Efecto del tiempo de retención hidráulica en reactores de lecho fijo para el tratamiento de efluentes del cultivo de Trucha arcoíris (Oncorhynchus mykiss)

G Jojoa, E Ibarra y I A Sánchez

Universidad de Nariño, Facultad de Ciencias Pecuarias,
Departamento de Recursos Hidrobiológicos, Programa Ingeniería en Producción Acuícola,
Ciudad Universitaria Torobajo, San Juan de Pasto, Colombia
iaso@udenar.edu.co

Resumen

El principal objetivo de la investigación fue evaluar la eficiencia de biofiltros de flujo ascendente con película fija totalmente sumergida, comparando dos tiempos de retención hidráulica para el tratamiento de aguas residuales del cultivo de trucha arco iris en un sistema de recirculación. Los tratamientos consistieron en retenciones hidráulicas de 15 a 20 min (T15-20) y de 20 a 25 min (T20-25). Después de una previa maduración de los biofiltros se cultivaron en promedio 6.4 kg/m³ de trucha durante seis semanas.  Se realizaron dos muestreos semanales para análisis de: demanda química de oxigeno (DQO), nitrógeno amoniacal total (NAT), nitrito (NO₂^-), nitrato (NO₃), fosfato (PO ₄^-3), sólidos totales (ST), sólidos volátiles (SV), sólidos fijos totales (SFT); diariamente se midieron temperatura, oxígeno disuelto, pH y alcalinidad; la biomasa de los peces se determinó cada quince días.

Se encontró que el tratamiento T20-25 era más eficiente para la remoción de NO₃. En cambio, hubo una tendencia (p<0.1) de ser mejor el tratamiento T15-20 para la remoción de sólidos totales y sólidos volátiles.  Los parámetros de calidad del agua se mantuvieron dentro del rango recomendado para cultivo de trucha. La ganancia de peso de las truchas fue de 1.5 g/día y la conversión alimenticia de 1.4.

Palabras claves: biofiltro, flujo ascendente, reuso de agua

Effect of retention time in fixed-bed reactors for the treatment of effluents in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) culture

Abstract

The main objective of this research was to evaluate the efficiency of upflow biofilters with fixed film totally submerged by comparison of two different hydraulic retention times for wastewater treatment of rainbow trout culture in a recirculating system. The treatments consisted in hydraulic retention times of 15 to 20 min (T15-20) and  20 to 25 min (T20-25). After a period of maturation of the biofilters, rainbow trout  at a load of 6.4 kg/m ³ were cultured during six weeks. Twice a week samples were taken for analysis of chemical oxygen demand (COD), total ammonia nitrogen (TAN), nitrite (NO₂^-), nitrate (NO₃), phosphate (PO₄^-3), total solids (TS), volatile solids (VS) and total fixed solids (TFS). Temperature, oxygen, pH and alkalinity were measured; fish biomass was determined every fifteen days.

It was concluded that treatment T20-25 was more efficient for NO₃ removal. There was a tendency for TS and VS removal to be better with T15-20. Production parameters were maintained within the recommended ranges for trout culture. The growth rate of the trout was 1.5 g/d and the feed conversion 1.4.

Keywords: biofilter, upflow, water reuse

Introducción

De acuerdo con la FAO (2012) se calcula que la pesca y la acuicultura suponen el medio de subsistencia para 540 millones de personas en el mundo, el 8 % de la población mundial. Los mares de América Latina y el Caribe representan una fuente de alimentación sana y una fuente de recursos para miles de familias. La misma organización afirma que la contribución de la acuicultura a la economía regional ha crecido sustancialmente en los últimos 10 años, generando empleo a más de 200,000 personas directamente, y a cerca de 500 mil de manera indirecta; desde la perspectiva alimentaria, son más de 100,000 familias rurales en la región que dependen directa o indirectamente de la acuicultura para su sustento, incluidas la alimentación por autoconsumo.

Pereira y Mercante (2005) afirman que la capacidad instalada de unidades de piscicultura resulta totalmente dependiente de la calidad y cantidad de agua disponible y que el impacto causado en el ambiente varía de acuerdo con el sistema de cultivo utilizado y con las características del cuerpo de agua que recibe el efluente.

Existe a nivel mundial un alto riesgo de agotamiento del agua por los daños ambientales que han reducido la capacidad de auto regeneración de los ecosistemas y por la fuerte presión de la demanda doméstica, agrícola e industrial sobre el recurso hídrico (Colombia 2009). Según Roldán (1992) la contaminación es la adición de sustancias extrañas que deterioran la calidad del agua; en ese sentido, la contaminación en piscicultura puede provenir de las sustancias adicionadas por el hombre. Read y Fernández (2003) afirman que el cultivo intensivo de especies hidrobiológicas con suministro de alimento artificial de alta calidad y medicación produce impactos en el ambiente. La contaminación también puede proceder de diversos productos nitrogenados residuales que excretan los peces por difusión e intercambio iónico a través de las branquias orina y heces (Timmons et al 2002).

Boyd y Hargreaves (2004) manifiestan que entre los potenciales impactos ambientales que pueden producir los efluentes de piscicultura se encuentran: la sedimentación, el consumo de oxígeno, eutroficación, salinización, introducción de tóxicos de origen químico y eventualmente la introducción de microorganismos patógenos.

Según Wheaton (1982) los sistemas de producción acuícolas se clasifican en: sistemas abiertos, sistemas semicerrados y sistemas cerrados. Entre los sistemas cerrados están los sistemas de recirculación para la acuacultura (SRA). Los SRA son tecnologías que permiten el cultivo de peces a mayor intensidad, donde el ambiente es totalmente controlado (Timmons et al 2002); en ellos, el agua circula a través del sistema y sólo un pequeño porcentaje es remplazado diariamente. La temperatura, salinidad, pH, alcalinidad, composición química y el oxígeno son monitoreados y continuamente controlados. Los residuos sólidos son filtrados y removidos, se incorpora oxígeno para mantener concentraciones suficientes para la densidad de peces en cultivo, y por último el efluente es tratado en un biofiltro para la conversión biológica.

Para reducir los efectos contaminantes del vertimiento de las AR de la acuacultura o para mantener la calidad del líquido dentro de un SRA se hace necesario el tratamiento de las aguas residuales (TAR). Según Metcalf y Eddy (1985) las operaciones y procesos unitarios del TAR se agrupan conjuntamente para constituir lo que se conoce como tratamiento primario, secundario y terciario (o avanzado). El término primario se refiere a las operaciones físicas unitarias; el secundario a los procesos químicos y biológicos unitarios, y el terciario consiste en combinación de los tres.

Los biofiltros (o filtros biológicos) son elementos de un SRA en los que se desarrollan operaciones físicas y procesos biológicos del TAR. Al respecto, Timmons et al (2002) manifiestan que el biofiltro ideal sería el que pudiese remover el 100% del amoniaco, no producir nitrito, requerir de poca superficie, usar un medio de soporte barato, no requerir presión de agua, ni mantenimiento para operar, y no capturar sólidos. No hay un biofiltro que cumpla con todos esos requisitos. Cada biofiltro tiene sus propias ventajas y desventajas y áreas de mejor aplicación. Hay una gran variedad de biofiltros que se usan comúnmente en SRA entre los que se encuentran los biofiltros sumergidos o inundados de lecho fijo, filtros percoladores de lecho fijo, filtros biológicos rotatorios, biofiltros de lecho dinámico y biofiltros de lecho fluidizado. Según Malone y Pfeiffer (2006), en acuacultura los biofiltros pueden clasificarse fundamentalmente en dos tipos: los que poseen biopelícula con crecimiento en suspensión y aquellos cuya biopelícula se encuentra fijada a un medio, que a su vez se subdividen en dos tipos: los de lecho parcialmente sumergido y los de lecho totalmente sumergido.

Los biofiltros sumergidos consisten en un lecho de medio de soporte sobre el cual se desarrollan bacterias nitrificantes, por el que pasa AR ya sea en flujo ascendente o descendente. El tiempo de retención hidráulica (TRH) puede ser controlado ajustando el flujo del agua a través del filtro. Los sólidos se pueden acumular dentro de filtros sumergidos, junto con la masa celular producto de las bacterias nitrificantes y heterotróficas, este proceso puede eventualmente bloquear los espacios vacíos y entonces, en una operación de largo plazo, debe usarse algún mecanismo para desaguar los sólidos del filtro. El medio soporte utilizado para los biofiltros sumergidos ha sido tradicionalmente de un gran tamaño, como roca partida uniformemente con 5 cm de diámetro o un medio plástico de 2,5 cm de diámetro. De acuerdo con Timmons et al (2002), los biofiltros percoladores operan de igual modo que los biofiltros sumergidos, excepto que el AR fluye hacia abajo por sobre el medio y mantiene la película bacteriana mojada, pero nunca completamente sumergida.

El objetivo principal de la presente investigación fue evaluar la eficiencia de biofiltros sumergidos de flujo ascendente para el tratamiento de aguas residuales en el cultivo de trucha arcoíris (Oncorhynchus mykiss) bajo dos diferentes rangos de TRH, en un sistema de recirculación.

Materiales y Métodos

Localización

La investigación se desarrolló en el laboratorio de Sistemas de Recirculación del Programa Ingeniería en Producción Acuícola de la Universidad de Nariño, sede Torobajo, al Noroccidente de la Ciudad de San Juan de Pasto, Departamento de Nariño (Colombia), con altitud de 2584 msnm y localizado en las coordenadas 0.1º09´N y 77º08´W. La investigación se realizó en dos etapas, la primera comprendió un periodo de maduración de los biofiltros por tres semanas y la segunda el periodo experimental propiamente dicho de seis semanas, donde se realizó el muestreo y alimentación de los animales y la toma y procesamiento de parámetros físico químicos de calidad del agua.

Elementos constitutivos del SRA

El SRA (Foto 1) estuvo constituido por los siguientes elementos: caja de nivel constante (CNC), reactores de flujo ascendente con TRH entre 15 y 20 min (T15-20), reactores de flujo ascendente con TRH entre 20 y 25 min (T20-25), réplicas de los reactores (R1, R2 y R3), tanque de cultivo (TC), columnas de pre filtración 1 (CP1), columnas de pre filtración 2 (CP2), tanque de succión (TS), electro bomba (EB), conducción del agua bombeada mediante tubería de 1 ½” (C) y retorno de excesos mediante tubería de 1” (R). En la Figura 1, se ilustra la posición de cada uno de dichos elementos así como los sentidos del flujo de agua en el sistema.

Foto 1. Fotografía del sistema evaluado

Descripción de los elementos del SRA

El sistema de tratamiento del agua en el SRA estuvo conformado por dos unidades de prefiltración en serie para remoción de partículas de gran tamaño y por un sistema de biofiltración para remoción de materia orgánica (MO), nutrientes y sólidos. A continuación se presenta una descripción más detallada de los elementos constitutivos:

• Un tanque plástico con capacidad de 0.250 m³ para cultivo de trucha arcoíris.
• Dos líneas de pre-filtros granulares de flujo vertical ascendente para retención de sólidos de gran tamaño contenidos en el efluente del TC, que funcionaron de manera alternada e independiente (En la Tabla 1 se detallan la composición y características granulométricas del material filtrante utilizado. Los medios granulares fueron seleccionados por medio de los procedimientos estipulados en la norma NTC 1522 (ICONTEC, 1999) y para ello se utilizaron los tamices recomendada por la norma NTC 32 (ICONTEC, 2002).

• Un tanque de recepción de los efluentes de los prefiltros que funcionó a su vez como tanque de succión para bombear el flujo hacia la CNC y las unidades de biofiltración.
• Un sistema de mangueras para distribución del efluente desde la caja de nivel hacia cada biofiltro, dispuesto con una serie de válvulas para regular el caudal y por ende, el TRH de cada unidad de biofiltración.
• Un sistema de tuberías en PVC para el transporte a flujo libre como a presión, por gravedad o por bombeo, de las aguas residuales y de las aguas tratadas en el sistema de recirculación.
• Seis unidades de biofiltros aerobios de medio granular con lecho fijo y flujo ascendente.

Los biofiltros conservaron iguales características geométricas de diámetro interno y altura así como igual medio de soporte (gravilla con igual granulometría y altura de lecho), pero diferente funcionamiento hidráulico en términos de TRH y tasas de aplicación superficial. Cada unidad experimental fue elaborada en tubería PVC sanitaria de diámetro nominal de 3” (0.075 m) y altura de 1.0 m. El ingreso de agua se realizó por la parte inferior del tubo a través de una base perforada en acrílico de 1/2” para acoplar adaptadores e insertos, el flujo del agua se controló con válvulas tipo bola de PVC para regulación de caudal. A continuación, en la Tabla 2 se detalla la composición del lecho granular.

• Una unidad de bombeo constituida por una electrobomba de ½ HP y sus respectivos accesorios.
• Un sistema de aeración de la unidad de cultivo, constituido por una línea de aire proveniente de un blower disponible en el laboratorio de sistemas de recirculación del programa Ingeniería en Producción Acuícola (IPA).

Equipos utilizados

Se utilizaron: balanzas METTLER 160 g ± 0.01 mg y OHAUS 4000 g ± 0.1 g; un blower 2.5 HP Sweet Water; una cámara digital Canon Power Shot SD770 IS; un colorímetro DR/850; un cronómetro; una electrobomba 1/2 HP marca Pedrollo; una estufa eléctrica marca HACEB; un horno de secado de muestras Memmert 30-250ºC; una mufla Terrigeno 1000ºC; un oxímetro YSI 50ª; un pH metro VWR 8010 y un termo reactor digital HACH DRB 200 100–155ºC.

Material biológico

En el tanque de cultivo de 250 litros con capacidad útil de 234 litros se utilizaron 25 ejemplares de trucha arcoíris (Oncorhynchus mykiss) con un peso promedio de 50 g en una densidad de 5 kg/m³ y fotoperiodo de 12 horas de claridad y 12 de oscuridad.

Transporte y aclimatación de los peces

Las truchas fueron transportados desde las jaulas flotantes de la estación piscícola INTIYACO, hasta el laboratorio de sistemas de recirculación del Programa IPA de la Universidad de Nariño. Para llevar a cabo este procedimiento se optó por someter a los ejemplares a un ayuno previo de 24 horas, con el fin de evitar el aumento en el consumo de oxígeno disuelto y la eliminación de desechos los cuales disminuyen la calidad del agua en las bolsas de transporte. Posteriormente los peces se empacaron en bolsas plásticas calibre 2 mm con capacidad de 20 litros en la relación 1/3 de agua, por 2/3 de oxígeno. Una vez transportadas las bolsas con los peces, se llevaron a un tanque de cultivo por 1 hora, donde se realizó la respectiva aclimatación con el fin de equilibrar la temperatura y pH. A cada bolsa se agregó 5 g/litro de NaCl, como tratamiento profiláctico según lo recomiendan Kinkelin et al (1985). Los peces  aclimatados se liberaron en la unidad experimental dejándolos por un periodo de adaptación de 7 días, tiempo en el cual se suministró alimento a saciedad.

Periodo de maduración de los biofiltros

Se mantuvo el SRA en funcionamiento durante tres semanas, adoptando el periodo de tiempo mínimo recomendado por Timmons et al (2002) para que exista maduración suficiente de cada uno de los reactores correspondientes a los dos tratamientos a evaluar.

Muestreo y alimentación

Cada quince días se realizaron muestreos de peso de los peces para determinar la biomasa y calcular la cantidad de alimento a suministrar hasta el próximo muestreo; la alimentación se realizó con alimento balanceado de 45% de proteína en relación al 2.5% de la biomasa promedio de los animales, ligeramente subcalculada según lo recomendado por Timmons et al (2002).

Parámetros físico químicos

Los muestreos se realizaron dos veces por semana en horas de la mañana, para ello se tomaron de la CNC, de cada reactor, de cada CP y de la unidad de cultivo 2000 mL de volumen de agua. Los parámetros analizados para el cálculo de eficiencias de remoción fueron demanda química de oxigeno (DQO), nitrógeno amoniacal total (NAT), nitritos (NO₂^-), nitratos (NO₃), fosfato (PO₄^-3), sólidos totales (ST), sólidos volátiles (SV), sólidos fijos totales (SFT); adicionalmente se evaluaron los parámetros de operación diarios temperatura, oxígeno disuelto (OD), pH y alcalinidad. Se siguieron los protocolos definidos en las metodologías para análisis de aguas potables y residuales establecidas por APHA et al (1992). Cada muestreo se realizó una reposición de 22 liters  de agua fresca, equivalente al 4,8% del volumen total del sistema.

Diseño de muestreo y análisis estadístico

En la investigación se evaluó la eficiencia del sistema en términos de remoción de los parámetros de calidad del agua: DQO, NAT, NH₄, NO ₂, NO₃, PO₄, ST, SV, SFT en los seis biofiltros que representaron dos tratamientos con dos rangos diferentes de TRH con tres réplicas cada uno.

Para comparar los tratamientos se utilizó la prueba t-student. Debido a que la respuesta fue tomada a través del tiempo ésta se constituyó en una serie cronológica, para lo que se hizo necesario utilizar el suavizado según lo recomendado por Anderson et al (2002). Previo a la utilización de esta técnica se realizó la prueba F para determinar la igualdad de las varianzas. Mediante el paquete estadístico Statgraphics Plus versión 5.1, se obtuvieron las series suavizadas y las comparaciones de medias para los diferentes parámetros. Entre los 6 biofiltros utilizados los tratamientos se distribuyeron de la siguiente manera: tres reactores T15-20 con caudal de 3.8-5.066 cm³/segundo y tasa de aplicación superficial de 71.9-95.9 m³/m²/día  y tres reactores T20-25 con caudal de 3.04-3.8 cm³/segundo y tasa de aplicación superficial de 57.6-71.9 m³/m²/día.

En la investigación se determinó la eficiencia en términos de remoción de DQO, NAT, NH₄, NO₂, NO₃, PO₄, ST, SV, SFT, color aparente y turbiedad. De acuerdo con von Sperling (2005), la eficiencia consiste en la medición del desempeño de una unidad de tratamiento en la remoción de un compuesto o contaminante, de acuerdo con la fórmula:

Donde: %E es el porcentaje de eficiencia; entrada es la concentración a la entrada de cada tratamiento y salida es la concentración a la salida de cada tratamiento.

Las variables productivas evaluadas en la investigación fueron el crecimiento en términos de ganancia de peso y conversión alimenticia.

El incremento de peso (IP) consistió en la ganancia de peso obtenida por un individuo, en un determinado periodo y se calculó como:

IP=Wf - Wi

Donde Wf el peso final y Wi el peso inicial.

La conversión alimenticia se determinó según la cantidad de alimento suministrado dividido por el incremento de peso logrado.

Resultados y discusión

Demanda química de oxígeno

No hubo diferencias entre los tratamientos para la remoción de este parámetro (Table 3). Kemmadamrong y Deesomsak (2000) reportaron remociones de DQO entre 82 y 95% con concentraciones en el afluente del biofiltro de 100 a 120 mg/litro en reactores con diámetro interno de 15 cm, altura de 1m y arena con tamaño efectivo de 1.44 mm. En el sistema evaluado en esta investigación las eficiencias de remoción y concentraciones son del orden de 4.65 veces menores al reportado por tales autores, con tamaño del sustrato tres veces mayor al de esta investigación. Resultados similares obtuvieron Greiner y Timmons (1998), quienes afirmaron que biofiltros percoladores con medios soportes fijos demostraron mejor tasa de nitrificación que biofiltros de microlechos flotantes.

Chen et al (2006) reportaron mayores tasas de nitrificación en biofiltros con altos niveles de turbulencia, sugiriendo que tal condición es importante para el diseño y el funcionamiento óptimo de los biofiltros y que la tasa de nitrificación puede incrementarse significativamente mediante el aumento de la turbulencia.

Las bajas velocidades de flujo en los reactores y la alta cantidad de sólidos en suspensión podrían ser las causas de las bajas tasas de remoción, teniendo en cuenta que estos dos factores combinados aumentan el consumo de oxígeno motivado por el aumento en la colonización de las bacterias heterotróficas más que las nitrificantes logrando zonas anóxicas lo que origina una disminución en los procesos de nitrificación como lo explica Chen et al (2006).

Nitrógeno Amoniacal Total

No se encontraron diferencias significativas entre los tratamientos. Según Eding et al (2005), en filtros percoladores es importante mantener la carga de los residuos orgánicos de forma constante y tan baja como sea posible debido a una alta producción de bacterias heterotróficas y el eventual desprendimiento de biopelícula, inducida cuando el biofilm pasa a realizar procesos de respiración endógena, lo que se observa con frecuencia cuando se producen cambios en la carga de los residuos. De igual manera, D’orbcastel et al (2009c), afirman que cuando a un biofiltro se le aumenta la carga orgánica y no se incrementa su área, este se vuelve semi-anaerobio, motivo por el cual los procesos nitrificantes disminuyen y por ende las eficiencias de remoción.

Phillips y Love (1998) afirman que la desnitrificación es la reducción de nitrato para gas nitrógeno (N₂), proceso que se lleva a cabo por las bacterias heterótrofas en condiciones anóxicas y que utiliza el nitrato como aceptor de electrones. Considerando que por cada gramo de NAT oxidado a nitrógeno nítrico se consumen cerca de 4.18 g de oxígeno (Chen et al 2006), estos procesos junto con el consumo de oxígeno para estabilización de la MO pueden eventualmente reducir los niveles de OD hasta formar zonas anóxicas donde se lleve a cabo la desnitrificación.

La igualdad entre tratamientos se los puede atribuir a que los TRH fueron similares; sin embargo, los rangos de remoción de este nutriente tuvieron valores bajos y negativos teniendo como posible causa la presencia de procesos de respiración endógena producidos por aumento en la carga orgánica y consumo de oxígeno, eventual desprendimiento de biopelícula y procesos de desnitrificación. Según Timmons et al (2002), cuando el biofiltro experimenta procesos anaerobios las bacterias quimiotróficas convierten los nitratos en nitrógeno gaseoso o amoniaco, lo que puede causar inestabilidad en las fases de nitrificación, que explica las eficiencias bajas y negativas.

Nitrito

No hubo diferencias entre los tratamientos evaluados. La remoción de este nutriente sugiere la presencia de bacterias autótrofas pues además de haber presentado reducciones en las concentraciones debido al paso del AR a través de los reactores, como se discutirá más adelante, hubo ligera acidificación del líquido lo que respalda tal presunción. Las concentraciones en el efluente de los biofiltros se encontraron dentro de los límites adecuados para el cultivo de la especie.

Nitrato

La tasa de remoción por parte del T15-20 fue menor que la de T20-25. Blanco (1994) señala que concentraciones de nitrato de 275 mg/litro detienen el crecimiento de las truchas y 800 mg/litro es el límite de tolerancia, observándose un rechazo de la comida y lesiones cutáneas de color gris brillante de carácter reversible; con base en lo anterior, los valores medidos se encontraron en los rangos recomendables para la especie.

Los procesos de nitrificación ocasionan el aumento de los niveles de nitrato, pues según Chen et al (2006), el nitrito es oxidado a nitrato por varios géneros de bacterias, de los cuales el más importante es Nitrobacter que pueden adaptarse a la mayoría de los reactores nitrificantes empleados en las instalaciones de acuicultura pues se basan en la inmovilización de los organismos nitrificadores en soportes adecuados según lo afirman Van Rijn et al (2005).

Las bajas concentraciones medias de NAT y de nitritos, así como las mayores concentraciones de nitratos se explican por los procesos de nitrificación y su maduración a lo largo del tiempo, principalmente en el arranque de biofiltros, como lo establece Lekang (2007).

Fosfato

No hubo diferencias en la tasa de remoción de este parámetro para los tratamientos evaluados. Van Rijn y Barak (1998) afirman que la remoción biológica de P de las AR domésticas en plantas de lodos activados se lleva a cabo por etapas donde el lodo se somete a condiciones anaeróbicas y aeróbicas respectivamente; en tales condiciones, existe una remoción inicial por parte de la biomasa bacteriana en la fase anaeróbica y el exceso es asimilado por las bacterias durante la fase aerobia, finalmente el P es removido mediante la recolección de una parte de la biomasa rica en este nutriente; situación similar reportan Lixiang et al (2008) en experiencias con reactores biológicos de flujo continuo en la remoción de P de AR municipales bajo condiciones de TRH de 16 h y concentraciones de fósforo afluente de 3.14 mg/litro donde obtuvieron remociones del orden de 68.3% manejando el principio de remoción por acumulación de fosforo en la biopelícula bacteriana.

Para Crites y Tchobanoglous (2000), en la remoción del fósforo un cierto número de bacterias son capaces de almacenar en sus células cantidades de P en exceso en formas de polifosfatos; en presencia de productos de fermentación simples generados bajo condiciones anaerobias, estas bacterias los asimilan en forma de productos de almacenamiento dentro de las células con liberación concomitante de P; bajo condiciones aerobias, la energía producida dentro de las células se incrementa debido a la oxidación de los productos de almacenamiento y los polifosfatos

Es probable que en la presente investigación en algunas zonas de los biofiltros se hayan producido las condiciones de alternancia de presencia y ausencia del OD debido al consumo del gas en los procesos de nitrificación y estabilización de la materia orgánica, lo que pudo propiciar la remoción de fosfatos.

Sólidos totales, volátiles y fijos

No se obtuvieron diferencias entre los tratamientos para remoción de ST, SV y SFT (Tabla 3); sin embargo, si las hubo para un nivel de confianza del 90% en la remoción de ST y SV. Chen et al (2006) afirman que el material fecal excretado por los peces y el alimento no consumido son de naturaleza orgánica, por ello el agua de un SRA puede tener una cantidad significativa de MO, tanto en forma disuelta como particulada. Según Mahamud et al (1996), la cantidad de sólidos volátiles se utiliza comúnmente como un indicador de la cantidad de MO contenida en el lodo, pudiendo ser utilizado como medida de la efectividad de un tratamiento en la estabilización del componente orgánico del mismo.

La similitud en el desempeño de los dos tratamientos se puede atribuir a la cercanía en los rangos de TRH evaluados, situación que conserva relación con la eficiencia de remoción de la materia orgánica en la forma de DQO ya que para dicho parámetro también se obtuvieron eficiencias de remoción muy similares y no se evidenciaron diferencias significativas entre tratamientos.

El desempeño de los biofiltros en cuanto a la remoción de sólidos fue satisfactoria pues los parámetros de dimensionamiento del sistema granular se enmarcaron dentro de los valores altura de medio filtrante, tamaño efectivo y tasa de filtración recomendados por Lawson (1995).

La remoción de los fosfatos por parte de los biofiltros se encuentra asociada al desempeño de dichas unidades de tratamiento en la remoción de los sólidos, ya que como lo afirma Lekang (2007), algunos experimentos realizados con salmónidos indican que cerca del 80% del fósforo en las aguas residuales de sistemas de cultivo se encuentra ligado a las partículas en ellas contenidas.

pH

Durante el periodo de estudio el comportamiento de este parámetro para los dos tratamientos se mantuvo dentro de los límites recomendados por Timmons et al (2002) para la especie cultivada. El valor en el agua de entrada al sistema (en la CNC) fue más alto (7.16) comparado coen el valor medio para el T15-20 y T20-25 de 6.97. La reducción del pH se puede atribuir a la generación de hidrógeno dentro del proceso de nitrificación, tales valores también se encontraron en los rangos recomendados para la operación de biofiltros.

Oxígeno

Durante el estudio las concentraciones de este parámetro en los efluentes de los dos tratamientos se mantuvieron en los límites requeridos para la especie. Fue mas alto en la CNC (5.80 mg/litro) que en los efluentes de los tratamientos (4.02 a 4.09). La reducción en las concentraciones al pasar por los biofiltros ponen en evidencia el consumo de OD para efectos de realizar la nitrificación tal como lo describen Timmons et al (2002).

Según lo reportado por Chen et al (2006), el rango mínimo de concentración de oxígeno requerido para alcanzar fiabilidad en los procesos de nitrificación está entre 0.6 y 3.4 mg/litro de oxígeno disuelto, y sugieren 2 mg/litro como nivel mínimo de oxígeno para biofiltración en acuicultura. Durante el periodo de investigación las concentraciones se mantuvieron por encima de los rangos recomendados por tales autores.

Alcalinidad

La alcalinidad se mantuvo en los límites requeridos para cultivo de la especie. Timmons et al (2002) afirman que la nitrificación es un proceso que consume alcalinidad y que forma ácidos, si los sistemas de biofiltración están mal tamponados el pH del sistema bajará impactando el desempeño del biofiltro, motivo por el cual en esta investigación se optó por trabajar con granito (material derivado del mármol que contiene carbonatos de calcio) en el sistema de prefiltracion del SRA.

Eding et al (2005) sostienen que la nitrificación requiere 2 moles de HCO₃ por mol de NH₄⁺ oxidado y un mol de HCO ₃ para oxidar 1 mol de NH₃, quienes al evaluar los efectos de la alcalinidad en la velocidad de eliminación de NAT observaron una reducción del 100% en la tasa de nitrificación cuando el valor de la alcalinidad del agua total se redujo de 2 mEq/litro en pH 7.7 a 0.2 mEq/litro y pH 6.2.

Temperatura

Los valores medios  observados para este parámetro (18.1°C para la CNC, 18.0°C para el T15-20 y 18.0°C para el T20-25) indican un comportamiento muy estable entre las unidades de tratamiento del agua. Timmons et al (2002) afirman que la temperatura juega un rol significativo en la velocidad de reacción de la nitrificación como lo hace en toda la cinética de reacciones químicas y biológicas y que las poblaciones nitrificantes son capaces de adaptarse a un amplio rango de temperatura ambiental, si se aclimatan lentamente. En los SRA la temperatura en la cual actúa el biofiltro estará normalmente determinada por los requerimientos de la especie de cultivo y no por las necesidades de las bacterias del mismo. Autores como Eding et al (2005), manifiestan que la baja temperatura para el cultivo de especies de aguas frías como la trucha arcoíris es un parámetro a contemplar en el diseño del tamaño de un filtro percolador, debido a las bajas tasas de eliminación de NAT.

Crecimiento de las truchas

Con base en los datos registrados en el censo de las truchas al final del experimento se determinó que la ganancia de peso promedio lograda por los individuos en el periodo de estudio fue de 62.7 g, lo que representa un incremento de peso medio del orden de 1.49 g/día, valor superior al reportado para sistemas abiertos por el Ministerio de Agricultura y Desarrollo Rural de Colombia (2005) o por Blanco (1994). De igual manera, para el sistema evaluado con una carga biológica promedio de 6.4 kg/m³ se determinó que el valor de la conversión alimenticia fue de 1.4, valor que reporta un mejor aprovechamiento del alimento con relación al referente establecido por el Ministerio de Agricultura y Desarrollo Rural de Colombia (2005), pero menos favorable que los valores reportados para cultivos de trucha por d’Orbcastel et al (2009a) y (2009b), tanto para sistemas abiertos como para sistemas de recirculación. Los resultados productivos obtenidos en la investigación se los puede atribuir al desempeño logrado por el sistema de tratamiento, que mantuvo los parámetros físico-químicos en los rangos aceptables para el cultivo de trucha.

Conclusiones

• El tratamiento con TRH de 20 a 25 fue mas eficiente para la remoción de  nitrato que el TRH de 15 a 20. con una mejor eficiencia para  minutos.
  
  
• Para remoción de sólidos totales y sólidos volátiles el tratamiento con TRH de 15 a 20 minutos tendió a ser el mejor.
  
  
• El comportamiento de los parámetros físico-químicos se mantuvo en los límites adecuados para cultivo de trucha, lo que permitió obtener valores de ganancia de peso y conversión alimenticia dentro de los rangos reportados por la literatura.
  
  
• El sistema de recirculación evaluado demostró ser una buena alternativa para mantenimiento y cultivo de alevines y juveniles de trucha arco iris.

Referencias

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Received 14 April 2013; Accepted 23 September 2013; Published 1 October 2013

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