau 11, 1–16 (1993).

CAS Google Scholar

Harif, T., Khai, M. & Adin, A. Électrocoagulation versus coagulation chimique : mécanismes de coagulation/floculation et caractéristiques de floc qui en résultent. Eau Rés. 46, 3177–3188 (2012).

Article CAS PubMed Google Scholar

Lakshmanan, D., Clifford, DA & Samanta, G. Génération d'ions ferreux et ferriques pendant l'électrocoagulation du fer. Environ. Sci. Technol. 43, 3853–3859 (2009).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Chafi, M., Gourich, B., Essadki, A., Vial, C. & Fabregat, A. Comparaison de l'électrocoagulation utilisant des électrodes de fer et d'aluminium avec la coagulation chimique pour l'élimination d'un colorant acide hautement soluble. Dessalement 281, 285–292 (2011).

Article CAS Google Scholar

Bagga, A., Chellam, S. & Clifford, DA Évaluation de la coagulation chimique du fer et du prétraitement par électrocoagulation pour la microfiltration des eaux de surface. J. Membre. Sci. 309, 82–93 (2008).

Article CAS Google Scholar

Sasson, MB, Calmano, W. & Adin, A. Processus d'oxydation du fer dans une cellule d'électrofloculation (électrocoagulation). J. Hazard. Mater. 171, 704–709 (2009).

Article CAS PubMed Google Scholar

Gendel, Y. & Lahav, O. Une nouvelle approche pour augmenter l'efficacité des applications d'électrocoagulation Fe à faible pH. J. Hazard. Mater. 183, 596–601 (2010).

Article CAS PubMed Google Scholar

Holt, PK, Barton, GW & Mitchell, CA L'avenir de l'électrocoagulation en tant que technologie de traitement de l'eau localisée. Chemosphere 59, 355–367 (2005).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Comninellis, C. & Chen, G. Électrochimie pour l'environnement Vol. 2015 (Springer, 2010).

Réserver Google Scholar

Koza, JA, Uhlemann, M., Gebert, A. & Schultz, L. L'effet des champs magnétiques sur l'électrodéposition des alliages CoFe. Électrochim. Acta 53, 5344–5353 (2008).

Article CAS Google Scholar

Coey, JMD Matériaux magnétiques. J. Alliage. Compd. 326, 2–6 (2001).

Article CAS Google Scholar

Taheri, MH L'influence du champ magnétique sur l'écoulement du fluide dans la région d'entrée des canaux : solution analytique/numérique. SN Appl. Sci. 1, 1233. https://doi.org/10.1007/s42452-019-1244-3 (2019).

Article CAS Google Scholar

Fadali, OA et al. Cémentation des ions cuivre en présence d'un champ magnétique. Chim. Ing. Technol. 38, 441–445. https://doi.org/10.1002/ceat.201400153 (2015).

Article CAS Google Scholar

Huang, HJ, Wang, YH, Chau, Y.-FC, Chiang, H.-P. & Wu, JC-S. Réaction photocatalytique améliorant le champ magnétique dans un réacteur à puce micro optofluidique. Nanoscale Res. Lett. 14, 323. https://doi.org/10.1186/s11671-019-3153-1 (2019).

Article ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Mahmoud, MS, Farah, JY & Farrag, TE Élimination améliorée du bleu de méthylène par électrocoagulation à l'aide d'électrodes de fer. Egypte. J.Pet. 22, 211-216. https://doi.org/10.1016/j.ejpe.2012.09.013 (2013).

Article Google Scholar

Prica, M. et al. L'étude d'électrocoagulation/flottation : L'élimination des métaux lourds de la solution de fontaine à déchets. Processus de sécurité. Environ. Prot. 94, 262-273 (2015).

Article CAS Google Scholar

Singh, TSA & Ramesh, ST Une étude expérimentale de l'élimination du CI Reactive Blue 25 d'une solution aqueuse par électrocoagulation à l'aide d'une électrode sacrificielle en aluminium : cinétique et influence des paramètres sur les performances de l'électrocoagulation. Dessalement. Traitement de l'eau. 52, 2634-2642 (2014).

Article CAS Google Scholar

Moussa, DT, El-Naas, MH, Nasser, M. & Al-Marri, MJ Un examen complet de l'électrocoagulation pour le traitement de l'eau : potentiels et défis. J. Environ. Géré. 186, 24–41. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2016.10.032 (2017).

Article Google Scholar

El-Shazly, A. & Daous, M. Investigations et étude cinétique de l'effet du débit de la solution sur les performances de l'unité d'électrocoagulation utilisée pour l'élimination des nutriments. Int. J. Electrochem. Sci 8, 12509–12518 (2013).

CAS Google Scholar

Manisankar, P., Rani, C. & Viswanathan, S. Effet des halogénures dans le traitement électrochimique des effluents de distillerie. Chemosphere 57, 961–966 (2004).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Chandra, R., Bharagava, RN & Rai, V. Mélanoïdines en tant que colorant majeur dans les effluents de distillerie à base de mélasse de canne à sucre et sa dégradation. Biorès. Technol. 99, 4648–4660 (2008).

Article CAS Google Scholar

Khaled, B. et al. Étude de l'effet des paramètres de conception du réacteur d'électrocoagulation sur l'élimination du cadmium des eaux usées industrielles synthétiques et phosphatées. Arabe. J. Chem. 12, 1848–1859 (2019).

Article CAS Google Scholar

Khalaf, A., Mubarak, A. & Nosier, S. Élimination de Cr (VI) par électrocoagulation à l'aide d'anodes cylindriques rugueuses verticales et horizontales. Int. J. Electrochem. Sci. 11, 1601–1610 (2016).

CAS Google Scholar

Wang, Y., Wei, H. & Li, Z. Effet du champ magnétique sur les propriétés physiques de l'eau. Résultats dans Physique 8, 262–267 (2018).

Annonces d'article Google Scholar

Han, X., Peng, Y. & Ma, Z. Effet du champ magnétique sur les caractéristiques optiques des solutions d'eau et de KCl. Optik 127, 6371–6376 (2016).

Article ADS CAS Google Scholar

Holysz, L., Szczes, A. & Chibowski, E. Effets d'un champ magnétique statique sur des solutions d'eau et d'électrolyte. J. Colloid Interface Sci. 316, 996–1002 (2007).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Wang, Y. et al. L'effet d'un champ magnétique statique sur la liaison hydrogène dans l'eau à l'aide d'expériences de frottement. J. Mol. Structure. 1052, 102–104 (2013).

Article ADS CAS Google Scholar

Cai, R., Yang, H., He, J. & Zhu, W. Les effets des champs magnétiques sur les liaisons hydrogène moléculaires de l'eau. J. Mol. Structure. 938, 15-19 (2009).

Article ADS CAS Google Scholar

Liu, B. et al. L'utilisation combinée d'un champ magnétique et d'un complexe à base de fer dans le traitement avancé des eaux usées de pâtes et papiers. Chim. Ing. J. 178, 232-238 (2011).

Article CAS Google Scholar

Chen, Y.-J., Li, Y.-H. & Chen, C.-Y. Étude de l'effet du matériau d'électrode et du champ magnétique sur l'efficacité de la production d'hydrogène. Magnétochimie https://doi.org/10.3390/magnetochemistry8050053 (2022).

Article Google Scholar

Meeker, D. FEMM-Software Manual, Manuel de l'utilisateur et didacticiel de la méthode des éléments finis Magnetics, (2004).

Baltzis, KB Le logiciel gratuit de la méthode des éléments finis magnétiques (FEMM) : peut-il servir d'outil pédagogique pour l'enseignement de l'électromagnétisme ?. Éduc. Inf. Technol. 15, 19–36. https://doi.org/10.1007/s10639-008-9082-8 (2010).

Article Google Scholar

Sahu, O. & Dhanasekaran, P. Élimination électrochimique des contaminants des eaux usées de l'industrie de transformation de la canne à sucre à l'aide d'une électrode en cuivre. J. Iran. Chim. Soc. 18, 2101-2113 (2021).

Article CAS Google Scholar

Sahu, O. & Chaudhari, P. Traitement électrochimique des eaux usées de l'industrie sucrière : DCO et élimination de la couleur. J. Electroanal. Chim. 739, 122-129 (2015).

Article CAS Google Scholar

Sahu, O., Mazumdar, B. & Chaudhari, P. Traitement électrochimique des eaux usées de l'industrie sucrière : Optimisation des processus par la méthodologie de la surface de réponse. Int. J. Environ. Sci. Technol. 16, 1527-1540 (2019).

Article CAS Google Scholar

Tiwari, A. & Sahu, O. Traitement des eaux usées de l'industrie agro-alimentaire (sucre) avec du cuivre métallique et du sel : étude combinée d'oxydation chimique et d'électro-oxydation en mode discontinu. Ressource en eau. Ind. 17, 19–25 (2017).

Article Google Scholar

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Faculté d'ingénierie, Département de génie chimique, Université de Minia, El-Minia, 61516, Égypte

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

Département d'ingénierie, Université de technologie et des sciences appliquées, 311, Suhar, Oman

Mohamed S. Mahmoud

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NAMB ; Préparation du projet original, supervision, méthodologie et rédaction du manuscrit final MSM ; Curation des données, ressourcesM.MN ; Administration du projetO.AF ; VisualisationR.HA ; Validation et analyse formelleM.MA-A. ; Méthodologie.

Correspondance à Nasser AM Barakat.

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Réimpressions et autorisations

Fadali, OA, Ali, RH, Nassar, MM et al. Nouvelle cellule d'électrocoagulation tubulaire améliorée par champ électromagnétique pour l'élimination efficace et peu coûteuse de la couleur des eaux usées de l'industrie du sucre de betterave. Sci Rep 13, 8693 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35182-9

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Reçu : 07 février 2023

Accepté : 14 mai 2023

Publié: 29 mai 2023

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

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