Evaluación del desempeño de lagunas anaerobias en el tratamiento de efluentes industriales

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/m3d, 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.

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 á”, 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.

Tal como está planteado, el factor á 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 á’ “. 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):

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 á’ 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).

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.

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.

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 extremos de 11920 y 7830 mg/l, con tendencia decreciente entre junio y noviembre. La carga orgánica media fue de 0.22 KgDQO/m3d, con valores extremos de 0.16 y 0.32 KgDQO/m3d 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/m3d, 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.

DISCUSION DE LOS RESULTADOS

La comparación entre los valores de á (AB/AT) y á’ (AB/AV) muestra claramente la mayor sensibilidad del último. En el caso de á se verifica un apartamiento máximo del 26% respecto al valor medio, mientras que para á’ dicho apartamiento alcanza el 71%.

El análisis de la evolución de los valores del factor á’ 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.

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 á’ (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 á (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..

Javier Martínez(1)
Ingeniero Químico. Universidad de la República Oriental del Uruguay. Maestría en
Tratamiento de Efluentes, Universidad de la República Oriental del Uruguay.