Este documento resume la evaluación del funcionamiento de una laguna anaerobia que trata efluentes industriales. Se discute que usar la eficiencia de remoción de DQO como único parámetro puede dar lugar a interpretaciones erróneas debido a fluctuaciones en la carga orgánica. En cambio, el factor alfa modificado, que es la relación entre alcalinidad de bicarbonato y ácidos volátiles, resultó ser un parámetro más sensible que refleja mejor el equilibrio entre las etapas del proceso anaerobio. Las muestras de salida

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I-179 - EVALUACIÓN DEL DESEMPEÑO DE LAGUNAS ANAEROBIAS EN
EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES INDUSTRIALES
Javier Martínez(1)
Ingeniero Químico. Universidad de la República Oriental del Uruguay. Maestría en
Tratamiento de Efluentes, Universidad de la República Oriental del Uruguay.
Dirección(1)
: Manuel Quintela 3166 / 1407 Montevideo, CP 11600 - Uruguay - Tel: (5982)
4809784 - e-mail: javierm@fing.edu.uy - fjma@adinet.com.uy
RESUMEN
El presente trabajo es el resultado de la evaluación del funcionamiento de una laguna anaerobia que procesa
los efluentes generados en una industria de producción de levaduras.
Se discute la pertinencia de la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro para la evaluación
del desempeño de lagunas anaerobias con alimentación variable. Se analiza el tipo de comportamiento hidráulico de
la laguna y se plantea la utilización del factor (alfa)’, cociente entre alcalinidad de bicarbonato y concentración de
ácidos volátiles a la salida, como parámetro de evaluación alternativo.
La determinación de la concentración de ácidos volátiles y alcalinidad se realiza por valoración con ácido
hasta pH 5.75 y 4.3, lo que constituye un procedimiento económico y sumamente sencillo de implementar a
nivel de la industria.
Se concluye que la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de evaluación no refleja
el desempeño de la laguna dando lugar a interpretaciones erróneas. El factor (alfa)’ resultó ser un parámetro
de evaluación de desempeño adecuado ya que presentó sensibilidad y mostró una variación acorde a los
cambios de temperatura registrados y carga orgánica aplicada.
PALABRAS-CLAVE: Lagunas Anaerobias, Efluentes Industriales, Parámetros de Control, Alcalinidad.
INTRODUCCIÓN
En los últimos años se ha incrementado notablemente el uso de reactores anaerobios de alta velocidad para el
tratamiento de efluentes industriales, sin embargo, las lagunas anaerobias continúan siendo una alternativa
en aquellos casos en que la localización de la industria y disponibilidad de terreno lo permiten.
Dentro de las ventajas de las lagunas anaerobias se pueden señalar el bajo costo de inversión, la facilidad de
operación y control y la capacidad para amortiguar importantes fluctuaciones de carga orgánica. Esto último
es particularmente útil en el caso de muchas industrias con procesos discontinuos y producciones variables a
lo largo del año. Como desventaja se destaca la baja carga orgánica que se puede aplicar, la cual oscila entre
0.1 y 0.3 kgDQO/m3
d, dependiendo del efluente y de las temperaturas medias (1).
La evaluación del funcionamiento de las lagunas se realiza básicamente por medio de la eficiencia de
remoción de materia orgánica, comparando el DQO o DBO, a la entrada y salida de la laguna (1). Sin
embargo, esta forma de evaluación solo sería aplicable en los casos donde la alimentación fuera relativamente
constante a lo largo del tiempo o si el proceso de transporte hidráulico en la laguna se ajustara al modelo de
flujo pistón. En el último caso se podría correlacionar la salida y la entrada desfasadas un tiempo igual al
tiempo de retención hidráulico.
En la actualidad se sabe que el proceso de transporte hidráulico en las lagunas se ajusta a un modelo de flujo
disperso (2). En el caso particular de lagunas anaerobias, con relaciones largo/ancho cercanas a 1 y elevados
tiempos de retención hidráulico, el coeficiente de dispersión es grande y el comportamiento hidráulico es
cercano a mezcla completa.
De acuerdo a lo planteado no es correcto la utilización de la eficiencia de remoción de materia orgánica para el
control de las lagunas anaerobias con alimentación variable. El presente trabajo plantea una forma de evaluación
alternativa basada en las características del proceso de degradación biológico que tiene lugar en la laguna.
FOTOGRAFIA
NÃO
DISPONÍVEL

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FUNDAMENTO
Degradación anaerobia
El proceso de degradación que tiene lugar en las lagunas anaerobias se puede considerar en forma
simplificada como el resultado de tres etapas consecutivas: hidrólisis de materia orgánica compleja,
acidogénesis y metanogénesis (3). En la primera etapa enzimas extracelulares degradan la materia orgánica
compleja transformándola en sustratos más simples. En la segunda etapa los sustratos simples son
transformados en ácidos volátiles y en la tercera etapa estos últimos son metabolizados por las bacterias
metanogénicas produciendo metano y bicarbonato. En la Figura 1se presenta un esquema del proceso:
Figura 1: Esquema del proceso.
Como en cualquier proceso biológico, la actividad microbiana de la laguna se ve afectada por una serie de
factores entre los cuales se destacan el pH y la temperatura. La velocidad de las reacciones bioquímicas es
función de la temperatura, por lo que la reducción en este parámetro ambiental se refleja en una menor
capacidad de procesamiento de la laguna. Si bien en las lagunas existe una importante inercia térmica y
cierta aislación, las variaciones estacionales de la temperatura afectan significativamente la actividad de los
microorganismos.
Otro factor que afecta la actividad es el pH, existiendo un rango óptimo de funcionamiento entre 6.6 y 7.4,
siendo las bacterias metanogénicas las de mayor sensibilidad (4). El pH en la laguna depende de las
características del efluente y el grado de equilibrio entre las etapas de acidogénesis y metanogénis. Dentro de
las características del efluente se destacan el pH, la capacidad buffer y la presencia de compuestos
nitrogenados.
En la segunda etapa del proceso se generan ácidos volátiles, si por alguna causa se produce acumulación de
los mismos el pH tiende a bajar. La reducción será mayor cuanto mayor sea la velocidad de acumulación y
menor sea la capacidad buffer del sistema.
En la tercera etapa se consumen los ácidos volátiles produciéndose metano y bicarbonato. El bicarbonato
aporta capacidad buffer adicional al sistema lo que tiende a mantener el pH dentro del rango de
funcionamiento óptimo.
La última etapa es el paso más lento del proceso y el grupo de bacterias que intervienen son las más
sensibles. Este hecho hace necesario la regulación de la carga aplicada al sistema de forma que la actividad
metanogénica sea suficiente para procesar los ácidos volátiles generados en la etapa anterior. Un aumento
significativo de carga o una diminución de actividad metanogénica se manifestará por la acumulación de
ácidos volátiles y la reducción relativa de la concentración de bicarbonato. Si la situación persiste, se puede
superar la capacidad buffer del sistema y el pH comenzará a disminuir desestabilizando aún más el proceso.
El pH no es un buen parámetro de control ya que resulta enmascarado por la capacidad buffer del sistema.
Por otro lado su sensibilidad es baja ya que se requiere una variación de 10 veces en la concentración
hidrogenionica para lograr un cambio de una unidad de pH.
La concentración de ácidos volátiles y las alcalinidades total y de bicarbonato resultan ser parámetros de
control mucho más útiles ya que reflejan el grado de equilibrio entre las etapas acidogénica y metanogénica.
En los últimos tiempos el cociente entre alcalinidad de bicarbonato y alcalinidad total, conocido como “factor
α”, ha sido utilizado por varios investigadores como uno de los indicadores más sensibles del desempeño de
reactores anaerobios de alta velocidad (4,5,6). Este parámetro refleja la compatibilidad entre la carga
aplicada y la actividad metanogénica existente, o en forma más general el grado de estabilidad del sistema.
Etapa
Sustratos
Simples
Ácidos
Volátiles
Metano +
Bicarbonato
Etapa
Sustratos
Complejos
Etapa

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Tal como está planteado, el factor α tiene un rango de variación de 0 a 1. En el presente trabajo se plantea la
utilización de una variante de dicho factor, utilizando el cociente entre la alcalinidad al bicarbonato y los
ácidos volátiles expresados en las mismas unidades, que se denominará “factor α’ ”. Se considera que este
factor refleja mejor los posibles desequilibrios del sistema ya que presenta mayor rango de variación, lo que
lo hace ser mucho más sensible.
Modelo hidráulico
La consideración del modelo hidráulico del sistema es fundamental a la hora de inferir sobre el
comportamiento del sistema a partir de la evolución de los parámetros característicos de la corriente de
salida. En los casos que el modelo se ajusta a mezcla completa la composición del líquido dentro del sistema
y a la salida del mismo son iguales, sin embargo si el modelo es de tipo pistón existirá un perfil en la
dirección del flujo (7).
El proceso de transporte hidráulico en las lagunas se ajusta a un modelo de flujo disperso caracterizado por el
factor de dispersión “d” que se calcula de acuerdo a la ecuación desarrollada por Sáens (2):
d={
{
{
{1.158*[
[
[
[R*(W+2*Z)]
]
]
]0.489
*(W)1.511
}
}
}
}/ {
{
{
{(T+42.5)0.734
*(L*Z)1.489
}
}
}
}
R: tiempo de retención hidráulico (días)
L, W y Z : largo, ancho y profundidad (m)
T: temperatura (°C).
Cuando el coeficiente de dispersión tiende a cero el modelo de flujo se acerca al pistón, mientras que para
valores grandes, mayores de 0.2, se aproxima a mezcla completa. (7).
En el caso de las lagunas anaerobias con relaciones entre W y L cercanas a la unidad y elevados tiempos de
retención, los valores del coeficiente de dispersión suelen ser mayores de 0.2. Si no se requiere demasiada
precisión, el modelo de flujo se puede aproximar al de mezcla completa.
De acuerdo a lo anterior las características de una muestra toma a la salida de la laguna son similares a las de
la masa de líquido contendido en ella. Por lo tanto los valores del parámetro α’ determinados en las muestras
de salida permiten inferir directamente sobre el grado equilibrio entre las etapas acidogénica y metanogénica.
MATERIALES Y MÉTODOS
El estudio se realizó en una laguna anaerobia que forma parte del sistema de tratamiento de una industria de
producción de levadura. Dicho sistema consiste en una pileta pulmón, una laguna anaerobia y un sistema de
lodos activados conectados en serie. Los valores medios de largo, ancho y profundidad de la laguna son de 50
x 35 x 4 m respectivamente, lo que representa un volumen de 7.000 m3
. La alimentación se realiza en cuatro
puntos sumergidos aproximadamente 3 m, ubicados en el lado opuesto de la descarga.
La evaluación abarcó un período de ocho meses. Los análisis de laboratorio se realizaron sobre muestras
compuestas de entrada y muestras puntuales de salida. Para la composición de la alimentación se tomaron
semanalmente tres muestras del tanque pulmón. Los parámetros analizados fueron DQO total y soluble, pH,
alcalinidad total y de bicarbonato y ácidos volátiles. En todos los casos la frecuencia fue semanal.
El DQO fue realizado utilizando la técnica estándar de oxidación con dicromato en reflujo cerrado (8). Para
el pH se utilizó pHmetro, las alcalinidades y ácidos volátiles fueron estimados a partir de la valoración con
ácido sulfúrico hasta pH 5.75 y 4.3 (6). Las alcalinidades total y de bicarbonato corresponden a los
equivalentes de ácido sulfúrico consumidos en la valoración hasta pH 4.3 y 5.75 respectivamente, expresadas
en mg/l de carbonato de calcio. Los ácidos volátiles se calculan asumiendo que la diferencia entre las
alcalinidades corresponde al 85 % de los mismos, expresados en las mismas unidades (6).

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AB = AT – 0.85* AV
AB: alcalinidad de bicarbonato (mg/l CaCO3)
AT: alcalinidad total (mg/l CaCO3)
AV: ácidos volátiles (mg/l CaCO3)
AV (mg/l CaCO3) = 0.83 * AV (mg/l HAc)
El cálculo de alcalinidades y ácidos planteado resulta ser una buena estimación de los valores reales de estos
parámetros y consiste en un procedimiento económico y sumamente sencillo de implementar a nivel de la
industria.
CARACTERIZACIÓN DE LA ALIMENTACIÓN
La alimentación de la laguna consistió en el total de los efluentes de la producción de levaduras mas los lodos
purgados del sistema de lodos activados.
En el período de estudio el caudal del efluente varió entre 120 y 200 m3
/d. La composición media del mismo
se presentan en la Tabla 1.
Tabla 1: Composición del efluente.
Parámetro Valor medio
PH 5.3
DQO total mg/l 9400
DQO soluble mg/l 8400
SST mg/l 750
Alcalinidad total mg/l CaCO3 1200
Acidos volátiles mg/l HAc 1650
NTK soluble mg/l 150
P soluble mg/l 10
La cantidad media de lodos purgados del sistema de lodos activados se estimó en 150 kg SSV/d. La
introducción de los lodos a la laguna se realizó por medio de una alimentación independiente intercalada con
las entradas del efluente.
RESULTADOS
En las Tablas 2 se presentan los valores medios mensuales de los parámetros de control, registrados durante
los ocho meses de evaluación. En todos los casos los valores medios fueron calculados en base a los
resultados semanales.
Tabla 2: Parámetros de control.
DQO tot. Mg/l DQO sol. Mg/l
Mes Caudal
m3
/d Entr. Sal. Entr. Sal.
TRH
días
Carga
KgDQO/m3d
PH
Sal.
AB mg/l
Sal.
AT mg/l
Sal.
AV mg/l
Sal.
Jun 185 11920 6580 11390 5070 37.8 0.32 6.5 695 2005 1855
Jul 200 10530 6900 9510 6430 35.0 0.30 6.3 590 2000 1995
Ago 185 9130 7380 8140 6880 37.8 0.24 6.4 690 2335 2330
Set 185 9110 6400 8410 5330 37.8 0.24 6.5 920 2565 2330
Oct 175 8060 5880 7420 5040 40.0 0.20 6.5 1245 2980 2455
Nov 150 7830 5120 6940 4730 46.7 0.17 6.5 1560 3625 2925
Dic 145 9170 6030 6950 5280 48.3 0.19 6.7 1315 3030 2425
Ene 120 9190 5130 8710 4810 58.3 0.16 6.7 1215 2295 1535
AB y AT en mg/l de CaCO3, AV en mg/l de HAc
El TRH varió en un rango de 35 a 58 días, con valores relativamente constantes entre junio y setiembre,
seguidos de valores crecientes entre octubre y enero. El DQO total de la alimentación presentó valores

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extremos de 11920 y 7830 mg/l, con tendencia decreciente entre junio y noviembre. La carga orgánica media
fue de 0.22 KgDQO/m3
d, con valores extremos de 0.16 y 0.32 KgDQO/m3
d y tendencia general decreciente
en el período estudiado. La carga orgánica aportada por la purga del sistema de lodos activados se estimó en
0.03 KgDQO/m3
d, lo que representa un 13 % de la carga media correspondiente al efluente.
El coeficiente de dispersión de la laguna varío entre 0.56 y 0.73, por lo que el modelo hidráulico se puede
aproximar al de mezcla completa (para los cálculos se utilizó en todos los casos una temperatura del agua de
15 °C).
En la Tabla 3 y Gráfico 1 se presenta la evolución de los parámetros utilizados para evaluar el desempeño de
la laguna.
Tabla 3. Parámetros de evaluación.
Mes Ef. DQO tot. % α
α
α
α = AB/AT α
α
α
α’ = AB/AV *
Jun 44.8 0.35 0.45
Jul 34.5 0.30 0.36
Ago 19.2 0.30 0.36
Set 29.7 0.36 0.48
Oct 27.0 0.42 0.61
Nov 34.6 0.43 0.64
Dic 34.2 0.43 0.65
Ene 44.2 0.53 0.96
* AB y AV en las mismas unidades
Gráfico 1. Parámetros de evaluación.
DISCUSION DE LOS RESULTADOS
La comparación entre los valores de α (AB/AT) y α’ (AB/AV) muestra claramente la mayor sensibilidad del
último. En el caso de α se verifica un apartamiento máximo del 26% respecto al valor medio, mientras que
para α’ dicho apartamiento alcanza el 71%.
El análisis de la evolución de los valores del factor α’ indica un período de baja estabilidad desde junio hasta
agosto, una recuperación continua hasta octubre, seguido de un período relativamente constante hasta
diciembre y finalmente un sensible incremento en enero.
0
10
20
30
40
50
jun jul ago set oct nov dic ene
mes
Ef.DQO
tot.
%
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0 AB/AV
Ef.DQO
AB/AV

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El período de menor estabilidad coincide con una menor actividad metanogénica, producto de las bajas
temperaturas en los meses de invierno, y con los mayores valores de carga orgánica aplicada. El posterior
aumento de la estabilidad es el resultado del progresivo aumento de temperatura ambiente
(fundamentalmente en los meses de diciembre y enero) y de la reducción en la carga orgánica aplicada.
Si la evaluación del desempeño de la laguna se realizara en base a los valores de eficiencia de remoción de
DQO se concluiría que existió una importante reducción de actividad en los meses de julio y agosto, seguida
de una mejora en setiembre, una leve reducción en octubre, mejorando luego hasta alcanzar en enero una
actividad similar a la registrada en junio.
Esta última evaluación induce a errores ya que la brusca caída en la eficiencia de remoción de DQO
registrada en los meses de julio y agosto se debe fundamentalmente a la disminución en el DQO de la
alimentación. Por otro lado se concluiría que el desempeño de la laguna es similar en los meses de junio y
enero ya que las eficiencias de remoción de DQO fueron muy similares. Resulta claro que esta conclusión es
errónea ya que el desempeño de la laguna tiene que ser muy diferente en invierno que en verano, tanto por
efecto de la temperatura como de la carga aplicada.
CONCLUSIONES
El modelo hidráulico de la laguna se puede aproximar al de mezcla completa ya que el coeficiente de
dispersión fue mayor de 0.5. Por lo tanto, es correcto inferir directamente sobre el desempeño de la laguna a
partir de los valores de los parámetros determinados en las muestras de salida.
Cuando la concentración de la alimentación de la laguna es variable no se puede correlacionar directamente
la entrada y la salida. En esos casos, la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de
evaluación de desempeño puede inducir a errores.
El factor α’ (AB/AV) resultó ser un parámetro de evaluación de desempeño adecuado ya que su variación fue
acorde a los cambios de temperatura registrados y carga orgánica aplicada. Por otro lado la sensibilidad de
este factor resultó significativamente mayor que la del factor α (AB/AT).
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
1. UEHARA, M., LIMA, W. (1989), Operacao e Manutencao de Lagoas Anaeróbias e Facultativas,
CETESB, Brasil.
2. SAENZ, R. (1987). Predicción de la calidad del efluente en lagunas de estabilización,
CEPIS/OPS/OMS.
3. HENZE, M. (1997), Basic Biological Processes. In: Wastewater Treatment: Biological and Chemical
Processes, Henze, M., Harremoes, P., Jansen, J. la Cour, 2.ed.Springer, Germany.
4. FORESTI, E. (1994), Fundamentos do Processo de Digestao Anaeróbia. En: III Taller y Seminario
Latinoamericano “Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales”, Universidad de la República, Uruguay.
5. NOYOLA, A. (1994), Diseño, Inoculación y Arranque de Reactores UASB. En: III Taller y Seminario
Latinoamericano “Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales”, Universidad de la República, Uruguay.
6. JENKINS, S.R., MORGAN, J. M., SAWYER, C.L. (1983), Measuring anaerobic sludge digestion and
growth by a simple alkalimetric titration, Journal WPCF, Vol.55, N°5.
7. LEVENSPIEL, O. (1981), Ingeniería de las Reacciones Químicas, Ed. Reverté, España.
8. APHA, AWWA, WEF (1995). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19th
ed..