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TRATAMIENTOS BIOLÓGICOS DE AGUAS RESIDUALES 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 José Ferrer Polo 
 Dpto. Ingeniería Hidráulica y Medio Ambiente 
 Universidad Politécnica de Valencia 
 
 Aurora Seco Torrecillas 
 Dpto. Ingeniería Química 
 Universitat de València 
 
 
 
 
1 
 
1. MÉTODOS BIOLÓGICOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 
 
 
1.1. Introducción. 
 
Los tratamientos biológicos tuvieron en un principio como objeto la eliminación de la 
materia orgánica de las aguas residuales. Posteriormente se les ha ido dando otros usos como 
son: la oxidación del nitrógeno amoniacal (nitrificación), la eliminación del nitrógeno de las 
aguas residuales mediante la conversión de las formas oxidadas en N2 (desnitrificación) o la 
eliminación de fósforo. 
 
En todo este tipo de procesos se utilizan reacciones asociadas a los organismos vivos. 
Los microorganismos crecen utilizando los contaminantes del agua como fuente de carbono 
y/o como fuente de energía, convirtiéndolos en nuevos microorganismos (biomasa), dióxido 
de carbono y otros compuestos inocuos. La fuente de carbono y/o energía se denomina 
sustrato, por lo que en estos tratamientos la eliminación de contaminantes se conoce como 
consumo de sustrato. Los procesos de crecimiento de biomasa y de consumo de sustrato están 
totalmente relacionados, denominándose rendimiento a la cantidad de biomasa generada por 
unidad de sustrato eliminado. 
 
Los tratamientos biológicos se prestan a diversas clasificaciones. Cabe distinguir entre 
dos tipos claramente diferenciados: 
 
1. Procesos biológicos de cultivo en suspensión. 
 
2. Procesos biológicos de soporte sólido. 
 
En todos estos procesos es preciso retener en el sistema la biomasa creada con objeto 
de que se produzca el proceso. En los de cultivo en suspensión se suele recurrir a una 
decantación y recirculación de la biomasa, mientras que en los de soporte sólido la retención 
de la misma queda asegurada por las características del propio proceso. 
 
Los sistemas más característicos de los primeros son los fangos activados, las lagunas 
aireadas, y el lagunaje. Entre los segundos se encuentran los filtros percoladores, los biodis-
cos y los lechos de turba. 
 
 
1.2. Organismos más importantes que intervienen en los sistemas de tratamiento 
biológico. 
 
1.2.1. Introducción. 
 
Los organismos se pueden clasificar desde diversos puntos de vista. Desde el punto de 
vista de la depuración de aguas, la clasificación trófica es de gran importancia. 
 
Los microorganismos necesitan para su crecimiento: carbono, nutrientes inorgánicos, 
energía y poder reductor. Los microorganismos obtienen la energía y el poder reductor de las 
reacciones de oxidación del sustrato. Así, cuanto mayor es la DQO del sustrato, mayor es la 
energía y el poder reductor (electrones) que es capaz de suministrar un sustrato. 
 
 
 
 
2 
Las reacciones de oxidación del sustrato, por una parte suministran electrones a los 
“transportadores de electrones” transformando las formas oxidadas (NAD, nicotinamín-
adenín-dinucleótido) en las correspondientes formas reducidas (NADH2). Estas formas 
reducidas aportan los electrones necesarios en el proceso de síntesis celular. 
 
Por otra parte, cuando los electrones suministrados en las reacciones de oxidación del 
sustrato pasan, a través de la cadena de transporte de electrones, al aceptor final de electrones, 
se genera una gran cantidad de energía en forma de ATP (adenosín-trifosfato) que es utilizada 
en las reacciones de biosíntesis. 
 
En función de la fuente de carbono y del dador de electrones utilizados se clasifican 
en autótrofos y heterótrofos. Son autótrofos aquellos organismos capaces de sintetizar materia 
orgánica a partir de las sustancias minerales (fuente de carbono el CO2 y utilizan como dador 
de electrones, materia inorgánica como NH4+ y NO2-). Los organismos heterótrofos son 
aquellos que precisan de la materia orgánica para su desarrollo y mantenimiento (fuente de 
carbono y dador de electrones, la materia orgánica). 
 
En función del tipo de aceptor de electrones se clasifican en aerobios, anaerobios y 
facultativos. Los denominados aerobios sólo utilizan oxígeno. Los anaerobios sólo pueden 
crecer en ausencia de oxígeno molecular y, los facultativos utilizan oxígeno cuando está 
presente pero pueden utilizar otro aceptor de electrones cuando no lo está. Dentro de este 
último grupo cabe destacar las bacterias desnitrificantes que reducen el nitrato a nitrógeno 
molecular. 
 
 
Figura 1.- Flóculos típicos de los fangos activados (cortesía de EGEVASA). 
 
 
 
 
3 
1.2.2. Bacterias. 
 
Hay tanto formas autótrofas como heterótrofas. Estas últimas utilizan para su 
crecimiento compuestos orgánicos solubles. 
 
En los sistemas biológicos de depuración intervienen en múltiples procesos. Entre 
ellos, el más importante es el de la eliminación de la materia orgánica por la vía aerobia 
(oxidación y síntesis de nuevos materiales orgánicos en forma de material celular). Pero 
también intervienen en los procesos de descomposición anaerobia, así como en los de 
desnitrificación, nitrificación y acumulación de fósforo en sistemas de eliminación de 
nutrientes en plantas de fangos activados. 
Figura 2.- Organismos filamentosos observados en plantas de tratamiento de aguas 
residuales (cortesía de EGEVASA). 
 
En el proceso de fangos activados las bacterias constituyen normalmente el 95% de la 
biomasa. Las bacterias aisladas tienen un tamaño muy pequeño (0.5 – 1.0 µm) por lo que 
sería imposible separarlas del agua tratada. Sin embargo, bajo condiciones adecuadas, las 
bacterias en el proceso de fangos activados crecen formando agregados que alcanzan tamaños 
entre 0.05 y 1.0 mm. Las bacterias responsables de la formación de los bioflóculos son las 
denominadas formadoras de flóculos. De esta forma las bacterias sedimentan en el 
clarificador secundario, produciendo un efluente final clarificado y un fango espesado. En la 
Figura 1 se muestran ejemplos de flóculo tipo. Sin embargo, no todas las bacterias en los 
fangos activados son capaces de formar flóculos, pudiéndose desarrollar bacterias filamento-
sas que pueden dar lugar a problemas operacionales. Aunque en pequeñas proporciones estas 
 
 
 
 
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bacterias contribuyen a dar fuerza al flóculo frente a los esfuerzos cortantes de los equipos de 
aireación, en grandes cantidades mantienen los flóculos alejados unos de otros, dificultando 
la sedimentación. Hay otro tipo de bacterias problemáticas que provocan la aparición de 
grandes cantidades de espumas en el reactor biológico y en el decantador. Aproximadamente 
son 20 los organismos filamentosos diferentes que aparecen con frecuencia en los procesos 
de fangos activados. En la Figura 2 se muestran fotografías de la observación al microscopio 
de algunos de los tipos más comunes de bacterias filamentosas en las plantas de tratamiento 
de aguas residuales. 
 
1.2.3. Protozoos. 
 
Son microorganismos heterótrofos. La mayoría de los protozoos viven libremente en 
la naturaleza, aunque algunas especies son parásitas, viviendo en un organismo huésped, que 
puede variar desde algas hasta seres humanos. La mayoría son aerobios o anaerobios fa-
cultativos, aunque se han encontrado algunos tipos anaerobios. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
a) b) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
c) d) 
Figura 3.- Protozoos observados en fangos activados. a) Flagelados; b) amebas; c) ciliados 
nadadores libres y d) ciliados fijos (cortesía de EGEVASA). 
 
 
 
 
 
5 
Pueden alimentarse de bacterias u otros microorganismos (holozoicos) o de materia 
orgánica disuelta (osmotrófos), aunque no se cree que compitan eficazmente con las bacterias 
por el sustrato soluble, pudiéndose asumir que la eliminación de la materia orgánica disuelta 
es llevada a cabo por las bacterias. 
 
Los protozoos constituyen aproximadamente el 5% de la biomasa de los fangos 
activados, habiéndoseencontrado unas 200 especies. Estos organismos son un componente 
necesario de los fangos activados llevando a cabo por una parte una eliminación de coli-
formes y patógenos, clarificando el efluente, y contribuyendo, por otra, a la floculación de la 
biomasa aunque su contribución es menos importante que la de las bacterias formadoras de 
flóculos. 
 
Los protozoos también juegan un papel importante en los sistemas de cultivo fijo, 
donde están presentes en mayor proporción. Su contribución al proceso es la misma que en 
los cultivos en suspensión. 
 
Los cuatro grupos básicos de protozoos en los fangos activados son flagelados, 
amebas y formas nadadoras libres y fijas de ciliados (Figura 3). 
 
1.2.4. Hongos. 
 
La mayoría son aerobios estrictos, toleran valores de pH relativamente bajos y tienen 
unos requisitos de nitrógeno mucho más bajos que las bacterias. 
 
Aunque pueden utilizar la materia orgánica disuelta, rara vez compiten con las 
bacterias en los sistemas de cultivo en suspensión. Bajo determinadas condiciones (pH bajos, 
déficit de nitrógeno) pueden proliferar, produciendo unos fangos con pobres cualidades de 
sedimentación. Son más frecuentes en los sistemas de cultivo fijo constituyendo en estos 
sistemas una parte importante de la biomasa. 
 
1.2.5. Algas. 
 
Son organismos fotosintéticos muchos de ellos unicelulares, y que cuando son 
pluricelulares no forman verdaderos tejidos. 
 
La mayor parte de los autores sitúan dentro de ellas a las algas azules (Cianofíceas) 
que son organismos fotosintéticos pero sin diferenciación nuclear (procariotes), por lo que 
otros autores las sitúan dentro de las bacterias denominándolas Cianobacterias. Algunas de 
ellas son capaces de utilizar el nitrógeno atmosférico (N2) como fuente de nitrógeno, proceso 
que recibe el nombre de fijación. 
 
Desde el punto de vista de la Ingeniería Sanitaria cabe destacar los siguientes aspectos 
de las algas: 
 
1. Su utilización en los sistemas de depuración no es tanto por su capacidad de depurar sino 
como fuente de oxígeno en los sistemas extensivos. 
 
2. Al ser autótrofas su presencia en un sistema de depuración no disminuye el contenido en 
materia orgánica sino que lo aumenta pues la sintetizan a partir de las fuentes minerales 
de carbono existentes. En el caso de las cianobacterias son capaces de generar cantidades 
 
 
 
 
6 
de materia orgánica superiores a las presentes en las aguas de vertido, al suplir los déficits 
de nitrógeno existentes en las aguas residuales urbanas con nitrógeno atmosférico. 
 
1.2.6. Rotíferos. 
 
Son organismos aerobios y multicelulares cuya extremidad anterior está modificada 
en un órgano ciliado, el aparato rotador, que utilizan para la captura de alimentos y el movi-
miento. En los sistemas de fangos activados constituyen normalmente, junto a los nemátodos, 
la cima de la pirámide trófica; ejerciendo una acción predadora sobre el resto de los 
organismos que existen en el medio (Figura 4). 
 
Figura 4.- Rotífero (Contraste de fase 100x) (cortesía de EGEVASA). 
 
1.2.7. Nemátodos. 
 
En los sistemas de depuración actúan como predadores de los organismos inferiores, 
y, como ya se ha dicho antes, en los fangos activados constituyen la cima de la pirámide 
trófica. 
 
1.3. Procesos que tienen lugar en los tratamientos biológicos. 
 
En los tratamientos biológicos tienen lugar una serie de transformaciones de vital 
importancia (Figura 5): 
 
Crecimiento biológico. Los microorganismos presentes son capaces de utilizar moléculas 
pequeñas y simples para su crecimiento, tales como ácido acético, etanol, metanol, glucosa, 
amonio, nitrito, etc. 
 
Hidrólisis. Consiste en la transformación de moléculas de gran tamaño en moléculas 
pequeñas, directamente degradables mediante la acción de enzimas extracelulares producidas 
por los microorganismos. Tiene lugar la hidrólisis tanto de la materia particulada como de la 
disuelta. Estos procesos son normalmente más lentos que los de crecimiento biológico, por lo 
que suelen convertirse en los limitantes. 
 
 
 
 
7 
 
Desaparición de biomasa (decay). Esta desaparición engloba el consumo de biomasa debido 
a: 
 
- Mantenimiento: energía necesaria para los procesos celulares (motilidad, regulación 
osmótica, transporte molecular, etc.). Cuando los aportes externos de energía son menores 
que las necesidades de energía para mantenimiento, las células obtienen la energía 
necesaria de la degradación de reservas de energía existentes en el interior de la célula, lo 
que da lugar a una disminución de la biomasa (metabolismo endógeno). Cuando todas las 
reservas endógenas se han agotado las células mueren. 
- Predación: organismos superiores en la cadena trófica (p.e. protozoos) utilizan bacterias 
como alimento. 
- Muerte y lisis: cuando las células mueren se produce la rotura de la pared celular y el 
citoplasma y otros constituyentes pasan al medio donde, tras sufrir un proceso de 
hidrólisis, se convierten en sustrato para otros organismos. Los materiales más complejos 
permanecen como residuo orgánico inerte (debris) ya que prácticamente no se solubilizan. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 5.- Transformaciones biológicas en plantas de tratamiento. 
 
Desde el punto de vista ingenieril es conveniente la utilización de modelos 
simplificados ya que son más fáciles de aplicar. En el caso de la desaparición de biomasa, 
proceso que engloba un gran número de interacciones, existen dos formas aproximadas de 
abordar su modelación: el modelo de lisis-recrecimiento y el modelo tradicional (que es el 
que se utilizará en este desarrollo). 
 
En el modelo de lisis-recrecimiento toda la biomasa puede sufrir el proceso de lisis, 
aunque a velocidades diferentes según el tipo de organismo, dando lugar a materia orgánica 
particulada hidrolizable y un residuo inerte, debris. La materia orgánica particulada es 
hidrolizada a materia orgánica soluble que es utilizada por la biomasa activa para nuevo 
crecimiento. En la Figura 5 se incluye una representación esquemática de este modelo. 
 
En el modelo tradicional (más simple que el anterior) la biomasa activa es destruida 
Crecimiento biológico 
Materia lentamente biodegradable 
Materia fácilmente biodegradable 
Biomasa 
Materia inerte (Debris) 
DECAY
hidrólisis
 
 
 
 
8 
como resultado del decay y los electrones cedidos en la oxidación del carbono a dióxido de 
carbono pasan al aceptor de electrones. La biomasa no es totalmente oxidada quedando una 
fracción como debris. Este debris se va acumulando en el fango disminuyendo la fracción 
activa de la biomasa. La ecuación que representa el proceso viene dada por: 
 
Debris++→+ − nutrientesreducidoaceptor + CO eaceptorBiomasa 2 (1)
 
1.3.1. Organismos heterótrofos. 
 
Estos organismos son los que actúan básicamente en los sistemas biológicos de 
depuración, pudiendo actuar bien por vía aerobia o anóxica, bien por vía anaerobia. En la 
Figura 6 se muestra un esquema de las transformaciones que sufre la materia orgánica bajo la 
acción de estos organismos. 
 
En la vía aerobia y en la anóxica, estos organismos, tras la introducción de la materia 
orgánica en su interior, la someten a dos transformaciones diferentes. Una de descomposición 
que, básicamente, transforma esa materia orgánica en CO2, agua y otros compuestos 
inorgánicos (NH+4, …). Dado que esta reacción es exotérmica, proporciona energía al resto 
de las funciones celulares. Este proceso recibe el nombre de catabolismo. La otra consiste en 
la síntesis de tejido celular a partir de los nutrientes, la materia orgánica presente y la energía 
producida en los procesos catabólicos. Recibe el nombre de anabolismo. 
 
 
 
 
 
Figura 6.- Representación esquemática del metabolismo bacteriano heterótrofo. 
 
Por otra parte, en el proceso de desaparición de la biomasa algunos de los constitu-
yentes de la célula son transformados en productos finales. La fracción de la materia celular 
queno puede degradarse o que lo hace muy lentamente, da lugar a un residuo orgánico inerte 
(debris). 
Energía 
Reacción exotérmica 
Productos 
finales
Respiración 
endógena 
Materia 
celular
Residuo 
orgánico 
Materia 
 orgánica 
Síntesis celular Nutrientes 
 
 
 
 
9 
En la vía anaerobia las transformaciones de la materia orgánica tienen lugar en 
múltiples etapas, aunque de forma resumida puede considerarse que se realizan en dos. En la 
primera de ellas las bacterias acidogénicas descomponen la materia orgánica en sustratos más 
simples, normalmente de carácter ácido y de ahí su nombre, capaces de ser utilizados por las 
bacterias metanogénicas, que transforman estas sustancias en metano (segunda etapa). Esta 
vía se estudiará con más detalle en un capítulo posterior. 
 
En todos los casos los compuestos orgánicos insolubles han de ser solubilizados antes 
de ser consumidos. Además, los compuestos solubles de elevado peso molecular han de ser 
reducidos a compuestos más pequeños a fin de hacer posible su paso a través de la membrana 
celular. Las reacciones responsables de la solubilización y reducción del tamaño de los 
compuestos orgánicos son reacciones hidrolíticas catalizadas por enzimas extracelulares 
producidos por las bacterias. 
 
1.3.2. Organismos autótrofos. 
 
Los organismos autótrofos tienen la capacidad de utilizar materiales inorgánicos para 
la producción de energía y síntesis celular. La energía la obtienen bien de la luz (fotosin-
téticos) o bien de reacciones inorgánicas de oxidación-reducción (quimiosintéticos), como 
puede verse en el esquema de la Figura 7. 
 
Dentro de los organismos autótrofos fotosintéticos, pueden citarse las algas que intro-
ducen oxígeno en el sistema de tratamiento. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 7.- Representación esquemática del metabolismo bacteriano autótrofo 
quimiosintético. 
 
Dentro de los organismos autótrofos quimiosintéticos, cabe citar las bacterias 
nitrificantes que efectúan la oxidación de amonio a nitrato (nitrificación). 
 
+−−+ +→++ HNO + O H+.microorg 
 
 Autótrofos HCOO + CONH 323224 (2)
 
La desaparición de microorganismos autótrofos por muerte y lisis de los mismos da 
lugar a la aparición en la disolución de sustrato lentamente biodegradable, que es hidrolizado 
y consumido por los organismos heterótrofos originando productos finales, y debris. 
CO2 
Materia 
inorgánica 
reducida 
Materia 
inorgánica 
oxidada 
Nutrientes 
Síntesis 
celular
Residuo 
orgánico 
Productos 
finales 
 
Energía 
 
 
 
 
10 
 
1.4. Cinética de las reacciones de los organismos heterótrofos. 
 
Dado que la mayoría de los tratamientos biológicos se utilizan para la eliminación de 
materia orgánica, este apartado se centrará en las reacciones bioquímicas que llevan a cabo 
las bacterias heterótrofas en condiciones aerobias y anóxicas. En temas posteriores se 
abordará el estudio de las reacciones de los organismos autótrofos y de los organismos 
heterótrofos en condiciones anaerobias. 
 
Como se ha comentado en el apartado anterior, desde el punto de vista ingenieril es 
conveniente la utilización de modelos simplificados, cuyos parámetros y variables sean 
fácilmente determinables. Por ello en este desarrollo se va a utilizar el modelo clásico para 
representar el crecimiento y desaparición de la biomasa. 
 
Las reacciones anteriores tienen unas características cinéticas definidas por unos 
parámetros que, en cada caso, se determinarán en planta piloto. No obstante para un 
dimensionamiento previo se pueden utilizar unos valores medios de los mismos, 
característicos de distintos tipos de aguas residuales. 
 
En este capítulo, tras la introducción de los principales parámetros y variables que in-
tervienen en los procesos biológicos de degradación de materia orgánica, se deducen las 
ecuaciones cinéticas y se proponen unos valores medios de los parámetros correspondientes a 
los microorganismos heterótrofos válidos para un predimensionamiento de las instalaciones. 
 
1.4.1. Parámetros y variables. 
 
Los parámetros que se van a utilizar se resumen en el esquema de la Figura 8 y se 
definen como: 
 
Y = coeficiente de producción de biomasa, relación entre la materia celular producida y 
la materia orgánica total que se degrada, g DQO/g DQO. 
b = coeficiente de desaparición de biomasa, fracción de la materia celular que por 
unidad de tiempo se consume en mantenimiento, predación y muerte (días-1). 
fD = fracción de la materia celular que tras su muerte queda como residuo orgánico no 
biodegradable (debris). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 8.- Representación esquemática del metabolismo bacteriano heterótrofo. 
 
Materia 
orgánica 
Residuos 
finales 
Materia 
celular 
Residuo 
inerte 
(1-fD) b 
fD b 
1-Y 
Y 
 
 
 
 
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La materia orgánica puede estar presente en forma disuelta y suspendida y se puede 
definir por la DBO5 o por la DQO. La utilización de la DQO facilita el planteamiento de los 
balances de materia en el sistema, por lo que se utilizará en este desarrollo. Se distinguen dos 
fracciones, disuelta (S, g/m3) y la suspendida (X, g/m3). Dentro de la DQO soluble puede a su 
vez distinguirse entre biodegradable (SF) e inerte (SI). Análogamente, para la DQO 
suspendida se diferencia entre la biodegradable (XS) y la inerte (XI). Generalmente se asume 
que SF es rápidamente biodegradable por lo que no necesita sufrir un proceso de hidrólisis 
para poder ser asimilada por los microorganismos, proceso que sí necesita sufrir XS. 
 
Los sólidos suspendidos totales (XT) están constituidos por la biomasa y la materia 
particulada. La biomasa está compuesta por la fracción activa y la fracción inerte, residuo 
orgánico procedente de la desaparición de biomasa. Por su parte la materia particulada inclu-
ye los sólidos no volátiles, la DQO suspendida no biodegradable y la DQO suspendida 
biodegradable procedentes del influente y que se acumulan en el fango. 
 
La relación entre el valor de la concentración de materia celular expresada como 
DQO (X) y el valor de dicha concentración expresada como SSV puede obtenerse a partir de 
la ecuación (3): 
 
... + NH + OH 2 + CO 5 HO 5 +NOHC 4222275
++ →+ (3)
 
Los pesos moleculares de los reactantes son 113 y 160 respectivamente y se obtiene: 
 
SSVg
DQOg42.1
113
160
SSV
X 
.microorg
== (4)
 
En resumen, la definición de las variables es la siguiente: 
 
Componentes del agua de entrada: 
 
SS = Materia orgánica soluble biodegradable expresada como DQO, ML-3 
XS = Materia orgánica suspendida biodegradable expresada como DQO, ML-3 
ST = Materia orgánica biodegradable total = SS + XS , ML-3 
SI = Materia orgánica soluble no biodegradable expresada como DQO, ML-3 
XI = Materia orgánica suspendida no biodegradable expresada como DQO, ML-3 
SNH4 = NKT soluble expresado como N, ML-3 
XNH4 = NKT suspendido expresado como N, ML-3 
NHT = NKT total = SNH4 + XNH4 expresado como N, ML-3 
SP = Fósforo soluble, expresado como P, ML-3 
XP = Fósforo suspendido, expresado como P, ML-3 
PT = Fósforo total = SP + XP expresado como P, ML-3 
SNO = Nitrato expresado como N, ML-3 
XSSV = Sólidos suspendidos volátiles, ML-3 
XSSVNB = Sólidos suspendidos volátiles no biodegradables, ML-3 
XSSNV = Sólidos suspendidos no volátiles, ML-3 
XSST = Sólidos suspendidos totales, ML-3 
 
 
 
 
 
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Componentes generadas por el proceso biológico: 
 
X = Microorganismos activos expresados como DQO, ML-3 
XH = Microorganismos heterótrofos expresados como DQO, ML-3 
XA = Microorganismos autótrofos expresados como DQO, ML-3 
XHI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos heterótrofos muertos expresados 
como DQO, ML-3 
XAI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos autótrofos muertos expresados 
como DQO, ML-3 
 
1.4.2. Ecuaciones cinéticas. 
 
Las reacciones que fundamentalmente interesan en los procesos biológicos de 
eliminación de materia orgánica son dos: 
 
1. Crecimientocelular. 
2. Eliminación o degradación de la materia orgánica. 
 
Asimismo, en los procesos aerobios es preciso conocer las necesidades de oxígeno 
que se obtendrán directamente realizando un balance de DQO al sistema. 
 
Los factores a tener en cuenta son aquellos que controlan el medio en que se da el 
fenómeno tales como la temperatura, el pH, la existencia en cantidad suficiente de elementos 
nutrientes y la presencia de productos tóxicos que puedan inhibir el proceso. El control de las 
condiciones ambientales asegurará que los microorganismos tengan el medio indicado donde 
poderse desarrollar. 
 
A fin de asegurar el crecimiento de los microorganismos es necesario que 
permanezcan en el sistema el tiempo suficiente para que se reproduzcan. Este tiempo depende 
de la velocidad de crecimiento que a su vez está en relación directa con la velocidad de 
utilización del sustrato. 
 
1.4.2.1. Cinética del crecimiento biológico. 
 
Los microorganismos se multiplican por fisión binaria, por lo que su velocidad de 
crecimiento puede expresarse mediante una ecuación de primer orden con respecto a la 
concentración de biomasa activa: 
 
X = rX µ (5)
 
donde: 
rx = velocidad de crecimiento de los microorganismos, ML-3T-1 
µ = velocidad de crecimiento específico, T-1 
X = concentración de biomasa activa, ML-3 
 
Experimentalmente se ha encontrado que el efecto de un sustrato o nutriente limitante 
puede definirse adecuadamente mediante la siguiente expresión, propuesta por Monod: 
 
 
 
 
 
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S + K
S = 
s
mµµ (6)
 
donde: 
µm = velocidad máxima específica de crecimiento, T-1 
S = concentración del sustrato limitante del crecimiento, ML-3 
Ks = constante de semisaturación, concentración de sustrato tal que la velocidad de 
crecimiento es la mitad de la máxima, ML-3. Cuanto más bajo es su valor, más bajo es el 
valor de la concentración de sustrato para la que µ se aproxima a µm. 
 
Si se sustituye la ecuación (6) en la (5), la expresión resultante para la velocidad de 
crecimiento es: 
 
S K
S X 
 = r
s
m
X +
µ
 (7)
 
1.4.2.2. Velocidad de utilización de sustrato. 
 
La velocidad de utilización del sustrato durante la fase de crecimiento logarítmico en la 
que puede considerarse despreciable el término de desaparición, viene relacionada con la 
velocidad de crecimiento de los microorganismos mediante la expresión: 
 
XS r Y
1 - = r (8)
donde: 
rs = velocidad de utilización del sustrato, ML-3T-1 
Y = coeficiente de producción máxima, definido como la relación entre la masa de 
células producida y la masa de sustrato consumido. 
 
Sustituyendo la expresión (7) en (8): 
 
 
S) + K( Y
S X - = r
s
m
s
µ
 (9)
 
La ecuación (9) es conocida como expresión de Lawrence y Mc. Carty. Esta expre-
sión se reduce a un modelo de primer orden al aplicarse a concentraciones bajas de sustrato, 
dando lugar a un modelo de orden cero al aplicarla a la región de concentraciones elevadas de 
sustrato. 
 
La fórmula (9) se refiere a un volumen elemental, por lo que se ha de integrar en todo 
el volumen de reacción. 
 
1.4.3. Valores medios de los parámetros cinéticos. 
 
Los parámetros de tratamiento que se han indicado hasta aquí pueden tener unos 
valores distintos que dependen de la temperatura, pH, tipo de residuos, edad del fango, etc. 
También se ha indicado que para su aplicación concreta los valores a utilizar deben de 
determinarse en laboratorio o planta piloto. 
 
 
 
 
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Tabla 1.- VALORES MEDIOS DE LOS PARÁMETROS PARA BACTERIAS 
HETERÓTROFAS. 
 
A. Residual Y (a) b(b) µm (b) Ks 
(c) f 
1. Tratamientos aerobios 
Doméstica 0.6 0.20 4 10 0.2 
Refinerías 0.5 0.30 2 - 0.2 
Químicas y petroquímicas 0.5 0.25 2 - 0.2 
Cervecerías 0.56 0.30 4 - 0.2 
Pulpa de papel 0.5 0.25 1.2 - 0.2 
2. Tratamiento anaerobio 
Fangos domésticos 0.06 0.10 
Ácidos grasos 0.05 0.12 
Hidratos de carbono 0.024 0.10 
Proteínas 0.075 0.05 
 (a) (g DQO cel./g DQO eliminada), (b) (días-1), (c) (g DQO /m3) 
 
Sin embargo en los casos en que se pretende un dimensionamiento previo de la planta, y 
tratándose de aguas residuales típicas, se puede aplicar los valores de la Tabla 1 que se han obte-
nido a partir de los propuestos por diferentes autores (Grady, Daigger y Lim; IWA y Water 
Environment Federation) y de valores obtenidos en plantas de tratamiento en funcionamiento. 
 
1.4.4. Efecto de la temperatura. 
 
La velocidad de las reacciones biológicas depende de una forma muy sensible de la 
temperatura; este factor es por lo tanto de suma importancia para valorar la eficacia de un 
tratamiento biológico. 
 
La temperatura no sólo influye en el metabolismo de las células sino también en otros 
factores tales como en la velocidad de transferencia de gases, características de 
sedimentación, etc. 
 
El efecto de la temperatura sobre los parámetros cinéticos de un proceso biológico se 
puede expresar por una ecuación de la forma: 
 
η 20 - T20T K = K (10)
 
donde: 
KT y K20= valor del parámetro a las temperaturas T y 20 °C respectivamente. 
η = coeficiente que depende del proceso. 
T = temperatura en °C. 
 
La fórmula anterior es una expresión variante de la de Vant Hoff-Arrhenius y puede 
aplicarse a todos los procesos biológicos. 
 
En la Tabla 2 se recogen valores típicos de η para distintos parámetros. 
 
 
 
 
 
15 
Tabla 2. COEFICIENTES ACTIVIDAD-TEMPERATURA DE DISTINTOS 
PARÁMETROS BIOLÓGICOS PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS. 
 
Parámetro η 
µm 1.072 
b 1.072 
 
 
2. PROCESOS BIOLÓGICOS DE CULTIVO EN SUSPENSIÓN. 
 
2.1. Introducción. 
 
En general todos estos procesos son parecidos y pueden considerarse como variantes 
del mismo proceso. Las variantes u opciones que se pueden considerar aparecen en la Tabla 
3, auque en la práctica sólo se utilizan algunas combinaciones de dichas variantes. 
 
Tabla 3. CLASIFICACIÓN DE LOS PROCESOS BIOLÓGICOS DE CULTIVO EN 
SUSPENSIÓN 
Tipo de proceso Aerobio. 
Anóxico. 
Anaerobio. 
Tipo de reactor Flujo en pistón. 
Mezcla completa. 
Flujo disturbado. 
Suministro de oxígeno 
(En procesos aerobios) 
Mecánicos 
Naturales: Formando biomasa de algas. 
Diagrama de flujo Con recirculación o sin ella. Existe un gran núme-
ro de esquemas diferentes dentro de los procesos 
especiales: oxidación por contacto, en cámaras 
separadas, etc., 
Carga másica Alta carga. 
Convencional. 
Aireación prolongada. 
 
Se podrían distinguir cuatro grandes grupos dentro de los procesos de cultivo en 
suspensión. 
 
Fangos activados. Son procesos aerobios. En ellos se consigue un gran tiempo de retención 
celular mediante una recirculación de los fangos. El aporte del oxígeno se efectúa por medios 
mecánicos. Los denominados procesos especiales pueden incluirse en el grupo de los fangos 
activados. 
 
Lagunas aireadas. Son predominantemente aerobias aunque pueden combinarse con pro-
cesos anaerobios. El tiempo de retención necesario se consigue con grandes volúmenes del 
reactor. El aporte del oxígeno se efectúa por medios mecánicos. 
 
Eliminación biológica de nutrientes. Son procesos derivados del de fangos activados, 
 
 
 
 
16 
aunque mucho más complejos. El proceso de eliminación de fósforo es, en esencia, un 
proceso de fangos activados que incluye un RCTA anaerobio previo, y el de eliminación de 
nitrógeno, incluye una etapa anóxica. 
 
Tratamiento de fangos. Se utilizan para la estabilización de los fangos purgados como 
exceso en los tratamientos biológicos, principalmente en los fangos activados y de los fangos 
primarios. Todos se efectúan en medio líquido, sin recirculación y, los procesos, pueden ser 
aerobios o anaerobios. 
 
2.2. Balances de sustrato en los procesos biológicos de cultivo en suspensión. 
 
En el desarrollo que se lleva a cabo a continuación se utilizará la fórmula propuesta 
por Lawrence y Mc. Carty (9). 
 
Tanque de mezcla completa (RCTA). 
 
Por hipótesis, las concentraciones de S y X son iguales y constantes en todo el 
volumen del reactor. Asimismo son los mismosvalores que se dan en el efluente tratado 
(Figura 9). 
Figura 9.- Esquema de reactor de mezcla completa sin recirculación. 
 
Planteando un balance de sustrato al tanque en régimen estacionario (E - S + G = 0): 
 
0 = V r + S Q - S Q So (11)
 
Sustituyendo rs por su valor dado por la ecuación (9), teniendo en cuenta que el 
tiempo de residencia viene dado por θ = V/Q y haciendo operaciones se llega a: 
 
θ
µ 
)S + K(Y
X S = S - S
S
m
o (12)
 
en la que: 
So y S = concentración del sustrato limitante a la entrada y salida, en g/m3. 
θ = tiempo de retención hidráulica θ = V/Q (d). 
V = volumen del reactor (m3). 
Q = caudal a tratar (m3/d). 
 
Esta ecuación se suele utilizar de la siguiente forma: 
 
)S + K(Y
S = 
X V
S) - S( Q = U
s
mo µ (13)
 
 
Q S0 X0 
 V S X 
Q S X 
 
 
 
 
17 
La variable U se denomina consumo específico o reducción específica y representa la 
cantidad de sustrato degradado por unidad de masa celular y en la unidad de tiempo. Su 
dimensión es días-1. 
 
Tanque de flujo en pistón (RFP). 
 
En este los valores de S y X varían a lo largo del mismo tal como se indica en la 
Figura 10. 
 
 
 
Figura 10.- Variación de la concentración de sustrato y de microorganismos a lo largo de 
un reactor de flujo en pistón. 
 
Suponiendo un valor de X constante a lo largo del reactor, planteando el balance en 
régimen estacionario de sustrato en un elemento diferencial de volumen e integrando a lo 
largo de toda la longitud del tanque, se llega a: 
 
θ
µ
 = S)] - S( + S
Sln K[ X 
Y
o
o
s
m
 (14)
 
Esta ecuación se reordena en forma semejante a la (13) y resulta: 
 
)S) - S( + S
Sln K(Y
S) - S( = 
X V
S) - S( Q = U
o
o
s
omo µ (15)
 
 
S0 
X0 
X 
 
X 
 
S 
 
Q S0 X0 Q S X 
 
 
 
 
18 
2.3. Crecimiento celular. 
 
La determinación de este crecimiento es muy importante ya que permitirá determinar 
la cantidad de fangos que hay que purgar del proceso para conseguir unas proporciones 
estables en el mismo. 
 
Se establece el siguiente balance de masa en régimen estacionario en el conjunto 
tanque de aireación-decantador secundario: 
 
 Salida - Entrada = Síntesis - Desaparición 
 
V X b - V r Y- = X Q XQ X Q soerW −+ (16)
 
Siendo QWXr los fangos purgados del sistema, representados también por Q∆X (g 
DQO/día). Despreciando la concentración de microorganismos en el agua de entrada al 
proceso biológico y en el agua clarificada, queda: 
 
V X b - V r Y- = X Q = XQ 0X = X srWeo ∆= (17)
 
El resultado para el reactor de mezcla completa, sustituyendo la expresión de rS que se 
obtiene de (11), es: 
 
V X b - 
)SS(
V Y = XQ 0
θ
−
∆ (18)
 
y dividiendo por VX: 
 
b - YU= b - 
 X
S) - S( Y= 
X V
XQ o
θ
∆
 (19)
 
A la inversa del primer miembro VX/Q∆X que tiene como dimensión tiempo, se le 
denomina tiempo de retención celular o edad del fango; se le representa por θc y representa el 
tiempo medio que una célula permanece en el proceso. Este parámetro es muy importante en 
un proceso biológico y en el proceso de fangos activados se suele tomar como criterio de 
diseño. 
 
La ecuación (19) se expresa pues en la forma: 
 
)b - (YU = 1- cθ (20)
 
Una vez calculado θc, el exceso de fangos que hay que purgar se determina por la 
fórmula: 
 
θ
∆
c
X V = XQ (21)
 
Existe un valor mínimo del tiempo de retención celular, θcM, por debajo del cual no 
 
 
 
 
19 
llega a producirse el fenómeno biológico. Este valor se obtiene haciendo S = So en la fórmula 
(13) y sustituyendo el valor de U obtenido en (20). 
 
En cualquiera de los dos casos resulta: 
) b - 
S + K
SK (Y = 1 -
os
oM
cθ (22)
 
Este valor establece el límite inferior. Los valores de diseño del tiempo de retención 
celular mínimos suelen ser del orden del doble de este valor. 
 
2.4. Fangos activados. 
 
Tradicionalmente, se ha reservado esta denominación para los procesos aerobios, en 
suspensión líquida, y provistos de un sistema de separación y recirculación de fangos. Un 
esquema general del sistema puede verse en la Figura 11. Sin embargo, la tendencia actual es 
la inclusión dentro de este apartado tanto de los procesos de eliminación de materia orgánica 
como de nutrientes mediante sistemas de cultivo en suspensión y con recirculación de fangos. 
 
Los microorganismos que han de separarse del sistema para mantener un proceso 
estable se denominan fangos en exceso y se pueden purgar en uno de los puntos A o B, 
aunque normalmente se realiza en B. Estos fangos en exceso y los que se recirculan se 
denominan "fangos activados" y contienen los microorganismos que llevan a cabo la 
depuración biológica. 
 
Figura 11.-Esquema del proceso de fangos activados. 
 
El proceso de fangos activados fue desarrollado inicialmente por Fowler, Arden, 
Mumford y Locked en la planta inglesa de Manchester a principios de siglo XX. Se pusieron 
en funcionamiento instalaciones de este tipo en los Estados Unidos hacia 1920; no obstante 
hasta los años 1939-40 no se establecieron las bases científicas que permitieran diseñar los 
procesos con seguridad. 
 
Desde el principio fue patente el carácter biológico del proceso y la relación existente 
entre la carga orgánica aplicada y la velocidad de crecimiento de los microorganismos. Los 
métodos de diseño iniciales eran totalmente empíricos: el tiempo de retención en el reactor 
 
Reactor 
A 
B 
Decantador 
Recirculación
Influente Efluente 
Aire 
 
 
 
 
20 
fue uno de los primeros métodos empleados; para aguas muy cargadas en materia orgánica se 
utilizaban tiempos de retención mayores que los utilizados en las menos cargadas. También 
se utilizaron varios criterios basados en los kg de DBO5 aplicados por m3 de reactor y día 
(carga volumétrica) o bien por kg de microorganismos presentes en el reactor (carga másica). 
 
Se han desarrollado ecuaciones basadas en los conceptos de balance de masas y 
cinética del crecimiento microbiano (Eckenfelder, Mc. Kinney, Lawrence y Mc. Carty, entre 
otros), que se utilizarán a lo largo de este desarrollo. 
 
A lo largo de estos últimos años se han diseñado las plantas haciendo uso de las 
ecuaciones anteriormente indicadas, pero sin olvidar ciertos valores o parámetros que tienen 
su base en la experiencia del proyecto y explotación de numerosas plantas que han funcio-
nado correctamente. Actualmente los criterios de diseño más utilizados son los que se basan 
en el control de la carga másica y del tiempo de retención celular. 
 
2.4.1. Estructura y dinámica de las poblaciones en los sistemas de fangos activados. 
 
2.4.1.1. Proceso de formación y maduración de los flóculos. 
 
La naturaleza de las aguas residuales tratadas determinan los tipos de microorganis-
mos que se desarrollan. Las bacterias se multiplican rápidamente y al principio están libres en 
el líquido, pero más tarde se aglutinan para formar el núcleo del flóculo. La mayor o menor 
tendencia a flocular es diferente para las distintas especies. 
 
El flóculo puede aumentar su tamaño por la multiplicación de las bacterias que hay en 
él, y por la adición de materia muerta o viva desde la fase líquida. Durante su desarrollo el 
flóculo es colonizado por organismos consumidores de bacterias como los protozoos 
ciliados, nemátodos y rotíferos. Por tanto un flóculo maduro puede considerarse como un 
microcosmos, cuya población está en un equilibrio dinámico sensible a las condiciones 
ambientales entre las que se incluyen la composición de los residuos. 
 
Conforme el flóculo crece y aumenta su edad, aumentan las células muertas y los 
sólidos inertes acumulados. Aunque el flóculo viejo es capaz de adsorber sustancias, la oxida-
ción biológica es posible únicamente para las células vivas, produciéndose una disminución 
de la actividad general del flóculo con la edad. Al aumentar su tamaño, la difusión de los 
nutrientes y el oxígeno a las bacterias individuales y la salida de sus excretas se hace cada vez 
más difícil. Portanto en un cultivo microbiano, cada flóculo puede considerarse que pasa a 
través de diferentes fases de crecimiento alcanzando la madurez y posteriormente la decaden-
cia cambiando su estructura y actividad, ambas significativas en el proceso de depuración. 
 
2.4.1.2. Dinámica de las poblaciones. 
 
En los sistemas de fangos activados, con las aguas residuales son introducidas muchas 
especies diferentes de organismos. Muchas de ellas encuentran allí un medio inadecuado y, 
como consecuencia de ello mueren; otras en cambio, al ser favorables para ellas las 
condiciones del medio, persisten y se multiplican. La composición específica de los fangos 
activados estará determinada por la velocidad relativa de crecimiento de las especies, la dis-
ponibilidad de alimento en competición con otras especies del mismo nivel trófico y el efecto 
de la predación de los organismos de niveles tróficos más altos. Aparte de estos factores, las 
condiciones físicas y químicas de la planta son también importantes en la determinación de la 
 
 
 
 
21 
composición específica. Los principales factores son la disponibilidad de oxígeno, el pH, la 
temperatura y los agentes inhibidores o tóxicos. De todas las especies de un mismo nivel 
trófico que compiten por el mismo alimento una de ellas se convertiría en dominante. Esta 
situación debería conducir a la eliminación de las otras especies que compiten. Esto no ocurre 
debido a las condiciones cambiantes que se dan conforme los fangos pasan a través del 
sistema, que favorecen sucesivamente a diferentes especies, y a la introducción constante de 
una flora mixta que mantiene la competición por el alimento. 
 
Aunque en los fangos activados son introducidos algas, bacterias, hongos y protozoos, 
las bacterias se convierten normalmente en dominantes. Las bacterias dominantes de los 
fangos tienen que satisfacer dos condiciones: ser capaces de utilizar los residuos orgánicos y 
formar rápidamente flóculos que faciliten su separación del efluente y que aseguren su reten-
ción en el sistema. La naturaleza de las bacterias dominantes estará determinada en gran 
medida por la composición de los residuos que tengan que ser tratados. 
 
Las bacterias nitrificantes autótrofas, aunque no están en competición por la misma 
fuente de energía, pueden competir por el oxígeno si éste es limitante. Su requisito más críti-
co, sin embargo, es mantener su población en competición con las bacterias heterótrofas 
presentes en el flóculo que se multiplican más rápidamente cuando la población total es 
mantenida a un nivel constante mediante la purga del exceso de fangos. 
 
El nicho de los protozoos en los sistemas de fangos activados es algo difícil de definir 
con precisión. Los flagelados zoomastigóforos son osmótrofos, y como tales compiten, nor-
malmente sin fortuna, con las bacterias. Más significativas en la comunidad son las formas 
holozoicas en especial los ciliados. Éstos se alimentan de las bacterias y otros protozoos. La 
ausencia de protozoos ciliados en una planta de fangos activados lleva normalmente asociada 
un efluente turbio causado por la presencia de un elevado número de bacterias dispersas. Se 
sabe, así mismo, que los protozoos contribuyen a la floculación de la materia orgánica 
suspendida, incluyendo las bacterias. Por tanto su presencia en unos fangos activados puede 
influir en la clarificación del efluente y en la formación de los flóculos. 
 
En el desarrollo de un sistema de fangos activados tiene lugar una sucesión de las 
especies dominantes de la población de protozoos en paralelo con la de la población 
bacteriana. El grado de floculación de las bacterias también puede ser importante. En los 
primeros estadios de desarrollo del flóculo muchas bacterias están dispersas en el líquido. Es-
to favorece a las formas que nadan libremente. Conforme las bacterias están floculadas las 
formas fijas y las asociadas a los flóculos son favorecidas. 
 
A medida que los fangos maduran, los organismos de los niveles tróficos más altos 
como los rotíferos y gusanos nemátodos pueden llegar a establecerse. El conjunto de organis-
mos presentes en unos fangos maduros tras alcanzar el equilibrio, está relacionado con las 
condiciones medias de la planta. 
 
Por lo tanto, los fangos activados pueden ser considerados como un complejo sistema 
ecológico, en el que los organismos presentes están en competición por el alimento común 
existente y entre los cuales hay una serie de relaciones de predador-presa. Existen diferentes 
poblaciones, algunas dependientes y otras independientes de las otras. En tal sistema, el 
organismo dominante de los que se hayan en competición en un determinado nivel trófico por 
una fuente común de alimento, será el que bajo las condiciones que prevalecen es capaz de 
multiplicarse más rápidamente con el alimento disponible. Un factor de complejidad añadido 
 
 
 
 
22 
en las plantas de fangos activados es la pérdida continua de organismos debido a las salidas 
con el efluente y las descargas del exceso de fangos. Los organismos como los ciliados 
perítricos ligados al flóculo o los ciliados hypótricos asociados con la superficie del flóculo, 
es menos probable que sean eliminados del sistema junto con el efluente que los ciliados que 
nadan libremente. Por tanto la capacidad de una especie de protozoos para establecerse y 
mantenerse en el sistema depende del nicho físico (espacial) que ocupa. En la práctica, 
aunque las bacterias son las principales responsables de la depuración, los protozoos preda-
dores juegan un papel secundario pero significativo en la producción de efluentes clari-
ficados. 
 
2.4.1.3. Estructura de los flóculos. 
 
Las bacterias para ser retenidas en una planta tienen que ser capaces de formar un 
flóculo discreto sedimentable o ser atrapadas dentro de él. El flóculo puede considerarse en 
principio formado como resultado combinado de la actividad biológica y de las fuerzas 
físicas. 
 
Las bacterias en los fangos activados son consideradas biocoloides hidrofílicos. Se 
considera que la floculación de las bacterias está causada por polielectrolitos de origen natu-
ral (ácidos húmicos) o sustancias excretadas en la superficie celular de las bacterias (com-
plejos de polisacáridos y glucoproteínas). Estos polímeros extracelulares son segregados por 
las denominadas bacterias formadoras de flóculos. 
 
Por lo tanto los flóculos de fangos activados están formados por microorganismos, 
partículas orgánicas e inorgánicas del agua residual influente y polímeros extracelulares que 
juegan un papel importante en la biofloculación del fango activado. 
 
En el flóculo de fangos activados se pueden considerar dos niveles de estructura: la 
microestructura y la macroestructura. 
 
La microestructura del flóculo es conferida por los procesos de agregación y 
biofloculación. Constituye la base de la formación del flóculo, y da lugar a la formación de 
flóculos normalmente pequeños (menores de 75 µm) esféricos y compactos, aunque débiles y 
fácilmente afectados por la turbulencia del reactor. 
 
La macroestructura del flóculo es proporcionada por microorganismos filamentosos. Estos 
organismos forman una red sobre la cual se fijan los flóculos, originando flóculos grandes, 
fuertes y resistentes a las turbulencias del reactor. Los flóculos grandes conteniendo 
organismos filamentosos suelen ser de forma irregular, en vez de tener la forma esférica 
típica de los flóculos sin presencia de organismos filamentosos, ya que crecen en la misma 
dirección que la red. 
 
En función del nivel de bacterias filamentosas pueden distinguirse tres tipos de 
flóculos: 
 
Flóculo ideal. Cuando la proporción de bacterias formadoras de flóculos y bacterias 
filamentosas es la correcta se formarán flóculos compactos, densos y grandes que 
sedimentarán fácilmente en el decantador secundario dando lugar a un fango concentrado y 
un sobrenadante limpio (Figura 12a). 
 
 
 
 
 
23 
Flóculo punta de alfiler.Cuando prácticamente no existen bacterias filamentosas, existiendo 
sólo microestructura. Los flóculos son pequeños y débiles. Los flóculos grandes sedimentan 
rápidamente pero los pequeños no sedimentan bien, originando un sobrenadante turbio 
(Figura 12b). 
 
Bulking. Tiene lugar un predominio de las bacterias filamentosas, las cuales crecen dentro y 
fuera de los flóculos, impidiendo que se aproximen. Los flóculos son fuertes y grandes pero 
las bacterias filamentosas interfieren en la sedimentación y compactación. El sobrenadante 
producido es extremadamente claro ya que las partículas pequeñas son filtradas y fijadas 
sobre la estructura filamentosa (Figura 12c). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 a) b) c) 
 
Figura 12.-Efecto de la presencia de bacterias filamentosas sobre la estructura del fango 
activado. 
 
2.4.1.4. Problemas de separación en el proceso de fangos activados. 
 
La separación de los sólidos del agua tratada tiene lugar normalmente por 
sedimentación, estando la mayoría de los problemas de separación asociados a fallos en la 
formación de la microestructura o de la macroestructura del flóculo. Los principales 
problemas son: 
 
Crecimiento disperso: Por alguna razón, no se produce la biofloculación de los 
microorganismos, dando lugar a un efluente turbio. 
 
Bulking viscoso: Se produce un fallo en la microestructura por un exceso de polímeros 
extracelulares. Las células se encuentran dispersas en una masa de material extracelular, 
dando lugar a un fango viscoso con problemas de sedimentación y compactación. 
 
Flóculo punta de alfiler: como ya se ha comentado aparece por un fallo en la 
macroestructura del flóculo debido a la ausencia o a una proporción excesivamente baja de 
bacterias filamentosas. Los flóculos pueden romperse fácilmente, dando lugar a flóculos 
pequeños que son arrastrados con el efluente. 
 
Bulking filamentoso: fallo en la macroestructura por un exceso de organismos filamentosos. 
Esta estructura mantiene los flóculos separados, haciendo que la sedimentación y la 
compactación sean muy deficientes. En casos muy severos, la manta de fangos puede 
sobrepasar la altura del vertedero del clarificador, saliendo éstos con el efluente. 
 
 
 
 
 
24 
Foaming o formación de espumas: Normalmente está asociado a dos tipos de bacterias 
filamentosas: Nocardia spp y Microthrix parvicella. Ambos microorganismos tienen 
superficies celulares muy hidrofóbicas, situándose en la superficie de las burbujas de aire, 
estabilizando las burbujas y formando espumas que ascienden a la superficie donde tienden a 
acumularse formando una capa espesa de color marrón. 
 
Flotación de los fangos: la formación de N2 gas (muy poco soluble en agua) en el decantador 
secundario debida a un proceso de desnitrificación, puede provocar la flotación de los fangos. 
Este problema se agrava cuando el fango desnitrificante tiene una proporción elevada de 
bacterias filamentosas. Es importante el control de la concentración de nitratos en el efluente 
del reactor de fangos activados para evitar este problema. Se identifica fácilmente el 
problema por la observación de pequeñas burbujas de gas en el clarificador y, en caso de 
presencia de bacterias filamentosas, se encuentran en la misma proporción en el licor mezcla 
y en las espumas. 
 
2.4.1.5. Factores que influyen en el crecimiento de bacterias filamentosas. 
 
Actualmente, el control efectivo de los problemas de sedimentación de fangos se basa 
en la identificación de los organismos que lo causan y en la eliminación de las condiciones 
que favorecen su crecimiento. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
a) b) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
c) d) 
Figura 13.- Bacterias filamentosas en fangos activados: a) Microthrix parvicella, b) 
Sphaerotilus natans, c) Thiothrix s.p. y d) Nocardia s.p. (Cortesía de EGEVASA). 
 
Entre los factores que pueden favorecer el crecimiento de estos organismos cabe 
destacar: 
 
 
 
 
 
25 
- Baja carga másica o elevada edad del fango (M. Parvicella (Figura 13a), tipos 1851, 0041, 
0092) 
 
- Baja concentración de oxígeno disuelto (M. parvicella, S. Natans (Figura 13b), H. 
Hydrossis) 
 
- Concentración de S= , aguas sépticas, (Thiothrix s.p.(Figura 13c), Beggiatoa, tipos 021N, 
0914). Estas bacterias pueden obtener energía de la oxidación de sulfuro de hidrógeno, lo 
que les confiere ventaja frente a otras. 
 
- Déficit de nutrientes (N y/o P) (S. Natans, Thiothrix s.p., tipo 021N) 
 
- Bajo pH (hongos) 
 
- Atrapamiento de espumas en la superficie y recirculación de espumas (Nocardia s.p. 
(Figura 13d) y M. Parvicella 
 
2.4.1.6. Selectores. 
 
En general los sistemas de fangos activados de mezcla completa con alimentación 
continua dan lugar a fangos con peores características de sedimentabilidad que los sistemas 
de alimentación discontinua o con tanques compartimentados en los que el fango recirculado 
entra en contacto con una elevada concentración de materia orgánica. Además, si la zona 
donde tiene lugar la mezcla del agua influente con el fango recirculado está aireada, el fango 
sedimentará peor que si la concentración de oxígeno disuelto en esta zona es cero. Esto ha 
dado lugar al desarrollo de nuevas estrategias para el control de los problemas de bulking: 
utilización de tanques de flujo de pistón, alimentación discontinua, compartimentar los 
tanques de aireación o la utilización de un pequeño tanque donde se produce la mezcla del 
fango recirculado con el influente. Esta última alternativa es la que se conoce como selector. 
Figura 14.- Velocidad específica de crecimiento en función de la concentración de sustrato 
para bacterias formadoras de flóculos y filamentosas. 
 
Existen dos tipos de selectores: 
Selectores cinéticos: son reactores aerobios. Se basan en la mayor velocidad de crecimiento 
de las bacterias formadoras de flóculos frente a las filamentosas para concentraciones 
elevadas de sustrato (Figura 14). 
 
 
 
 
26 
 
Selectores metabólicos. En estos el efecto del selector cinético se ve suplementado por la 
potenciación de metabolismos diferentes del aerobio en el sistema, mediante unas 
condiciones de operación determinadas. La mayoría de las bacterias filamentosas son 
aerobias, viéndose desfavorecidas bajo condiciones distintas de éstas. Se dividen en: 
 
- Anaerobios: en ausencia de aceptores de electrones las bacterias acumuladoras de 
polifosfatos son capaces de obtener energía de sus reservas de polifosfatos para el proceso 
de almacenamiento de sustrato dentro de la célula, por lo que su desarrollo se ve 
favorecido. El elevado contenido en fósforo de estas bacterias les confiere unas excelentes 
características de sedimentabilidad. 
 
- Anóxicos: en ausencia de oxígeno, las bacterias desnitrificantes utilizan nitrato como 
aceptor de electrones produciéndose el metabolismo anóxico. Las bacterias filamentosas o 
no son capaces de desnitrificar o lo hacen con una velocidad muy inferior a la de las 
bacterias formadoras de flóculos por lo que éstas se verán favorecidas. 
 
2.4.2. Factores y parámetros fundamentales del proceso de fangos activados. 
 
2.4.2.1. Características del agua a tratar. 
 
El diseño adecuado del tratamiento biológico en una estación depuradora exige el 
conocimiento profundo de las características del agua a tratar. Estas características han sido 
definidas en temas anteriores. Los parámetros necesarios para el cálculo del proceso de 
fangos activados son la DQO y la DBOlim (que permite establecer la fracción biodegradable 
de la materia orgánica), los SS descompuestos en volátiles y no volátiles y dentro de los 
volátiles, en biodegradables y no biodegradables y la concentración de nutrientes (N y P). 
Tanto para la materia orgánica como los nutrientes es de gran importancia conocer la fracción 
soluble. En el caso de la materia orgánica se considera la fracción soluble como fácilmente 
biodegradable, mientras que la suspendida deberá sufrir un proceso de hidrólisis previo a su 
asimilación por losmicroorganismos, por lo que se considera como lentamente 
biodegradable. En la Tabla 4 se recogen los valores típicos de estos parámetros para aguas 
residuales urbanas. 
 
Tabla 4.- CARACTERÍSTICAS TÍPICAS DEL AGUA RESIDUAL URBANA. 
Parámetro Carga (g/hab./día) % Soluble 
 DQO 140 40 
 DBO5 70 40 
 NKT 10 65 
 Ptotal 2.5 65 
 SS(a) 80 -- 
(a) Fracción volátil de los SS: 80% 
(a) Fracción biodegradable de los SSV: 70% 
Tabla 5.- PORCENTAJE DE ELIMINACIÓN DE SS EN LA DECANTACIÓN PRIMA-
RIA, AGUAS RESIDUALES URBANAS. CARGA SUPERFICIAL DE 30 m3/m2.d. 
 
 
 
 
27 
 
tr (h) % Eliminación SS 
1 43 
2 55 
3 65 
4 66 
5 67 
 
 
Por lo que respecta a los fangos activados se ha de tener en cuenta que estos procesos 
suceden normalmente a un tratamiento primario y, por lo tanto, se ha de calcular previamente 
los contaminantes eliminados en éste, lo que se realiza a partir de los porcentajes de 
eliminación alcanzados para los distintos parámetros. La Tabla 5 muestra la eliminación de 
SS esperada en la decantación primaria de aguas residuales urbanas, para un valor de la carga 
superficial de 30 m3/m2/d y distintos tiempos de residencia. Asociada a la eliminación de SS 
se produce la eliminación de la materia orgánica, N y P presentes en esos sólidos 
suspendidos. 
 
2.4.2.2. Carga másica. 
 
La carga másica es parámetro que trata de representar la relación existente entre la 
carga orgánica alimentada al reactor y los microorganismos presentes en él (F/M ≡ 
food/microorganisms). Dada la dificultad de cuantificar los microorganismos, suele definirse 
como: 
 
SSV
m XV
 SQ
díareactorelenSSVkg
entrantesDBOkg = C 05 =
⋅
 (23)
 
o incluso, a veces se refiere este parámetro a los SST en el reactor (en vez de los SSV), ya 
que éstos son más fáciles de determinar que los volátiles. Por ello es muy importante al 
hablar de la carga másica establecer a qué concentración de sólidos está referida. 
 
La experiencia ha demostrado que los valores de Cm están relacionados con la 
sedimentabilidad del fango, es más, sólo para algunos valores de este parámetro puede 
obtenerse un fango fácilmente sedimentable. 
 
Para caracterizar la sedimentabilidad del fango se suele utilizar el índice volumétrico 
del fango (IVF), que se define como el volumen en mL ocupado por 1 g de fango seco des-
pués de decantar media hora. 
 
Para obtener una buena decantación este índice ha de tener un valor próximo a 100 o 
inferior. Para aguas residuales urbanas típicas, estos valores se obtienen para tres intervalos 
de la carga másica, los cuales dependen a su vez de la temperatura y aparecen enumerados en 
la Tabla 6. 
 
Tabla 6.- PROCESOS DE FANGOS ACTIVADOS EN FUNCIÓN DE LA CARGA 
MÁSICA PARA AGUAS RESIDUALES URBANAS TÍPICAS. 
Proceso Cm (kg DBO5/kg SST.día) 
 
 
 
 
28 
T < 20 ºC T = 20 ºC T > 20 ºC 
Alta carga 1.2 – 2.0 1.5 - 2.3 3.5 – 4.5 
Convencional 0.15 – 0.40 0.20 - 0.45 0.25 - 0.60 
Oxidación total ≤ 0.07 ≤ 0.10 ≤ 0.12 
 
Esto da lugar a tres tipos de procesos con características propias. En el orden 
expuesto: Alta carga, Convencional y Oxidación total. La producción de microorganismos es 
grande en el primer caso, decrece en el segundo y es baja en el tercero. Además los fangos 
que se obtienen en un proceso de oxidación total están bastante estabilizados (bajo contenido 
en SSV), cosa que no ocurre en los otros dos casos. Esto condiciona el tratamiento de fangos 
posterior. 
 
Por otra parte las necesidades de oxígeno en el reactor biológico (tanque de aireación) 
crecen del primer proceso al último. Esto hace que desde el punto de vista económico, 
dependiendo del tamaño de la población, sea más conveniente un procedimiento u otro. 
 
La oxidación total se utiliza preferentemente en plantas de menor tamaño 
(generalmente poblaciones de hasta 25.000 habitantes) en las que el mayor consumo de 
energía en el reactor es compensado por la mayor simplicidad de explotación y gestión, 
puesto que se elimina la mayor parte de la línea de fangos. 
 
Tanto en el tratamiento convencional como en oxidación total la calidad del agua 
efluente cumple los requisitos de vertido exigibles a una estación depuradora. La elección de 
un tratamiento u otro en muchos casos se realiza en base a balances económicos y 
consideraciones técnicas y de operación de la planta. 
 
Sin embargo los sistemas de alta carga no permiten obtener estos niveles de calidad, 
por lo que no son utilizados en estaciones depuradoras de aguas residuales urbanas, quedando 
reservados como pretratamientos de determinados efluentes industriales. 
 
En la práctica, al diseñar una planta de tratamiento de aguas residuales domésticas, 
solamente se toman valores de Cm, referida a SST, comprendidos en los intervalos indicados. 
Es importante resaltar que los valores de la carga másica correspondientes a oxidación total 
son para la situación normal de este tratamiento, en la que no existe decantación primaria. 
 
2.4.2.3. Eficiencia del tratamiento. 
 
La eficiencia del tratamiento estricto se define por la siguiente fórmula: 
 
S
S - S = E 
o
o
T (24)
 
Sin embargo la eficiencia real, o total del tratamiento se calcula como sigue: 
S
 D- S = E 
o
o
T (25)
 
 
 
 
 
29 
en la que D es la DQO total que escapa del decantador que incluye tanto S como la materia 
orgánica asociada a los microorganismos y otros sólidos suspendidos volátiles efluentes. 
 
2.4.3. Reactores de mezcla completa. 
 
2.4.3.1. Hipótesis de cálculo y notaciones. 
 
En los cálculos de procesos con reactor de mezcla completa se utilizará el esquema 
mostrado en la Figura 15 y las notaciones que se detallan a continuación. 
 
Los significados de las variables son los siguientes: 
 
Q = Caudal influente, m3/día. 
Qr = r Q = Caudal recirculado, m3/día. 
QW = Caudal purgado (fangos en exceso), m3/día. 
V = Volumen del reactor, m3. 
ST0 = DQO total biodegradable en el caudal influente, g/m3. 
SS = DQO soluble biodegradable en el reactor y efluente del mismo, g/m3. 
XI0 = DQO suspendida inerte en el caudal influente, g/m3. 
XH = Microorganismos heterótrofos en el reactor y efluente del mismo, g DQO/m3. 
XHI = Biomasa inerte procedente de los microorganismos heterótrofos muertos expresados 
como DQO, g/m3. 
XHe = Microorganismos heterótrofos en el efluente, g DQO/m3. 
XH0 = Microorganismos heterótrofos en el caudal influente, g DQO/m3. 
XT = SST en el reactor y efluente del mismo, g/m3. 
XTr = SST en la recirculación, g/m3. 
XSSV = Sólidos suspendidos volátiles en el reactor, g/m3. 
XSSVNB = Sólidos suspendidos volátiles no biodegradables, g/m3. 
XSSNV = Sólidos suspendidos no volátiles en el reactor, g/m3. 
XSST = Sólidos suspendidos totales en el reactor, g/m3. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 15.- Reactor de mezcla completa con recirculación. 
 
Se establecerán las siguientes hipótesis de cálculo: 
 
- No existen microorganismos en las aguas residuales sin tratar; es decir XH0 = 0. 
V 
XH 
SS Q ST0 XH0 SS XHe SS 
XTr SS XTr SS 
Reactor Decantación 
Entrada Efluente 
Purga de fangos 
Recirculación 
Qr = r Q 
Qr + Q Q - Qw 
 Qw 
 
 
 
 
30 
 
- La concentración de microorganismos que se escapan con el agua efluente es despreciable 
(XHe ≈ 0). 
 
- No se produce actividad microbiana en el clarificador y conducciones. 
 
- Se produce la hidrólisis total de los sustratos lentamente biodegradables, trasformándose 
en sustratos rápidamente biodegradables (S). 
 
- Se consigue una mezcla completa en la aireación. Es decir, los valores de S y X son igua-
les en todos los puntos del reactor e iguales a los que se dan en el efluente. 
 
- Se consiguen condiciones estables en todo el sistema. 
 
- En los tanques de mezcla completa, la reacción de eliminación de sustrato viene 
representada por la expresión de Lawrence y Mc. Carty (9). 
 
2.4.3.2. Ecuaciones. 
 
Tiempo de retención celular: 
 
HI
HI
H
H
SSV
SSV
SST
SST
c X Q
X V
X Q
X V
X Q
X V
 
X Q
X V
 = 
∆
=
∆=
∆
=
∆
θ
 
(26)
 
Balance de sustrato: 
 
)S + K(Y
S 
 = 
XV
)S - S(Q
SH s
SmH
H
STo µ (27)
 
Balance de microorganismos: 
 
Producción de biomasa heterótrofa activa: 
 
HHST0H
c
H
H X V b - )S - S ( YQ 
X V
= XQ =
θ
∆ (28)
 
Producción de biomasa heterótrofa inerte (debris): 
 
HHDH
c
HI
HI X V b f 
X V= XQ =
θ
∆ (29)
 
En régimen estacionario puede considerarse que la fracción de la materia celular que 
tras su muerte queda como residuo orgánico no biodegradable es fDH = 0.2. 
 
Balance de fangos: 
 
 
 
 
31 
 
Producción de fangos totales expresados en DQO: 
 
HIH0IT XQXQXQ= XQ ∆+∆+∆ (30)
 
Producción de fangos totales expresados en SST: vienen dados por la biomasa generada en el 
proceso (activa y debris) más los sólidos suspendidos no volátiles y los volátiles no biode-
gradables que entran al reactor. 
 
HTSSBMHITSSXI0SSVNB0SSNVSST XQiXQiXQXQ= XQ ∆+∆++∆ (31)
 
siendo: 
iTSSXI : factor de conversión de DQO inerte a SST. 
iTSSBM : factor de conversión de biomasa expresada como DQO a SST. 
 
2.4.3.3. Parámetros cinéticos. 
 
Para aguas residuales urbanas típicas, el estudio de datos de estaciones depuradoras 
reales, ha permitido establecer como expresiones de los parámetros cinéticos y 
estequiométricos del proceso de eliminación de materia orgánica en cultivo suspendido las 
que aparecen en la Tabla 7. En ella puede observarse la dependencia del valor de la velocidad 
de crecimiento de las bacterias heterótrofas con la concentración de oxígeno disuelto en el 
reactor. Para valores de esta concentración elevados este término (OD/(0.2+OD) tomará 
valores próximos a la unidad. Sin embargo, dado que el aporte de oxígeno al reactor 
constituye uno de los principales costes de los tratamientos aerobios, normalmente se 
trabajará con valores de este término por debajo de la unidad. 
 
Tabla 7.- EXPRESIONES DE LOS PARÁMETROS DEL PROCESO DE 
ELIMINACIÓN DE MATERIA ORGÁNICA PARA AGUAS RESIDUALES 
URBANAS. 
Parámetro Base Expresión 
µmH d
-1 4 1.072(T-20) OD/(0.2+OD) 
YH g cel (DQO)/g N-NH4+ 0.60 
bH d-1 0.2 1.072(T-20) 
KS g DQO/m3 10 
OD : Oxígeno disuelto en g/m3 
 
2.4.3.4. Proceso de cálculo 
 
Uno de los criterios más utilizados en el cálculo de fangos activados es el que se basa 
en la asignación de un valor de la edad del fango. Una vez realizados los cálculos, debe 
comprobarse que la carga másica pertenece a un intervalo para el cual puede asumirse una 
sedimentabilidad del fango adecuada. El criterio basado en fijar una eficiencia para el proce-
so, puede resultar engañoso por cuanto si bien es verdad que la eficiencia que resulta en el 
reactor es la esperada, si la carga másica no es la adecuada, no se conseguirán unos fangos 
que decanten fácilmente y en consecuencia la eficiencia total (debida al aireador más decan-
 
 
 
 
32 
tador) no será la deseada. 
 
Fijada la edad del fango, es necesario establecer la concentración de sólidos (SST ó 
SSV) en el reactor, para que el diseño quede definido. En el proceso de cálculo que se 
desarrolla a continuación se ha fijado el valor de los SST. Un esquema análogo se obtendría 
fijando los SSV. 
 
Datos del problema: 
 
Q = caudal a tratar, m3/día. 
STo = DQO total biodegradable del influente, g/m3. 
SI0 = DQO soluble no biodegradable influente, g/m3. 
XSSNVo = SSNV en el influente, g/m3. 
XSSVNBo= SSV no biodegradables en el influente, g/m3. 
 
Se seleccionan los valores de: 
 
θC = días. 
XSST = concentración de SST en el reactor, g/m3. 
 
Se suponen conocidos µmH, YH, Ks, bH y las características del agua residual a tratar. 
 
Se pretende calcular: 
 
SS = DQO soluble del efluente, g/m3. 
XH, XHI= microorganismos heterótrofos activos e inertes en el reactor, g/m3. 
Q∆X = producción de microorganismos, g/día. 
Q∆XSST= fangos totales producidos, g/día. 
CmT = Carga másica, kg DBO5/kg SST/día. 
V = volumen del reactor, m3. 
r = relación de recirculación. 
MOH = necesidades de oxígeno, g/día. 
 
DQO biodegradable soluble en el efluente. 
 
Despejando el producto VXH de las ecuaciones (27) y (28), e igualando los dos 
términos de la derecha de las dos expresiones obtenidas, es posible obtener una expresión de 
SS en función de dicho tiempo de retención y de los parámetros cinéticos. 
 
)b(
)b(K
 = S
H
1
cmH
H
1
cS
S +θ−µ
+θ
−
−
 (32)
 
Biomasa producida: 
 
En primer lugar se calcula el producto VXH despejándolo de (28): 
 
H
1
c
S0TH
H b
)SS(YQ
 = XV
+θ
−
−
 (33)
 
 
 
 
 
33 
Conocido este producto, con la ecuación (28) se calcula la producción de biomasa 
heterótrofa activa y con la ecuación (29) la de biomasa inerte. La suma de estos dos valores 
representa la producción total de biomasa: 
 
HHDH
c
H
HIH X V b f
X VXQXQ= XQ +
θ
=∆+∆∆ (34)
 
Mediante la ecuación (31) se calcula la producción de fangos totales expresados como 
SST (Q∆XSST). 
 
Carga másica: 
 
El valor de la carga másica se obtiene utilizando su definición: 
 
XQ 
fS Q
X V
fS Q
 = C
SSTc
To
SST
To
mT ∆θ
= (35)
 
siendo: f = relación DBO5/DBOL. 
 
Una vez calculada se comprueba que está comprendido dentro del intervalo que 
asegura una adecuada sedimentabilidad (Tabla 6). 
 
Volumen del reactor: 
 
De la definición de tiempo de retención celular (26), fijado el valor XSST, se obtiene 
directamente el valor del volumen mediante: 
 
SST
cSST
X
XQ = V θ
∆
 (36)
 
Microorganismos en el reactor: 
 
Biomasa activa (XH): se obtienen directamente, conocidos el producto VXH y el volumen V. 
 
Debris (XHI): de la definición de tiempo de retención celular (26): 
 
V
X Q
 = X cHIHI
θ∆
 (37)
 
Calidad del agua de salida: 
 
DQO: viene dada por la suma de la DQO soluble biodegradable efluente, la soluble no 
biodegradable y la suspendida asociada a los sólidos suspendidos que se escapan del 
decantador secundario (SSefl). 
 
SST
T
efl0IST XQ
XQ
SSSS= S
∆
∆
++ (38)
 
 
 
 
34 
 
DBO5: si se conoce la relación f entre DBO5 y DBOL, es posible estimar la DBO5 efluente del 
tratamiento, mediante la expresión: 
 
SST
H
eflS5TDBO XQ
fXQSSfS= S
∆
∆
+ (39)
 
Relación de recirculación: 
 
Se obtiene efectuando un balance de SST entre la entrada y la salida del reactor 
(Figura 16). 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 16.- Representación esquemática de un reactor de fangos activados 
 
Balance de masas: 
 
Producción de SST = SST Salientes - SST Entrantes 
 
)XX(QXrQX)r1(QXQiXQi SSVNBSSNVTrSSTHTSSBMHITSSXI +−−+=+ ∆∆ (40)
 
Reordenando términos y teniendo en cuenta la ecuación (26), queda: 
 
X - X
X ) - (1 =r 
SSTTr
SST
cθ
θ
 (41)
 
El valor de XTr que figura en (41) son los SST que se obtienen del decantador 
secundario. La concentración de los mismos depende de la forma en que se lleve la explota-
ción de la planta (forma de extracción periódica o continua, etc) o bien de la sedimentabilidad 
de los mismos. Suponiendo una buena sedimentabilidad, la concentración de SST puede es-
timarse en unos 8000 mg/L. 
 
Necesidades de oxígeno: 
 
La cantidad de O2 necesario para condiciones medias de caudal y DQO, se obtiene 
aplicando un simple balance de DQO al sistema: 
 
)XQXQ( )S - S( Q = MO HIHSToH ∆+∆− (42)
 
Para condiciones punta se calcula la DQO soluble efluente mediante (27) y la 
producción de biomasa heterótrofa activa mediante (28), utilizando los valores de Q y ST0 
dados para esas condiciones. Utilizando estos valores en (42) se obtienen las necesidades 
 XSST 
Q (1+r) XSST Q 
XTr Q r 
 
 
 
 
35 
máximas de O2. 
 
Requisitos de nutrientes: 
 
Para el proceso biológico de degradación de residuos es necesaria la presencia de 
ciertos nutrientes (N, P, Ca, Mg, etc). La mayoría de los nutrientes son necesarios en 
cantidades traza y suelen estar presentes en las aguas residuales. Sin embargo, muchas aguas 
residuales industriales son deficitarias en N y P, siendo necesaria su adición. 
 
Una estimación de las cantidades necesarias de estos nutrientes se basa en que el 
fango activado (X) contiene aproximadamente un 1.7 % desu peso seco como P y un 8.7 % 
como N. Por otra parte las concentraciones mínimas de N y P a mantener en el efluente se 
estiman normalmente como 1.0 y 0.5 mg/L respectivamente. Por lo tanto, las cantidades 
necesarias son: 
 
g/día Q + X Q 0870. :Nitrógeno ∆ (43)
 
g/día 0.5 Q + X Q 170.0 :Fósforo ∆ (44)
 
estando Q∆X en g/día y Q en m3/día. 
 
Las cantidades de N y P disponibles pueden calcularse directamente a partir de la 
concentración total de nitrógeno Kjedahl (NKT) y de fósforo presentes en el agua alimento. 
Para la adición de nutrientes suelen utilizarse urea, H3PO4 o (NH4)3PO4. 
 
2.4.3.5. Diseño del tanque de fangos activados. 
 
Una vez calculado el volumen de reacción necesario, las dimensiones de los tanques 
vienen fijadas por el sistema de aireación que se desea utilizar. 
 
Respecto del calado deben tenerse en cuenta las siguientes recomendaciones: 
 
- Aireadores superficiales: De 3 a 5 m. Según el modelo presentan distinto alcance en 
profundidad. 
- Difusores: De 3 a 6 m. Presentan mayor eficacia en la transferencia de oxígeno a mayor 
calado, aunque aumenta el consumo energético. 
 
Respecto de las dimensiones en planta, hay que tener en cuenta que los aireadores 
superficiales siempre estarán en el centro de un cuadrado, mientras que los tanques que 
utilizan difusores admiten en principio cualquier forma, aunque se suelen construir con forma 
rectangular. 
 
2.4.4. Reactores de flujo en pistón. 
 
La característica de estos reactores es la variación a lo largo de él de la DQO, de los 
microorganismos y de las características del proceso biológico en general. Es de esperar que 
la diferente proporción de sustrato a biomasa (F/M) produzca el desarrollo de 
microorganismos diferentes. 
 
 
 
 
 
36 
En general se considera que la proliferación de los microorganismos filamentosos 
causantes del fenómeno de bulking es más frecuente en los sistemas de mezcla completa que 
en los sistemas con bajo grado de mezcal axial, baja dispersión y mayores gradientes de con-
centración de sustrato a lo largo del reactor, que es el caso de los reactores de flujo de pistón. 
Las elevadas concentraciones de materia orgánica al comienzo del reactor favorecen el 
crecimiento de las bacterias formadoras de flóculos, tal y como se explicó al hablar de los 
selectores cinéticos. 
 
Sin embargo en este tipo de reactores es posible la producción de cortocircuitos, como 
resultado de los cuales puede obtenerse en la salida del tanque un efluente deficientemente 
tratado. Así mismo son más sensibles que los RCTA a cargas puntuales inhibitorias. 
 
Figura 17.- Distribución de la demanda de O2 en un reactor de flujo en pistón. 
 
Habitualmente se construyen en forma de canal con una relación de longitud a 
anchura mínima de 5:1 y dimensionado para conseguir una velocidad de 1.5 m/min. Las pro-
fundidades son, como máximo, de 4.5 m y la anchura entre 4.5 y 9 m. Con estas normas se 
proyectaron los primeros tanques para el tratamiento de fangos activados, que fueron durante 
mucho tiempo los que constituían la gran mayoría de las realizaciones. Por eso en muchos 
países se le llama a este esquema "proceso convencional". 
 
La distribución de la demanda de oxígeno a lo largo del reactor presenta la forma que 
se muestra en el gráfico (Figura 17). En esta figura se ha incluido la línea del oxígeno 
aportado asumiendo una aportación uniforme a lo largo del reactor, pudiéndose apreciar que 
en una zona inicial la cantidad de oxígeno aportado sería deficitaria. En la práctica la 
discrepancia entre el oxígeno aportado y el requerido no sería tan marcada ya que existe una 
difusión longitudinal en el tanque, con lo que la distribución del oxígeno aportado no sería 
constante sino que tendería a adaptarse a la curva del oxígeno requerido. 
 
Oxígeno 
requerido 
Oxígeno 
aportado 
t= l/v 
 
 
 
 
37 
Para evitar este inconveniente se utiliza una modificación denominada "Aireación 
proporcional", en la que los difusores no se distribuyen uniformemente sino adaptándose a 
los requisitos de oxígeno de una forma más o menos escalonada, tal como indica la Figura 18. 
 
Figura 18.- Aporte de O2 en un sistema de aireación proporcional. 
 
En la actualidad se está tendiendo a la utilización de varios reactores en serie que por 
una parte permite reproducir el comportamiento de los sistemas de flujo de pistón, pero por 
otra permite un mejor control de la aireación de los reactores e incluso el alternar condiciones 
anaerobias, anóxicas o aerobias según se considere necesario. 
 
2.4.5. Nitrificación en cultivos en suspensión 
 
La discusión anterior del proceso de fangos activados se ha limitado a la degradación 
biológica aerobia de la materia orgánica carbonosa. Aunque este es el aspecto principal en el 
tratamiento de aguas residuales a menudo es también deseable estabilizar aquellos 
compuestos inorgánicos que pueden ejercer una demanda de oxígeno. El compuesto 
inorgánico más importante es el amoníaco, porque su presencia en el efluente de la planta 
puede estimular la disminución del oxígeno disuelto en la corriente receptora a través del 
proceso biológico de la nitrificación. En la nitrificación, el amoníaco se oxida biológicamente 
a nitrato. El nitrato que es el estado de oxidación final de los compuestos del nitrógeno, 
constituye un producto estabilizado. 
 
En la práctica, la nitrificación puede conseguirse en el mismo reactor utilizado en el 
tratamiento de la materia orgánica carbonosa o bien en un reactor separado de cultivo en 
suspensión dispuesto a continuación de un proceso convencional de fangos activados. 
Cuando la eliminación de la materia orgánica carbonosa y la nitrificación se llevan a cabo en 
el mismo reactor, el proceso se identifica a menudo como nitrificación de fase única. Cuando 
se usa una instalación separada para la nitrificación, ésta incluye, normalmente, un reactor y 
un tanque de sedimentación de la misma configuración general de diseño utilizada en el pro-
ceso de fangos activados. 
 
Oxígeno 
aportado 
Oxígeno 
requerido 
t = l/v 
 
 
 
 
38 
Es importante resaltar que la nitrificación puede producirse en cualquiera de los 
procesos de cultivo suspendido, siempre y cuando se mantengan las condiciones de tempera-
tura, oxígeno disuelto, edad del fango, etc. adecuadas para el crecimiento de las bacterias 
nitrificantes. Así, cuando la temperatura ambiental es elevada, es posible que se produzca la 
nitrificación del influente simplemente utilizando tiempos de retención celular 
correspondientes a un tratamiento convencional siempre que se mantenga la concentración de 
oxígeno en el tanque en un valor elevado. 
 
Por lo tanto, aunque el proceso se diseñe con la única finalidad de eliminar materia 
orgánica, es conveniente plantear las ecuaciones correspondientes al proceso de nitrificación, 
y la resolución conjunta de todas las ecuaciones proporcionará el mayor o menor grado de 
nitrificación que se obtendrá en el proceso de fangos activados. Si esta nitrificación es 
elevada, no considerar este proceso en el planteamiento del diseño conduciría, entre otros 
errores, a un infradimensionamiento del sistema de aireación. 
 
Ecuaciones bioquímicas de la nitrificación. 
 
El nitrógeno amoniacal se transforma en nitrato en dos etapas mediante las bacterias 
nitrificantes. Estas bacterias se clasifican como autótrofas dado que utilizan el carbono 
inorgánico (CO2 o HCO3-) como fuente de carbono. El proceso de nitrificación se resume en 
las siguientes reacciones: 
 
Reacción 1ª fase: 
 
OH + H2 + NO O
2
3 + NH
asNitrosomon
2
+- 
22
+ 
4 →
 (45)
 
Reacción 2ª fase: 
 
NO O
2
1 + NO
rNitrobacte 
- 
32
- 
2 →
 (46)
 
Reacción total: 
 
OH + H2 + NO O2 + NH 2+- 32+ 4 → (47)
 
Parte del N-NH4+ es asimilado en el tejido celular. Una reacción de síntesis 
representativa de esta asimilación autótrofa es: 
 
O5 + NOHC OH + NH + HCO + CO4 22752+ 4- 32