Universidad de La Salle Universidad de La Salle

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Maestría en Agrociencias Facultad de Ciencias Agropecuarias

2015

Caracterización de sedimentos producidos en una explotación Caracterización de sedimentos producidos en una explotación

intensiva de trucha arco iris Oncorhynchus mykiss Walbaum, intensiva de trucha arco iris Oncorhynchus mykiss Walbaum,

1792, como un medio para definir estrategias de uso y manejo 1792, como un medio para definir estrategias de uso y manejo

sostenible de lagunas de oxidación en piscicultura sostenible de lagunas de oxidación en piscicultura

Julio Alberto González Acosta Universidad de La Salle, Bogotá

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Citación recomendada Citación recomendada González Acosta, J. A. (2015). Caracterización de sedimentos producidos en una explotación intensiva de trucha arco iris Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792, como un medio para definir estrategias de uso y manejo sostenible de lagunas de oxidación en piscicultura. Retrieved from https://ciencia.lasalle.edu.co/maest_agrociencias/3

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Caracterización de sedimentos producidos en una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus

mykiss Walbaum, 1792 ), como un medio para definir estrategias de uso y manejo sostenible de lagunas d e

oxidación en piscicultura

Julio Alberto González Acosta

Universidad de La Salle Facultad de Ciencias Agropecuarias

Bogotá, D. C., Colombia

2015

Caracterización de sedimentos producidos en una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus

mykiss Walbaum, 1792 ), como un medio para definir estrategias de uso y manejo sostenible de lagunas d e

oxidación en piscicultura

Julio Alberto González Acosta

Tesis presentada como requisito parcial para optar al título de:

Magíster en Ciencia Animal

Director: Biólogo Marino, MSc. Rafael Rosado Puccini

Línea de investigación: Ambiente y Sustentabilidad

Universidad de La Salle Facultad de Ciencias Agropecuarias

Bogotá, D. C., Colombia

2015

DIRECTIVAS

HERMANO CARLOS GABRIEL GÓMEZ RESTREPO F.S.C RECTOR HERMANO FABIO CORONADO PADILLA F.S.C. VICERRECTOR ACADEMICO HERMANO FRANK LEONARDO RAMOS BAQUERO F.S.C. VICERRECTOR DE PROMOCION Y DESARROLLO HUMANO HERMANO MANUEL CANCELADO JIMENEZ F.S.C. VICERRECTOR DE INVESTIGACION Y TRANSFERENCIA DOCTOR EDUARDO ANGEL REYES VICERRECTOR ADMINISTRATIVO DOCTORA PATRICIA INES ORTIZ VALENCIA SECRETARIA GENERAL DOCTORA CLAUDIA AIXA MUTIS DECANA FACULTAD DE CIENCIAS AGROPECUARIAS DOCTOR ALEJANDRO TOBÓN GONZÁLEZ SECRETARIO ACADEMICO FACULTAD DE CIENCIAS AGROPECUARIAS

Página de aceptación

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________________________________ Dr. Rafael Rosado Puccini

DIRECTOR

________________________________ Dr. Yimy Herrera

JURADO

________________________________ Dr. Jorge Triana

JURADO

________________________________ Dr. Alexander Umaña

JURADO

DECLARATORIA DE ORIGINALIDAD Yo, JULIO ALBERTO GONZÁLEZ ACOSTA, certifico como autor de este trabajo de tesis y como primer autor de las publicaciones resultantes, que soy el autor principal en los procesos de diseño y aplicación del estudio aquí presentado y de igual manera en la fase de análisis de los resultados y la preparación de los manuscritos. Expreso que la información que se derive de los artículos publicados y no publicados producto del trabajo de los demás, ha sido detalladamente reconocida dentro del texto y en las citas que aparecen en la bibliografía. Doy fe que la presente tesis no ha sido sometida a evaluación ni ha sido presentada en otra institución de educación superior.

DEDICATORIA

A mi madre Julia Elvira por creer firmemente en la educación

A mi esposa Luz Dary por todo el apoyo incondicional brindado

A mi hijo Pedro Julián, por inculcarme alegría para seguir adelante

AGRADECIMIENTOS A la Universidad de La Salle por el apoyo becario ofrecido, Al Dr. Rafael Ignacio Pareja, en su momento Director del Programa de Zootecnia, por el estímulo y apoyo incondicional brindado. El constante apoyo y las orientaciones dadas por el Biólogo Marino Rafael Rosado Puccini, desde la misma idea del anteproyecto de tesis cuando inicié la maestría, fueron fundamentales en todo el arduo proceso que conlleva el realizar y escribir una tesis de grado a nivel de maestría. Mauricio Federico Ospina, compañero de maestría, quien dispuso siempre de tiempo y dedicación, tanto en el aula de clase como en la parte práctica de esta tesis. Fue fundamental para el entendimiento y realización de varias tareas que involucraban el manejo de complejos programas computacionales. En la orientación metodológica del proyecto, surgieron opiniones valiosas y que aportaron significativamente, como las realizadas por Dra. Liliana Betancourt, Universidad de La Salle; Dr. Luis Gabriel Quintero, Universidad Nacional de Colombia y Dr. Yimy Herrera, Universidad Pedagógica y Tecnológica de Colombia. En lo referente al manejo de muestras, tipo de análisis para sedimentos y en general todo lo relacionado con la interpretación de los datos, el Laboratorio Dr. Calderón merece un reconocimiento especial por los análisis puntuales y el apoyo económico dado a las labores académicas; el aporte del Dr. Jorge Alberto Sánchez del Instituto Geográfico Agustín Codazzi, fue fundamental en el procesamiento de las muestras generales y la interpretación de los datos desde el punto vista edafológico. En el manejo estadístico de los datos, el apoyo del Biólogo Alberto Díaz Martínez resultó importante. En la parte operativa para la toma de las diferentes muestras de sedimentos, para la estimación de la población y las pérdidas por alimentación, el apoyo del personal de la finca Truchas de La Sierra, como Miguel Forero y David Bossio fue sin duda valioso. En general, a todas las personas que colaboraron de una u otra manera para que el presente trabajo fuese culminado.

A todos ellos, mi sincero agradecimiento

RESUMEN Para conocer la composición general y puntual de los sedimentos asociados al afluente, laguna de oxidación y efluente de una granja piscícola de clima frío, dedicada a la explotación de trucha arco iris, se realizaron tres muestreos con diferencia de 45 días entre ellos. Para el análisis general de los sedimentos se evaluaron los parámetros de Capacidad de Intercambio Catiónico CIC, calcio, magnesio, potasio, sodio, fósforo disponible, saturación de bases, bases totales, carbono orgánico, materia orgánica, relación carbono: nitrógeno y pH. Se presentó diferencia significativa entre los sitios de muestreo para los parámetros de CIC, fósforo disponible, saturación de bases, carbono orgánico, materia orgánica y relación C:N. Para el análisis puntual de los sedimentos se evaluaron los parámetros de pH, nitrógeno total, nitrógeno amoniacal, fósforo total, fósforo como P2O5, sólidos totales, acidez total, nitratos y nitritos. Hubo diferencias significativas entre los sitios de muestreo solamente para los sólidos totales. Como complemento a los dos tipos de análisis realizados a los sedimentos, se estimaron otros parámetros como pérdidas por alimentación, espejo total de agua de la granja y población total de la misma antes de cada muestreo realizado. Finalmente se dan algunos lineamientos para mejorar la calidad del efluente, buscando reducir algunos indicadores que apunten hacia la sostenibilidad ambiental en piscicultura de aguas frías. Palabras clave: sedimentos, análisis general, análisis puntual, granja truchícola.

ABSTRACT

For general and prompt composition of the sediments associated with the affluent, oxidation pond and effluent of fish farm from a cold climate, dedicated to the exploitation of rainbow trout, three samplings with 45 days difference between them is conducted. For the general analysis of sediment parameters cation exchange capacity CIC, calcium, magnesium, potassium, sodium, phosphorus available, base saturation, total bases, organic carbon, organic matter, carbon nitrogen ratio and pH were evaluated. Significant difference between sampling sites for the parameters of cation exchange capacity CIC, available phosphorus, base saturation, organic carbon, organic matter and carbon nitrogen ratio was presented. For prompt analysis of sediment parameters pH, total nitrogen, ammonia nitrogen, total phosphorus, phosphorus as P2O5, total solids, total acidity, nitrates and nitrites were evaluated. There were significant differences between sampling sites only for total solids. Complementing the two types of analyzes to sediment, other parameters like feeding loss, the total water surface of the farm and the total populations of the same before each sampling conducted were estimated. Finally some guidelines are given to improve effluent quality, seeking to reduce some indicators pointing towards environmental sustainability in cold water fishculture. key words: sediments, general analysis, prompt analysis, rainbow trout farm.

CONTENIDO

1. Aspectos de caracterización, manejo y disposició n final de sedimentos producidos por la actividad piscícola …. .……......

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Resumen.……………………..……………………….………………. 1 1.1 Introducción.…………………………………………………..……….. 2 1.2 Sedimentos piscícolas……………………..…………………………. 3

1.2.1 Naturaleza de los sedimentos piscícolas......………….…………… 3 1.2.2 Textura ........................................................................................... 4 1.2.3 Materia orgánica .........................……………………………………. 5 1.3 Composición de sedimentos piscícolas……………………………... 8 1.4 Producción potencial de sedimentos …….………… ………........... 11 1.5 Manejo del sedimento ....…………………………………………….. 13

1.5.1 Generalidades ..................................……………………..………… 13 1.5.2 Estructuras para captura del sedimento.............………………...... 16 1.6 Alternativas de uso y manejo del sedimento.................................. 18

1.6.1 Actividades agrícolas........................................…………………… 18 1.6.2 Reparación de estanques .....................……………….…………… 21 1.6.3 Tratamiento de sedimentos......................................……............. 22 1.6.4 Sedimento en aguas abiertas .......................…………................... 27 1.6.5 Sedimento como acondicionador de suelos ................................. 28 1.7 Ciclos biogeoquímicos de nitrógeno y fósforo................................ 30

1.7.1 Nitrógeno en agua ........................................……………………… 30 1.7.2 Dinámica del fósforo...........................….…………………………... 31

1.7.2.1 Fósforo en agua..........................................….…………………... 31 1.7.2.2 Fósforo en suelo y sedimento...................... …...…………………. 32 1.7.2.3 Fósforo en estanques……………………..…………………………. 34 1.7.2.4 Fósforo en el alimento..……………………...……………………….. 37

1.8 Estudios sobre sedimentos en Colombia…..…...………………….. 41 1.9 Bibliografía ..........................................................………………….. 42 2 Caracterización general de los sedimentos produci dos en

una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792 ) ………………………….........................

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Resumen…………………………………………………………….. 52 2.1 Introducción………………………………………………………….. 52 2.2 Materiales y métodos………………………………………………. 53

2.2.1 Localización…………………………………………………………. 53 2.2.2 Material experimental ………………………………………………. 54 2.2.3 Datos experimentales……………………………………………….. 55 2.2.4 Análisis estadístico……………………………..….……………….. 57 2.3 Resultados……………….…………………………………………… 57

2.3.1 Caracterización general……………………………………………. 58 2.3.2 Pérdidas por alimentación…………..……………………………… 68 2.4 Discusión…….…………….…………………………………………. 70

2.5 Conclusiones….…….………………………………………………... 78 2.6 Bibliografía…………………………………………………………… 78 3 Caracterización puntual de los sedimentos produci dos en

una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792 ) ………………………….........................

82

Resumen…………………………….………………………………... 82 3.1 Introducción………………………….……………………………….. 82 3.2 Materiales y métodos……………….……………………………….. 83

3.2.1 Localización………………………….………………………………. 83 3.2.2 Recolección de muestras………….……………………………….. 83 3.2.3 Manejo de las muestras………….…………………………………. 84 3.2.4 Datos experimentales………….…………………………………… 84 3.2.5 Análisis estadístico ...………………………………….……………. 85 3.3 Resultados ….………………………………………….……………. 86

3.3.1 Caracterización puntual……………………………………………. 86 3.4 Discusión…… ..…………………………………………………….. 92 3.5 Conclusiones ……………………………………………………….. 98 3.6 Bibliografía………………………………………………….……….. 99

LISTA DE FIGURAS

Pág.

Figura 1. Detalle del tubo muestreador de lodos…………………………….………54 Figura 2: Valores de Capacidad de Intercambio Catiónico CIC (cmoles/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ……………………………………………………………..………………………………60 Figura 3: Valores de calcio (cmoles/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ………………………………………………………..60 Figura 4: Valores de magnesio (cmoles/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ………………………………………………………..61 Figura 5: Valores de potasio (cmoles/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ……………………………………………………..…61 Figura 6: Valores de sodio (cmoles/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ………………………………………………..….…………...62 Figura 7: Valores de fósforo disponible (mg/kg) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente……………………………………….……..63 Figura 8: Valores de saturación de bases (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………….………………….…..63 Figura 9: Valores de bases totales obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ………………………………………..…………………..………64 Figura 10: Valores de carbono orgánico (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………….…………….……..…65 Figura 11: Valores de Materia Orgánica (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. …………………………………………..…………...65 Figura 12: Valores de Relación C:N obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. ………………………………..……………………………..…....66 Figura 13: Valores de pH obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………………………………………….…………..….67

Figura 14: Valores de granulometría de arena (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………………………67 Figura 15: Valores de granulometría de limo (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………………………68 Figura 16: Valores de granulometría de arcilla (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente…………………………………………...…68 Figura 17: Valores de pH obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente ………………………………....…………………………………..………….87 Figura 18: Valores de nitrógeno total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente…………………………………….............................88 Figura 19: Valores de fósforo total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………….…………………...…89 Figura 20: Valores de fósforo total P2O5 (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………………………89 Figura 21: Valores de sólidos totales (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente……………………………………….………….…..…90 Figura 22: Valores de acidez total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente………………………………....……………..….....…90 Figura 23: Valores de nitratos (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente ……………………………………………………...............…91 Figura 24: Valores de nitritos (g/100g) (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente…………………………………………………....……91

LISTA DE TABLAS

Pág.

Tabla 1: Tipo de suelos según su contenido de materia orgánica, medida en porcentaje de carbono............................................................................................ 6 Tabla 2: Caracterización de la composición de sedimentos de estanques piscícolas ubicados en los departamentos de Casanare y Meta (Colombia)………9 Tabla 3: Valores máximos de metales pesados en lodos aceptados por la Unión Europea …………………………………………………………….………………....... 19 Tabla 4: Características de lodos procedentes de diferentes procesos de tratamiento.……………………………………………………….……………….…….. 24 Tabla 5: Valores promedio de fósforo disponible en agua y sedimento de afluente y efluente en granjas de Casanare y Meta (Colombia)........................................... 35 Tabla 6. Nutrientes esenciales medidos en el estiércol de pescado………………39 Tabla 7. Valores Media ± DE del análisis general para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción…………………………58 Tabla 8. Valores Anova para grados de libertad, F y p del análisis general para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción………………………………………………………………………………..59 Tabla 9. Estimación de la cantidad (g día-1) y proporción (%) del alimento no consumido en canaletas de alevinaje de trucha arco iris…………………………...69 Tabla No. 10. Población estimada de individuos durante los muestreos realizados......………………..…………………………………………………….……..69 Tabla No. 11. Valores media ± DE del análisis puntual para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción………………86 Tabla 12. Valores Anova para grados de libertad, F y p del análisis puntual para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción………………..………………………………………………….…….….….87 Tabla No. 13 Estimación del espejo de agua y volúmenes de las unidades de manejo….……….….…………………………….……………………………………....92

LISTA DE ANEXOS

Pág.

ANEXO 1: Valores de análisis general obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente……………………………………………….………………..102 ANEXO 2: Valores de análisis puntual obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente……………………………………….………………………..104

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1. Aspectos de caracterización, manejo y disposició n final de sedimentos producidos por la actividad piscícola

Resumen Toda actividad productiva deriva en algún tipo de impacto, cuya magnitud está relacionada con el nivel en el que se desarrolla. El recurso hídrico es especialmente sensible, lo que ubica a la piscicultura en un escenario no ajeno a controversia y que genera posiciones sensibles. En este contexto y en lo que se refiere puntualmente a la producción de truchas, existen consideraciones adicionales, a tenerse en cuenta como las exigencias de la especie y la calidad de agua que se requiere, que hacen que las explotaciones se localicen sobre cuencas que se utilizan para la instalación de sistemas de acueducto destinados a consumo humano; generalmente son producciones que se ubican en una escala intensiva, donde la generación de sólidos es particularmente elevada. El sedimento hace parte integral de la actividad piscícola y se define como la capa superficial del fondo en estanques o en lagunas de oxidación; se forma por la precipitación de sólidos en suspensión, nutrientes y partículas del suelo que están en contacto con el agua. Se calcula que hasta un 20% del alimento utilizado en los cultivos se transforma finalmente en sedimento. Se convierte entonces en un imperativo del orden ambiental el que las granjas de peces deban disponer estructuras para la recolección de los sedimentos que generan. En estas áreas se busca un almacenamiento por tiempos variables, que buscan promover y facilitar los procesos normales de degradación orgánica. Actualmente en Colombia, las Corporaciones Autónomas Regionales (CAR´s) no disponen de manuales de manejo en este sentido y el control se limita por lo general a constatar la existencia de tales lagunas de sedimentación, en la mayoría de los casos sin seguimiento de su eficiencia ni control sobre los esquemas de manejo final de los sólidos. Palabras clave: sedimentos, laguna de oxidación, manejo sostenible, piscicultura.

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1.1 Introducción La piscicultura impacta en el medio ambiente a través de tres procesos que, de acuerdo con Buschmann (2001), se pueden resumir en: consumo de recursos, procesos de transformación y generación de residuos finales. En la producción de alimento para especies carnívoras como los salmónidos, en donde las exigencias de proteína son de alto nivel, se genera una elevada presión pesquera sobre el medio dada la necesidad de obtener materia prima para los concentrados. También, la intervención intensiva derivada de prácticas acuícolas que no se monitorean y controlan puede convertirse en un factor de degradación ambiental, fundamentado esencialmente por la introducción de desechos como alimento no consumido, heces y material particulado de variada naturaleza; se tiene igualmente que una fracción de los nutrientes quedan disueltos en la columna de agua, favoreciendo fenómenos de eutroficación. En el mismo sentido, Milthon et al. (2011) determinan que para la actividad piscícola, una de las principales preocupaciones de manejo se focaliza sobre los efluentes, lo que, al ser ricos en nitrógeno y fósforo, impactan los cuerpos de agua receptores con un incremento en la productividad primaria que acelera los procesos de eutroficación. Como en otras actividades económicas, en la acuicultura se producen desechos que deben requerir de otros servicios ambientales para ser asimilados o reciclados; cuando no hay control se compromete finalmente la sustentabilidad (Buschmann, 2001). La sedimentación es un proceso continuo en los estanques de acuicultura y los resultados provienen de factores tanto externos (p.e. erosión de la cuenca), como internos (alimento no consumido, heces, fertilizantes orgánicos, plancton, entre otros); estos últimos son las fuentes de materia orgánica en la fracción de sólidos (Boyd, 1995). Con esta dinámica es lógico inferir que tan pronto como un estanque es excavado y llenado, los sedimentos comienzan a acumularse en la zona de fondo; en general, los datos disponibles indican las bondades sobre el beneficio ambiental de su eliminación, si bien para su manejo se procura tener en cuenta ciertas restricciones: a) no deben restaurarse completamente las condiciones del fondo del estanque original, pues la parte inferior puede interceptar el nivel freático y generar filtraciones laterales en áreas adyacentes, y b) la filtración puede impedir el secado completo de lagunas y estanques (Gutiérrez y Malone, 2006). En la remoción debe haber disposición responsable, pues en las zonas de fondo algunos sedimentos se mezclan con el suelo subyacente y puede influir el movimiento de materia orgánica y de nutrientes a través de la infiltración en el suelo original; también es posible inducir una escorrentía turbia que afecte zonas aledañas y otras actividades (Boyd et al. 1994). El sedimento desempeña un importante papel en la dinámica global del ecosistema en un estanque y no difiere sustancialmente de los suelos utilizados para la agricultura en sus características físicas, químicas y mineralógicas. La diferencia radica en que el suelo del

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estanque está continuamente inundado y el intercambio de compuestos entre los dos ambientes, agua y sedimento, tiene efectos sobre la composición del agua (Boyd, 1995). 1.2 Sedimentos piscícolas 1.2.1 Naturaleza de los sedimentos Como se anotó, el sedimento puede definirse como la capa superficial del fondo del cuerpo de agua; se forma constantemente por la sedimentación de sólidos, nutrientes y otras partículas del suelo que están en contacto con el agua. En el cultivo de peces, la interfase agua – sedimento es altamente dinámica y del nivel de oxígeno y el pH dependen muchas reacciones e interacciones químicas, como: • Con el carbono se forma metano (CH4), ácido carbónico (H2CO3) y dióxido de

carbono (CO2). Se trata de gases que afectan el medio ambiente acuático y, por tanto, la producción piscícola; el metano, por ejemplo, es tóxico y los otros gases acidifican el medio.

• El nitrógeno forma el amoniaco (NH+4), el que deriva en amonio (NH3), nitritos (NO2) o nitratos (NO3). El amonio y el nitrito son compuestos altamente tóxicos para los peces de cultivo.

• En ciertas condiciones, el azufre forma sulfuro de hidrógeno (H2S), gas más tóxico que el monóxido de carbono (CO) en los sistemas acuáticos. También puede formar ácido sulfúrico (H2SO4), acidificando el medio.

Los anteriores son apenas ejemplos parciales de la dinámica que puede darse en un estanque, entre la columna de agua, el sedimento y la interfase (Yossa et al. 2011). Se tiene que la materia orgánica en granjas piscícolas debe ser asimilada por el sistema para disminuir el impacto ambiental. En esta materia convergen restos de alimento no consumido, organismos de origen animal y vegetal en diferentes estados de descomposición, además de sus principales componentes como carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno, fósforo y azufre. En cualquier caraterización de sedimentos se identifican aminoácidos, proteínas, grasas, hidratos de carbono, fósforo no digestible y material inerte. La cantidad de biosólidos generada es variable y depende de la calidad de la dieta, la digestibilidad de los ingredientes, la eficiencia de la conversión alimenticia, las prácticas de manejo y el estado sanitario de los peces. La cuantificación precisa es un proceso complicado y por lo general se hace a través de monitoreos químicos del efluente. En el enfoque nutricional se tienen en cuenta los coeficientes de digestibilidad aparente (CDA), la eficiencia de retención de nutrientes (ERN) y la cantidad de alimento no consumido. Los biosólidos y nutrientes totales solubles se calculan sobre materia en base seca. Como los ingredientes de los piensos y formulaciones de las dietas cambian, los valores de CDA y ERN también lo hacen (Castledine, 1986).

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El sedimento influye finalmente en la productividad de la unidad de producción piscícola. Por la liberación gradual de nutrientes, lo que aumenta la productividad primaria del sistema, también se controlan ciertas reacciones bioquímicas que ocurren en el ecosistema acuático (Boyd et al. 2002). Chattopadhyay y Banerjee (2005) lo reconocen y afirman que con la caracterización del sedimento en estanques se dispone de elementos que pueden apoyar mejoras en la producción de peces. Nitrógeno disponible, pH, fósforo y potasio se correlacionan significativamente con la producción primaria de los estanques, reportándose que contribuyen con hasta un 84% de la producción primaria neta en estanques construídos sobre suelos lateríticos en Suramérica (Castledine, 1986). Se infiere por tanto que del conocimiento de las características de los sedimentos dependerá el diseño de un sistema de gestión de residuos sólidos en acuicultura (Palmer, 1993) pues, a diferencia de los solubles, los nutrientes unidos a biosólidos pueden ser removidos por sedimentación. En tal gestión puede darse, además de los elementos de tipo ambiental, un componente económico adicional con beneficios para el mismo piscicultor (Yuvanatemiya y Boyd, 2006). 1.2.2. Textura En piscicultura tropical se busca trabajar con suelos lo más impermeables posible, con textura fina, mas del 30% de arcilla y menos del 5% de materia orgánica (Boyd, 1995). Una vez establecido el sistema de cultivo se inicia el proceso de sedimentación, siendo este un receptor de elementos que no permanecen fijos en el suelo y son reciclados por agentes biológicos y químicos, jugando entonces un importante papel en aspectos ambientales. Según Jayaraj et al. (2008), el tamaño de las partículas que componen el sedimento determina, entre otros, la textura del fondo del estanque, la fauna que allí habita, la capacidad de retención de residuos de otros procesos metabólicos, como amonio y fosfatos, y la afinidad de absorción para sustancias que normalmente son adicionadas al estanque como cal, abonos y fertilizantes. Las características macro de los desechos acumulados en el fondo del estanque pueden ser detectadas mediante análisis granulométrico (textura al tacto, tamizado y sedimentación). Los tiempos de sedimentación varian entre menos de 1 min para arenas y entre 1 min y 2 h para los limos; una vez estos se hayan sedimentado, las partículas que quedan en suspensión corresponden a la arcilla (Callisto y Esteves, 1996). De acuerdo a Brady (1990), el suelo de fondo en estanques no removidos (cultivados con bagre canal y con carpa común) no difiere mucho, en lo que corresponde a composición en porcentajes de arena, limo y arcilla, cuando se compara con la de estanques originales removidos y cultivados con las mismas especies; no obstante, en estanques removidos se presentan mayores porcentajes de arcilla y menores porcentajes de arena.

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La densidad de las partículas depende de la composición química y de la estructura cristalina de las partículas minerales, variando típicamente entre 2,60 y 2,75 g cm-3 en suelos minerales (Brady, 1990). En suelos de fondo no removido y removido, la densidad de partículas osciló entre 2,65 y 2,84 g cm-3 y la eliminación de los sedimentos no influyó en la magnitud del parámetro. La densidad aparente depende de la compactación, pero tiende a disminuir a medida que el promedio de tamaño de partículas es menor; esta es mayor para el fondo húmedo de los estanques removidos que para el de los no removidos. 1.2.3 Materia orgánica En definitiva, la materia orgánica (MO) en estanques de cultivo se genera por la acumulación de elementos como alimento, abonos, fertilizantes y por los que produce el sistema mismo, como heces de animales, desechos metabólicos, bentos, plancton, hongos y bacterias que, sumados a las partículas del suelo erosionado, configuran al sedimento y lo tipifican; en la caracterización se tiene que: • Depende del origen del suelo, cantidad y calidad del alimento suministrado y

de las condiciones climáticas. En climas tropicales, la temperatura favorece el crecimiento de bacterias que mineralizan la materia orgánica de la columna de agua y en la interfase agua-sedimento; es normal que, conforme avanza el tiempo, se pierda profundidad efectiva de estanques y lagunas de oxidación.

• Cuando no hay un manejo adecuado del sistema en las partes más profundas,

la capa de materia orgánica aumenta, las bacterias actúan en ausencia de oxígeno y no la mineralizan; se acumula entonces, formando una capa gruesa y fangosa de color oscuro que, además, genera gases como sulfuro y metano, perjudiciales para la producción y para el medio ambiente (Yossa et al. 2011).

El sedimento bruto contiene entre 5 - 15% de materia seca, con una composición de MO variable (50 a 70%). En cada kilogramo de lodo se han determinado hasta 5 g de nitrógeno, 2 - 10 g de fósforo y 0,3 g de potasio, composición que lo habilita como un interesante producto para uso potencial en agricultura (Breton, 2007). Yossa et al. (2011) reportan que en estanques piscícolas ubicados en la región colombiana de los Llanos, un rango de materia orgánica entre 3,9 y 7,5%; de acuerdo con la clasificación establecida por Boyd (2008), serían estanques propensos a crear zonas anaeróbicas, con niveles de MO aceptables para producciones con especies de clima cálido en las que se combinan el uso de alimento comercial y la fertilización; sin embargo, los datos encontrados por Yossa et al. (2011) indican que la MO estaría en proceso de mineralización por haber sido inferior al 10%; también puede significar que la MO descargada al ambiente fue inferior a la que ingresó con el afluente.

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La MO generalmente se deposita en la parte inferior del suelo de fondo y es descompuesta por microorganismos en carbohidratos, proteínas y otros componentes celulares de rápida degradación; ciertos elementos presentan una mayor acumulación por su lenta degradación y, por lo general, por su mayor tamaño hay una resuspensión más o menos continua de partículas, a la que se suma la ocasionada por la agitación superficial de los sedimentos por los peces y otros organismos; en la capa superior de los sedimentos se tiene entonces una mezcla uniforme (Munsiri et al. 1995). Es común encontrar una capa de MO fresca en el sedimento superficial, la que no ha sido completamente mezclada, habiendo por tanto una mayor concentración en esta parte. Las partículas gruesas del suelo son suspendidas por la erosión interna, pero se asientan cerca de los bordes, mientras que las partículas más pequeñas tienden a establecerse en las zonas más profundas (Boyd, 1995). La MO orginada por el plancton muerto, abonos, alimento no consumido y las heces, se depositan y hay una mezcla continua con las partículas del suelo; en los estanques se favorece por tanto la descomposición microbiana de MO (Boyd y Tucker, 1998). Ayub et al. (1993) determinan que detritos orgánicos son descargados cuando hay drenaje debido a la cosecha; después, los fondos normalmente son secados, lo que mejora la aireación del suelo, acelerando la descomposición de la fracción lábil de la MO. Se considera que la concentración de MO del suelo de fondo o sedimento es difícil de evaluar, pues hay diferentes clases. Los suelos orgánicos tienen alta concentración de material vegetal, muy resistentes a la descomposición; estos suelos orgánicos tienen entre el 15 a 20% de carbono orgánico (MO entre 30 y 40%), lo que los limita para actividades acuícolas. Aquellos con menor cantidad de MO se conocen como suelos minerales, calificándose como “lábil” si los microorganismos la pueden descomponer fácilmente o “refractaria” si la descomposición es lenta. En los métodos para analizar MO en suelos no se distingue entre restos vegetales grandes o pequeños y sólo se reporta como la concentración total de la materia orgánica. Suelos con MO del 10 % pueden ser aceptables para la acuicultura en estanques, si la mayor parte de esta es refractaria, pero inaceptable si es lábil (Boyd et al. 2002). Se establece la siguiente clasificación en suelos: Tabla 1. Tipo de suelos según su contenido de materia orgánica, medida en porcentaje de carbono.

Contenido de carbono (%) Tipo de suelo y caracterís ticas < 1 Suelo mineral, baja materia orgánica

1 a 3 Suelo mineral, moderada materia orgánica 3,1 a 15 Suelo mineral, alta materia orgánica

> 15 Suelo orgánico, con zonas anaeróbicas Fuente: adaptado de Boyd et al. (2002)

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En la MO del suelo hay aproximadamente un 45 - 50% de carbono orgánico, pero la MO total rara vez supera el nivel del 5% (Nelson y Sommers, 1982). En estanques acuícolas existe fuerte relación entre el carbono orgánico tomado de la capa superior del suelo de fondo (a 5 centímetros de profundidad) y la tasa de consumo de oxígeno por los microorganismos durante la descomposición de la MO. La tasa respiratoria sólo se mide en microorganismos aerobios, aunque los anaerobios también actúan en la descomposición; así la determinación de carbono orgánico del suelo es un buen indicador del potencial aeróbico de la microbionta y su actividad en el fondo del estanque (Xinglong y Boyd, 2006). Conforme pasa el tiempo y el uso reiterado de la unidad productiva, el incremento en la concentración de MO en el fondo pueden provocar condiciones anaeróbicas en la capa superficial del suelo y afectar la interfase suelo-agua. En suelos anaeróbicos no se eliminan eficazmente el fósforo del agua ni sustancias tóxicas reducidas, tipo nitritos y sulfuro de hidrógeno; estos pueden incorporarse al agua del estanque si en la interfase hay condiciones anaeróbicas. Así, uno de los principales factores considerados como fuente de contaminación en acuicultura es la acumulación de materia orgánica en los estanques (FAO, 2010); el enriquecimiento de nutrientes en los efluentes es el el segundo efecto ambiental de la actividad sobre el ecosistema. En el caso de cultivos en jaulas flotantes la sedimentación de desechos sólidos ricos en materia orgánica sólida es la principal preocupación ambiental para las operaciones de cultivo. La degradación orgánica conduce al consumo de oxígeno y a la producción de dióxido de carbono y de amoníaco, llegando a originar entornos anóxicos (Magni et al. 2008). La disminución del OD y las elevadas concentraciones de NH3 y H2S, pueden ser especialmente perjudiciales para la biota bentónica. La concentración de MO en el suelo de estanques no aumenta indefinidamente y cuando en las prácticas acuícolas se mantienen constantes ciertos aspectos, como las especies cultivadas, la densidad de siembra, fertilización, recambios, aireación y tratamiento del suelo, la entrada y degradación de la MO también seguirá siendo aproximadamente la misma (Avnimelech et al. 1984). Los estanques nuevos generalmente tienen poca materia orgánica en el suelo de fondo; Boyd (1995) define que, luego de cuatro o cinco cosechas, la MO alcanzará una concentración lo suficientemente alta como para que la tasa anual de descomposición sea equivalente a la tasa anual de entrada de MO; se llegará a un equilibrio y la concentración de materia orgánica en el suelo de fondo se podrá mantener en los mismos valores año tras año (Boyd, 1995). Con base en datos obtenidos en Estados Unidos, se determinó que la acumulación de MO y de nutrientes es marcada en las capas superiores de los perfiles de suelo de los estanques, aumentado la densidad aparente conforme se incrementa la profundidad; estos resultados sugieren que la remoción de los sedimentos debería mejorar la calidad del suelo inferior. El carbono orgánico, nitrógeno total, fósforo total, concentración de calcio, magnesio y sodio en el suelo fueron mayores en los

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estanques con suelos removidos que en aquellos en que no se hizo tratamiento alguno. Munsiri et al. (1995) encontraron que ciertos nutrientes y la MO se acumulan con mayor fuerza en la parte superior del sedimento, entre la franja de 10 a 20 centímetros de profundidad, capa que es mayormente eliminada durante la remoción; Steeby et al. (2004) determinan que la concentración de carbono orgánico presente en sedimentos de estanques con bagre de canal, varió entre 0,76 y 3,43%. No observaron relación entre la concentración de este y la edad del estanque o la intensidad de la producción. Por ejemplo, las menores tasas de secuestro de carbono se han encontrado en estanques con camarón de agua dulce (28 g m-2 año-1) y estanques de ceba del minnow fish (57 g m-2 año-1), ambos con baja producción. En estanques de alta producción con el bagre Clarias sp. no existen índices muy altos de secuestro de carbono (64 g m-2 año-1) y las más elevadas se han medido para estanques de tilapia, con 264 g m-2 año-1, y de carpas, con 240 g m-2 año-1, lo que se explica tanto por la construcción de nidos por las primeras, como por los hábitos alimenticios de las segundas. Se tiene que los estanques para acuicultura secuestran solo el 0,21% de la tasa anual de carbono que, aún siendo un valor bajo, puede actuar como un significativo sumidero de emisiones de carbono, lo que podría ser utilizado por la actividad acuícola en la forma de créditos para aspectos de reducción de impactos por esta causa (Boyd et al. 1997). 1.3 Composición de sedimentos piscícolas En el país la línea de trabajo con sedimentos está poco representada y los referentes disponibles son, en consecuencia, escasos. Entre los más completos y recientes se encuentra el de Hernández et al. (2009), realizado sobre granjas de cultivo con cachama blanca (departamentos de Casanare y Meta); como trabajo pionero, ofrece una primera aproximación a la aplicación de métodos para este tipo de caracterizaciones en el país, además de suministrar datos provenientes directamente tomados sobre explotaciones nacionales; un resumen de los reportes se presenta en la tabla 2.

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Tabla 2. Caracterización de la composición de sedimentos en estanques piscícolas ubicados en los departamentos de Casanare y Meta (Colombia).

Centro piscícola

Yavir (Villanueva,

Casanare)

Las Palomas (Lejanías, Meta)

Parámetro Unidad de medida

Media ± DE Media ± DE

Materia orgánica

% 1,62 ± 0,69 1,50 ± 0,65

pH 5,74 ± 0,16 7,14 ± 0,10 P ppm 57,80 ± 17,89 78,34 ± 17,74 Al meq/100 g 0,16 ± 0,06 0,13 ± 0,03 Ca meq/100 g 3,33 ± 1,73 11,32 ± 4,82 Mg meq/100 g 0,39 ± 0,40 1,01± 0,63 K meq/100 g 0,15 ± 0,17 0,09 ± 0,03

Na meq/100 g 0,07 ± 0,04 0,05 ± 0,03 Cu ppm 2,08 ± 0,55 5,21 ± 1,65 Fe ppm 265,90 ± 110,89 60,27 ± 21,98 Mn ppm 5,14 ± 2,89 8,19 ± 4,68 Zn ppm 5,97 ± 1,98 1,43 ± 0,73 B ppm 0,99 ± 0,62 0,23 ± 0,16 S ppm 17,94 ± 4,04 42,16 ± 23,22

Fuente: adaptado de Hernández et al. (2009)

Para este caso, en las comparaciones no se encontraron diferencias significativas en contenidos de materia orgánica (MO) y minerales, ni entre los muestreos ni entre estanques de una misma granja; sin embargo, se determinaron diferencias en parámetros como pH, contenido de fósforo, calcio, cobre, hierro, boro y azufre entre las dos granjas. Destaca que los promedios de materia orgánica en los dos sitios (1,62% y 1,5%), son bajos cuando se comparan, por ejemplo, con el nivel que se presenta en los sedimentos de manglar o estuario (hasta un 40%). Cuando el porcentaje de MO es menor del 10% se le califica como un sedimento mineral en el que se disminuye la capacidad de intervenir en la inmovilización de metales pesados, ya que actúa como agente complejante de algunos elementos. La temperatura del trópico también puede influir en los bajos valores de materia orgánica de los sedimentos, pues se aumenta la actividad microbiana lo que produce una rápida mineralización del material orgánico, aún dentro de la columna de agua (Ramírez y Noreña, 2004). El valor de pH presentó diferencia entre las dos granjas, aunque en un rango que puede considerarse como apto para la producción, lo que tiene especial significado en el manejo de las unidades en tanto este influye en la solubilidad de los minerales. Los resultados de calcio, magnesio, potasio y sodio se encuentran

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disponibles como cationes de intercambio, que son adsorbidos en cargas negativas de partículas arcillosas y materia orgánica; también puede intercambiar con otros cationes en el agua circundante y están parcialmente disponibles en el medio. En ejemplos de otros países, Márquez (2005) y específicamente para granjas chilenas, trabajó con el tratamiento que se da sobre lodos provenientes de lagunas de oxidación, evaluando la capacidad de depuración de residuos que se generan en el proceso productivo de las explotaciones (lodos), mediante digestión anaerobia. Estos lodos están constituídos principalmente por restos de alimento no consumido, excretas y orina. Se utilizó un reactor cilíndrico de acrílico, con capacidad de 10 litros, bajo condiciones mesófilas a 33 oC. Concluye que es posible tratar los lodos mediante digestión anaerobia, logrando un alto porcentaje de remoción de la materia orgánica, con una eficiencia del 82% de demanda química de oxígeno y 74% de sólidos volátiles. Otros resultados de la investigación sugieren que estos muestran una relación C:N cercana a 30, lo que les otorga en un alto valor como fertilizante orgánico una vez se hayan estabilizado mediante este tipo de digestión, por tanto son aptos para ser utilizados en suelos agrícolas, forestales y en la recuperación de suelos degradados. Los lodos estabilizados pueden obtenerse después de una digestión anaerobia o, también, la biomasa se puede estabilizar después de someterse a aireación. El término de lodos estabilizados significa básicamente que han tenido un proceso de digestión intenso, en el cual los microorganismos entran a fase endógena y la masa microbiana se convierte en su mayor parte a gases volátiles y células muertas, con dos consecuencias favorables: la disminución de la masa de lodos y la inactivación biológica de la masa microbiana. Al final contienen un 70-80% en peso de células muertas o inactivas y un 20-30% en peso de material inerte como arcillas, silicatos y aluminosilicatos. En un seguimiento de largo plazo, Boyd (2002) analizó muestras de sedimento que fueron recogidas a los 7, 20 y 30 años sobre en estanques con 35 años de uso. Las muestras se tomaron a 8 cm de profundidad en estanques jóvenes, a 12 cm en los de vida intermedia y a los 26 cm en estanques considerados maduros. La concentración de carbono orgánico en sedimento fue de baja a moderada (14%) y la relación con el nitrógeno fue de 20:50. El fósforo aumentó con la edad de los estanques y la mayor parte (78,9%) fue fracción orgánica; el azufre se presenta en forma inorgánica como sulfuro de hierro. Parece que estos dos parámetros se constituyen en los principales problemas que genera la acumulación de sedimentos con el transcurso del tiempo. El sedimento blando profundo interfiere con el manejo de estanques, sobre todo en las cosechas. La alta concentración de fósforo presente en los estanques maduros puede contribuir a la proliferación de fitoplancton denso; el sodio y el nitrato no aumentaron la tasa de descomposición de la materia orgánica presente en el sedimento.

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Gabr y El Alfy (2009) realizaron análisis bacteriológicos y de metales pesados sobre sedimento de granjas piscícolas; en general, la media de bacterias siguió un patrón similar a la media de bacterias observadas en el agua. Aeromonas spp fue encontrada en bajo número en el sedimento (10 cfug-1); los estreptococos fecales estuvieron prácticamente ausentes en el sedimento. A nivel de metales pesados, se encontraon bajas concentraciones de cadmio, cobre, zinc y plomo. Según FAO (1994), para la zona en la que se adelantó el estudio se reportan altos niveles de metales pesados en los afluentes, pero un bajo nivel en el sedimento presente en estanques de engorde. Estos metales se conservan por causa de que todos los estanques son completamente drenados y secados luego de cada cosecha, para luego ser rápidamente cultivados. Se concluye que el secado periódico del fondo en cada cosecha, puede ayudar a eliminar la acumulación de metales pesados. 1.4 Producción potencial de sedimentos En el país se tiene que las principales casas productoras de concentrados para truchas calculan que, en media, sus referencias pueden ofrecer una conversión alimenticia cercana a 1,3:1 para todo el ciclo. Sobre digestibilidad no se cuenta con registros confiables obtenidos directamente, pero en el caso de Chile registros indican que para la especie se tiene alrededor de un 85% (Hettich, 2004). Por otra parte, el volumen de la producción anual nacional puede estimarse en unas 8.000 – 10.000 t de truchas de consumo, nivel que se deduce por los aproximadamente 35 - 40 millones de ovas embrionadas que ingresan por importación cada año; estas son la base productiva en la casi totalidad de los cultivos, en tanto la obtención y uso de semilla nacional tiene un carácter marginal. Con esta producción se pueden generar cerca de 2.600 t de sólidos por año, cifra que surge de una aproximación teórica, la que requiere ser recalculada bajo el concepto de pérdidas por alimentación y digestibilidad del alimento ofrecido. No obstante, para efectos prácticos se calcula que un 5% en peso del alimento suministrado a los peces no es ingerido debido a pérdidas por manejo y que cerca del 15% del consumido se transforma en heces; se estima así que por lo menos un 20% del alimento suministrado llega a producir sedimento, lo que puede corresponder, como se anotó, a unas 2.600 t año-1 para el nivel actual de producción en el país. Este dato no incluye los sólidos en suspensión que provienen normalmente de la fuente hídrica y que, al final, también serán aportantes del sedimento producido. El alimento y sus nutrientes se pierden básicamente por tres vías: alimento no consumido, calidad y tipo de alimento y por el sistema de alimentación implementado (Vásquez, 2008). El alimento no consumido por los peces se estima en 2% para alimentos extruidos y 9% para alimentos peletizados.

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Salazar et al. (2005) estiman que por cada tonelada de salmón producido se puede generar 1,4 toneladas de lodo, nivel que evidencia la necesidad de explorar alternativas para su destino y uso. Blanco (1995) cita que una granja truchícola que produzca 150 toneladas anuales de peces de consumo, estaría generando cerca de 50 toneladas de sólidos y, Arroyo (1983), en un dato similar establece que un centro truchícola en Europa que produzca anualmente 100 toneladas de carne puede generar hasta 25 toneladas de lodo seco. En documentos rectores sobre manejo ambiental en piscicultura en Chile (Ecoing, 2009), se propone la aplicación de estos lodos en suelos con aptitud silvoagropecuaria, con el fin de impedir que la falta de manejo origine efectos adversos significativos de suelos, cultivos, ganadería, fauna y flora silvestre, aguas superficiales y subterráneas. Las guías de manejo se enfocan a lodos generados en los procesos de limpieza, recirculación y filtrado de las aguas en piscicultura de agua dulce, incluyendo los que se obtienen después de procesos de concentración, floculación o estabilización. Estos trabajos presentan una cualificación y cuantificación de los residuos asociados a lodos en cultivos de salmónidos. Los lodos generados durante los ciclos corresponden principalmente a material fecal y restos de alimento no consumido y, como se mencionó, por cada tonelada de pez producido se generan entre 1,4 a 1,8 t de lodo. Cho (2006) menciona que la optimización en el método de alimentación es un factor clave para reducir la generación de sedimentos en estanques y lagunas de oxidación. Bock et al. (2006) afirman que la baja digestibilidad en las dietas suministradas a los peces incrementa la carga de los efluentes en los sistemas, pues hay mayores contenidos de nutrientes en las heces; se concluye de forma obvia que el sistema de alimentación en piscicultura tiene una relación directa con la calidad del agua. Analizando otro factor, el conocimiento de la relación entre la edad de un estanque y la calidad del suelo resulta clave para indicar la sostenibilidad productiva de las unidades a través del tiempo; alcanzar tal sostenibilidad, desde el punto de vista de la actividad acuícola en general, tiene efectos complementarios en la minimización de los impactos negativos sobre los recursos naturales y el medio ambiente (Boyd y Clay, 1998). Una de las cuestiones clave radica en definir los intervalos de tiempo en que los estanques puedan ser efectivamente utilizados, antes de los cambios en la condición del suelo de fondo originen que la productividad disminuya a niveles inaceptables. Es obvio también que existe una diferencia fundamental entre las especies que se cultivan, el tipo de infraestructura que requiere cada caso y, por tanto, las particularidades de manejo que se debe adelantar sobre los sedimentos. Se estima que el aumento en la profundidad del sedimento ocurre a una tasa cercana a 1 cm año-1 en estanques acuícolas de investigación utilizados para cultivo de Lepomis spp. e Ictalurus punctatus (Tepe y Boyd, 2002). La tasa de

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aumento en la profundidad de sedimentos en estanques de ceba fue similar a la de fase de levante; en tilapias, donde los peces perturban el fondo por alimentación y construcción de nidos, la estimación de la vida útil que puede tener un estanque dado se dificulta. 1.5 Manejo del sedimento 1.5.1 Generalidades En términos ambientales, se asume que toda granja productora de peces debe destinar un área especial para la recolección de los sedimentos originados, en donde estos se almacenen por periodos de tiempo variable, de manera que se permitan y faciliten procesos de degradación orgánica normal; en el país, el que existan estas estructuras en las fincas, en principio, lo deben supervisar las Corporaciones Autónomas Regionales (CAR´s), en su calidad de organismos ejecutivos de las políticas ambientales nacionales. Estas instituciones, con base en la legislación vigente, determinan que las lagunas de oxidación deben permitir la retención del 80% de sólidos en suspensión, favoreciendo la absorción de nitrógeno y otros excesos de nutrientes, a la vez que se promueva la decantación de sólidos mediante el uso de plantas macrófitas. Si bien es un criterio no necesariamente sustentado para la totalidad de los casos, se considera que las lagunas deben tener un área cercana al 10% del espejo total de agua que se utiliza en la explotación, con una profundidad mínima de 2 metros y garantizando un tiempo de retención de 3 a 5 días. Se recomienda sembrar especies como el buchón de agua (Eichhornia crassipes) y el helecho de agua (Azolla filiculoides), las que, por su sistema radícular, logran disminuir la concentración de sólidos y absorber nutrientes como nitrógeno y fósforo (Departamento del Meta, Guía Ambiental Piscícola, 2007). Entre las especies más utilizadas en el tratamiento de aguas, se citan al buchón de agua y al junco, con los cuales se han obtenido porcentajes de remoción que varían entre el 70 y 90% para nitrógeno y fósforo (Prieto, 2004). El volumen de las descargas que se dan durante las cosechas se traducen en pulsos intermitentes pero elevados, por lo que los criterios mencionados para las lagunas de sedimentación no necesariamente garantizan su eficiencia; en casos de cosecha en climas cálidos, la eficiencia puede ser incrementada si se descarga solamente la porción final del estanque o laguna de sedimentación, lo que se explica porque los nutrientes se concentran en este último sector (representa un 5 al 20% del volumen del estanque) (Brinker y Rosca, 2005). Los fertilizantes y el alimento que se aplican a los estanques acuícolas para promover la producción de peces o camarones, normalmente no superan del 25% al 30% del nitrógeno y fósforo requerido por los mismos. Durante la cosecha, tales fertilizantes y piensos se pueden recuperar (Boyd, 2003). Los estanques tienen

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una notable capacidad de asimilación de nitrógeno y fósforo mediante procesos físicos, químicos y biológicos y por lo general tienden a tener mayor concentración de nutrientes, plancton, sólidos en suspensión y demanda de oxígeno en su zona de descarga. Por tanto, los efluentes del estanque son fuentes potenciales de contaminación para los sistemas hídricos. En ese orden de ideas, varios países implementan reglamentaciones para los efluentes acuícolas, con regulaciones relativamente estrictas, por ejemplo, en Europa para el caso de jaulas flotantes. En Australia se ha dispuesto de reglamentación para el cultivo de peces y camarones en estanques y, en Estados Unidos, la Ley de Agua Limpia ha creado el Sistema Nacional para Contaminación Por Altas Emisiones (NPDES), el cual ha permitido que algunos estados la apliquen para los efluentes acuícolas. Algunos países tropicales también han avanzado en regulaciones de efluentes de la acuicultura; algunos ejemplos en América son Belice, Brasil, Ecuador, México y Venezuela. Es común que los permisos de descarga sólo requieran de la aplicación de prácticas específicas, llamadas Buenas Prácticas de Manejo (BPM), aunque en algunos casos se incluyen otras normas complementarias. Dónde son válidas las BPM se asume que debe existir una inspección para la verificación en la zona de descarga; en varios paises los permisos de efluentes se exigen para algunas operaciones de acuicultura. Se espera que la regla de los efluentes acuícolas que se está desarrollando en los Estados Unidos pueda contener algunas normas cuantitativas basadas principalmente en las BPM (Boyd y Hulcher, 2001); esto seguramente será modelo para aplicación en otros países. La forma final del efluente acuícola sigue siendo desarrollado por la Agencia USEPA en los Estados Unidos y tiene efectos de largo alcance sobre las regulaciones gubernamentales para la acuicultura en otros países. Por ejemplo, la erosión de estanques, terraplenes, fondos y canales de descarga, que son una fuente importante de partículas suspendidas del suelo hacia los efluentes y son la causa de sedimentación en las aguas receptoras, deben ser controladas. Otras acciones que minimizan las descargas de nutrientes en los efluentes y que deben implementarse, son la selección de tasas de siembra y de alimentación que no superen la capacidad de asimilación de los estanques; a nivel intensivo, la aplicación de suficiente ventilación mecánica para evitar crónicamente la baja concentración de oxígeno disuelto y así promover la nitrificación aeróbica natural que ayuda a los procesos de purificación del agua; realizar en lo posible la cosecha de los peces con drenaje parcial de los estanques y, finalmente disponer de una laguna de sedimentación con vegetación acuática, antes que el agua llegue a la zona de descarga o efluente. Es un hecho que los efluentes de estanques acuícolas contienen nutrientes que pueden causar eutrofización en los cuerpos de aguas receptoras (Boyd y Queiroz, 2001). Ozbay y Boyd (2003) mencionan que el papel fundamental de implementar las Buenas Prácticas de Manejo Acuícola (BPMA) es, entre otros, reducir y mejorar la calidad del efluente mismo. La mínima sedimentación de estanques se considera un método de tratamiento de efluentes y es una vía para remover la alta

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carga de sólidos suspendidos presentes en su 20 o 30% de trayecto final, cuando el estanque es completamente drenado para cosecha. Adicionalmente, las cargas pueden minimizarse mediante la aplicación de varios mecanismos, como a) regular el uso de fertilizantes, b) manejo racional de cargas, c) calidad de los piensos, d) practicas de alimentación, e) reducción de tasas de recambio, f) sistemas de aireación, g) uso de fuentes adicionales, como aguas lluvias, h) optimización de estructuras de salida, i) cosechas con drenaje parcial, j) uso de laguna de sedimentación, y k) reutilización de agua. Brinker y Rosch (2005) encuentran que el tiempo de residencia en sedimentación, es el condicionante para definir el tamaño y el número de estanques necesarios para tratar los efluentes. Definen que la sedimentación es eficiente en la remoción de sólidos en suspensión pero no lo es para el nitrógeno, por lo que la decantación es solamente una parte del tratamiento del efluente. Con base en el tamaño de las partículas, concluyen que deben evitarse situaciones que fragmenten los sólidos en suspensión, como la exagerada turbulencia que puede causarse por los sistemas de aireación. En climas tropicales la acumulación del lodo en lagunas anaerobias de oxidación es rápida y puede oscilar entre dos a cinco años, con una variación de 0,3 a 0,4 m3 año-1 (Mara, 1976). Por tanto, la limpieza o dragado deberá ser realizada cuando el volumen de lodo corresponda a un tercio o a la mitad del volumen total de la laguna; o cuando se presente una acumulación cercana a 50 cm de lodo; se vaciará el agua almacenada y se dejará secar el sedimento, antes de su posterior traslado y uso. Pardo et al. (2006) hacen mención a nuevas técnicas que han sido desarrolladas para el manejo de efluentes de la acuicultura (Texas Natural Resource Conservation Commission); entre estas se destaca que el 25% final del efluente del estanque sea dejado 48 horas en sedimentación antes de ser drenado a la fuente, siempre y cuando la cantidad de sólidos en suspensión no exceda los 30 mg L-1. En estanques de cultivo intensivo con camarón marino, la remoción de sedimentos entre cosechas es una práctica común; estos sedimentos contienen sales y aunque su disposición ocurre por fuera de los estanques, el efecto de las lluvias sobre los acumulados pueden terminar salinizando el suelo (Boyd et al. 1994). Sobre sedimentos y su remoción en estanques de agua dulce bien aireados, Boyd (1998) afirma que los sedimentos no necesariamente deberían mostrar una gran cantidad de materia orgánica, pues poseen básicamente minerales (95 a 98%) y solo una pequeña fracción es materia orgánica (2 a 5%). La remoción empleando agua en chorro dentro del estanque es una mala práctica, pues contamina los canales o efluentes y los montículos de lodo pueden prevenirse mediante mejores técnicas de aireación. En Colombia, las granjas dedicadas al cultivo de truchas aplican aceptables prácticas de alimentación, lo que es una consecuencia de los altos costos que

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significa el concentrado por una parte y a la necesaria mitigación de impactos que está siendo monitoreada, en diferentes grados, por las CAR´s en el país. De aquí surge entonces la cuestión sobre la precisión real sobre el impacto ambiental que generan las granjas productoras. Puede puntualizarse que básicamente el impacto para este caso se supedita a la disposición y uso de los sedimentos de las lagunas de oxidación de las explotaciones, aspecto que es especialmente relevante en aguas frías que, por su calidad, son fuente preferencial para la instalación y operación de acueductos dirigidos exclusivamente a consumo doméstico. 1.5.2 Estructuras para captura del sedimento Sobre el diseño general de lagunas de oxidación, Saénz (1997) propone que estas deben ser de forma cuadrada, con una profundidad adicional de 60 cm para la eficiente acumulación de lodos provenientes de la actividad piscícola; sin embargo, en la práctica, en la mayoría de las lagunas se ignoran aspectos importantes como la forma, la ubicación del afluente y del efluente y facilidades para la acumulación, manejo y remoción de lodos. Blanco (1995) describe que, para aminorar la polución acuática derivada del vertido directo de las aguas de cultivo de las truchifactorías, la legislación española dispuso la obligatoriedad de instalar estanques, balsas de decantación o lagunas de oxidación. Su superficie debe ser al menos del 10% del total de la de los estanques y encontrarse situada de tal forma que recoja todas las aguas antes de ser vertidas. Cuando las instalaciones albergan alta concentración de peces por unidad de volumen, como ocurre en truchas, con reoxigenación natural o artificial y estanques en cemento, especialmente preparados para eliminar los sólidos de los fondos, estos criterios pueden no ser suficientes. El mismo autor cita que en Dinamarca se sugiere que dicha instalación debe tener una forma rectangular, dotada de tres compartimientos, siendo el compartimiento central en donde se realiza la sedimentación, la velocidad del agua en los compartimientos laterales debe limitarse y no que no exceda una velocidad de 2 a 4 cm s-1. Con un criterio diferente, Beal y Laurel (1983) mencionan que un decantador o laguna de oxidación localizada en la parte final de una explotación, requiere de una gran superficie para optimizar los resultados. Establecen que es preciso utilizar una superficie casi igual a la de los estanques y que se requiere un volumen de tratamiento en una relación de 1 m3 por cada 1,5 m3 h-1de caudal; así, un decantador final o laguna de oxidación con menor área es claramente insuficiente para disminuir residuos hacia el medio natural. Para conseguir una eliminación eficaz del fósforo, los lodos se deben evacuar periódicamente. La decantación puede ser buena si el agua de salida se reparte bien por un estanque de 4 metros de profundidad, seguido por otro estanque con profundidad de 1 metro y, finalmente, que el agua de salida pase por una cascada para asegurar una previa reoxigenación antes de ser vertida.

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Las lagunas deben trabajar con un flujo lento para promover un extenso tiempo de permanencia y una elevada producción biótica. Para separar los complejos de producción y aumentar su efectividad, Wedler (1998) menciona que idealmente se debe construir 3 lagunas ubicadas en serie. En la primera se reciben las aguas directas del proceso piscícola y a la segunda llegan las que son ricas en materia orgánica; en estas hay dilución con agua del afluente y, finalmente, en la tercera laguna se elimina el exceso de nutrientes con ayuda de plantas macrofitas. Aunque no se hace mención a aspectos de área y forma de las lagunas, se afirma que, sin mantenimiento, estas se saturan rápidamente y pueden convertirse en un verdadero problema de tipo ambiental. Boyd y Gross (1998), estudiando los efluentes de estanques acuícolas, demuestran que las concentraciones de sólidos suspendidos totales, fósforo total, turbidez, demanda bioquímica de oxígeno y nitrógeno amoniacal total que llegan al medio, podrían reducirse a través de una adecuada sedimentación. La eliminación del 75% o más de sólidos suspendidos totales y fósforo total, la reducción del 40% en la demanda bioquímica de oxígeno y la turbidez, se produce dentro de las 8 primeras horas de colmatación. La eliminación de nitrógeno amoniacal es de un nivel inferior a la del resto de las variables. En algunos centros de producción pecuaria las plantas de tratamiento para aguas servidas no son proyectadas para una eficiente remoción de nutrientes como nitrógeno y fósforo. En algunas es práctica común el lanzar toneladas de lodos provenientes de la unidad de tratamiento al cuerpo receptor más próximo, generando graves impactos sobre el recurso hídrico (Stumm, 1992). En granjas de cultivo de pequeña área es normal que no se disponga de espacio para la instalación de una laguna de sedimentación (Schwartz y Boyd, 1994), por lo que los monitoreos deben previamente determinar el tamaño de la partícula del sedimento, materia orgánica presente, fósforo total, nitrógeno total y demanda bioquímica de oxígeno, con el fin de determinar opciones para el manejo de los efluentes. La lixiviación de nutrientes y descomposición se acelera con partículas de pequeño tamaño. Sobre la base de estas características, los biosólidos deberían ser retirados lo más rápidamente posible; pequeños núcleos fecales quedan intactos si hay una rápida velocidad de sedimentación, pero cuando se rompen en partículas más pequeñas requieren más tiempo para estabilizarse. Como las partículas más pequeñas necesitan de una menor velocidad del agua para depositarse en el fondo, el área disponible para una laguna de decantación deberá ser mas grande para permitir una decantación efectiva (Olson, 1992). En contexto, de lo anteriormente anotado se concluye que el conocimiento de las características de los sedimentos se constituye en un precedente fundamental y un requisito necesario para el diseño de un sistema de gestión de residuos sólidos; los nutrientes unidos a los biosólidos pueden ser removidos por sedimentación, mientras que para los nutrientes solubles esta opción no existe. La importancia de minimizar la turbulencia para prevenir la descomposición y

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resuspensión de biosólidos es también evidente. Un sistema de gestión adecuadamente diseñado para desechos sólidos o sedimentos, no sólo es más eficiente, sino que también puede resultar rentable para el acuicultor. 1.6 Alternativas de uso y manejo del sedimento 1.6.1 Actividades agrícolas Chile produce alrededor de 500.000 toneladas anuales de trucha y salmón, lo que lo posiciona como uno de los primeros productores mundiales de salmónidos; este nivel ha obligado a que el país proceda con el fortalecimiento de una política ambiental altamente responsable en la cual, entre otros, se considera el manejo de los residuos sólidos generados por las explotaciones. Teuber et al. (2007) evaluaron el efecto de diferentes dosis de lodos provenientes de la crianza de salmones en el cultivo de papa y su efecto residual en la gramínea Ballica anual. Los tratamientos se basaron en la adición de 50, 100 y 150 t ha-1; al final, entre los tratamientos no hubo diferencia significativa sobre la producción total de papa (entre 45,6 y 47,5 t ha-1), también sin diferencias con el tratamiento control (39,5 t ha-1). En el peso del tubérculo tampoco existió diferencia, aunque sí en el número de tubérculos por planta. Ballica anual presentó mejores rendimientos con el fertilizante. Los autores concluyen que los lodos o sedimentos provenientes de granjas de salmón no afectan la emergencia ni el desarrollo en cultivos de papa, si bien elevaron el nivel de fósforo y las bases de intercambio del suelo. En otra granja chilena se aplicaron lodos a una profundidad de 30 centímetros, mezclando con suelos propios del sitio. Se encontró una mejoría en la fertilidad y la actividad microbiana; los suelos no cambiaron significativamente con la aplicación de estos lodos. En suelos degradados, se preservaron y mejoraron las características de textura y la concentración de metales pesados presentes no sobrepasó los niveles máximos permitidos. Concluyen que este tipo de lodos presentan un alto contenido de materia orgánica y nitrógeno, que mejora las condiciones del suelo y afirman que es posible aplicarlos sobre suelos degradados con el fin preservar y mejorar sus características (Piscicultura Los Fiordos Limitada, 2005). Como se anotó anteriormente, Salazar et al. (2005) estiman que por cada tonelada de salmón se producen 1,4 toneladas de biosólidos, poniendo en evidencia la necesidad de buscar alternativas para su destino y uso; en esta magnitud se constituyen en un grave problema ambiental al generar riesgos para la salud, para los ecosistemas en general, llegando incluso a contaminar los suelos con organismos patógenos. También en Chile, Celis (2007) reportó la aplicación de biosólidos residuales de salmonicultura y demostró que estos pueden reciclarse sin perjudicar los cultivos de maíz forrajero y las praderas de gramíneas; Teuber et

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al. (2007) afirman que, si bien el reciclaje de los biosólidos acuícolas en suelos agrícolas es factible, se requiere de valoraciones para su complementación con fertilizantes inorgánicos, biodisponibilidad de metales pesados al suelo y a los posibles efectos negativos a lo largo del tiempo. Cuando se trabaja con biosólidos es importante tener presente que altas tasas de aplicación pueden generar problemas de contaminación de aguas por causa del fósforo (Teuber et al. 2007). El uso de biosólidos provenientes de cultivos con salmónidos indican que las propiedades químicas del suelo no se ven afectadas significativamente y sólo aumenta el fósforo y algunas bases al aplicar dosis más altas (Salazar et al. 2005). En términos de biorremediación, la aplicación de sólidos en suelos patagónicos evidenció un aumento significativo de la materia orgánica y la agregación de partículas, indicando su buena calidad como acondicionador. Dentro de las opciones de manejo para el sedimento producido por decantación en plantas de tratamiento o lagunas de sedimentación, este también puede ser utilizado para producir compost, junto con otros desechos de piscicultura (Esturo et al. 2009). En la legislación europea se establece que para el uso agrícola del lodo proveniente de lagunas de oxidación o plantas de tratamiento, se deben controlar los niveles máximos permitidos de metales pesados para que puedan ser utilizados en agricultura (tabla 3). Tabla 3. Valores máximos de metales pesados en lodos aceptados por la Unión Europea.

Parámetro Unidad de medida

Valor límite pH < 7

Valor límite pH > 7

Cadmio ppm 20 40 Cobre ppm 1000 1750 Níquel ppm 300 400 Plomo ppm 750 1200 Zinc ppm 2500 4000

Mercurio ppm 16 25 Cromo ppm 1000 1500

Fuente: adaptado de Esturo et al. (2009)

En trabajos sobre integración entre acuicultura y agricultura, Stevenson et al. (2010) evaluaron el agua y los biosólidos producidos en estanques cultivados con tilapia nilótica (Oreochromis niloticus), bagre de canal (Ictalurus punctatus) y carpa koi (Cyprinus carpio), y su posible aplicación en cultivos agrícolas de algodón y cebada. Se tomaron en cuenta nitrógeno total, amonio, nitrógeno orgánico, nitrato, fosfato, conductividad eléctrica, sólidos disueltos totales y pH. El agua del efluente se caracterizó por su alto contenido de nitrógeno total y de amonio; este último

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probablemente no es retenido en lodos del fondo y se fija por las algas en forma de nitrógeno orgánico. En esta integración con tierras áridas se demostró su efectividad ambiental, al reutilizar agua y reducir los costos de fertilizantes; el efecto positivo al irrigar cultivos con aguas de efluentes fue el aumento de la producción agrícola, especialmente con aguas conteniendo material de sedimento con altos niveles de nitrógeno total y NO3. La aplicación de biosólidos deshidratados no compite con el uso de fertilizantes. Los indicadores más notables del estudio fueron el contenido de nitratos en las plantas (no de fosfato), la altura de las plantas y los nudos por planta de algodón (Stevenson et al. 2010). En general, para esta clase de integraciones, la reducción en el uso de fertilizantes osciló entre 34 y 53%; la mejora en la fertilidad y la biodiversidad de suelos fueron aspectos positivos desde una perspectiva ambiental. Los residuos sólidos de la industria acuícola aplicados a tierras agrícolas incluyen lodos recogidos de estanques o lagunas de sedimentación y los sólidos deshidratados o secos derivados de la suspensión y retiro de estanques de sedimentación u oxidación. Olson (1992) menciona que los lodos o sedimentos provenientes de salmonicultura se pueden utilizar como recuperadores de suelo. Estos deben ser estabilizados para su uso, teniendo en cuenta criterios como la selección de sitios, descripción del suelo, características geológicas, topografía y clima. Además, la descripción del proceso de aplicación debe darse en detalle acerca de los procedimientos de prevención, pues hay casos en que se puede causar una reducción de la productividad del suelo o en la percolación del exceso de nutrientes. En Brasil, Glauco et al. (2009) realizaron ensayos de cultivos hidropónicos de alfalfa, Lactuca sativa, para integrarlo a la crianza intensiva de Brycon cephalus, con agua circulante entre los dos sistemas productivos. El agua proveniente de los tanques de cría se condujo a un decantador en el cual los residuos sólidos fueron removidos diariamente. Por tanto, los nutrientes disueltos en el agua residual que fue utilizada para el cultivo hidropónico provenían de la dieta ofrecida y de las excretas de los peces. Comparando los nutrientes disueltos en el agua residual con los presentes en soluciones nutritivas comerciales, se observó que la mayoría están presentes en similar cantidad, excepto en los que se refieren a las concentraciones de calcio y magnesio. Es decir, la concentración de nutrientes presentes entre los sistemas prácticamente no varió. La planeación del uso de biosólidos en agricultura debe considerar aspectos como la presencia de metales pesados, el tipo de tratamiento dado al biosólido, las áreas agrícolas donde será aplicado, la tasa de aplicación en el suelo, el transporte, manipulación, almacenamiento y aplicación y el seguimiento del suelo. En Brasil, los lodos tratados provenientes de las plantas de aguas residuales pecuarias son vendidos a los agricultores para su aplicación en cultivos de caña y café (Tavares, 2003), lo que indica el potencial de mercado que ofrecen y su

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articulación conceptual con los estamentos bajo los cuales se define una sustentabilidad ambiental. En la Guía Ambiental Piscícola (Departamento del Meta, 2007) se hace breve mención sobre sedimentos de estanques, indicando que en su manejo el mayor impacto radica en el posible deterioro del agua, anotando que para minimizar y/o mitigar efectos de deterioro se recomienda: • Manejo adecuado del alimento • Adecuada práctica de fertilización de estanques • Uso de lodos como fertilizante para cultivos agrícolas La afirmación anterior sobre el uso de sedimentos o lodos como fertilizantes agrícola no se sustenta con estudios específicos realizados en el país, pues no existen suficientes registros sobre su composición química y biológica, de forma que se pueda precisar y tipificar los casos en los que su uso sea posible en estas actividades de producción. Se ha sugerido que los lodos pueden actuar mejor como un acondicionador orgánico de suelos, buscando mejorar las condiciones agronómicas en general. Desde el punto de vista ambiental, el tratamiento a través de actividades de lombricultura es una alternativa interesante y, por la naturaleza de su composición, el sedimento no tiene restricciones sanitarias para ser aplicados, atendiendo a que se transforman en lodos estabilizados. La práctica de lombricultura (o vermicompostaje) permite además obtener beneficios adicionales en la forma de biofertilizantes (humus de lombriz) de excelente calidad, inocuos y sin restricción para uso agrícola. Estos procedimientos se implementan considerando pasos secuenciales de incremento de la flora microbiana con aporte del sustrato específico, el compostaje del lodo y finaliza con la fase de cría de lombrices propiamente dicha (Basaure, 2009). 1.6.2 Reparación de estanques En Colombia, la Asociación de Acuicultores de Los Llanos Orientales (ACUIORIENTE, 2007), recomienda que, comprobado el nivel de lodos tanto en el fondo de estanques como en lagunas de oxidación, estos se retiran y se pueden redistribuir para la reparación de diques o, al igual que en casos anteriores, es factible su utilización como abono orgánico. Los sedimentos en los estanques de cultivo intensivo de camarón ubicados en el sur de Tailandia se producen principalmente por la erosión del fondo debida a la aireación que se suministra. El sedimento de naturaleza franca, contiene minerales, arcilla, una alta concentración de materia orgánica y sin propiedades tóxicas aparentes. La práctica común de remoción de estos después de cada

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cosecha parece innecesaria, porque se generan costos y aparentemente ningún beneficio. El sedimento se considera como un peligro ambiental porque las sales que contiene son fácilmente retenidas por el suelo. Así, la recomendación de manejo para este caso sería extenderlo por el fondo y diques erosionados y luego compactarlo, minimizando así los efectos de la erosión (Boyd y Munsiri, 1994). De acuerdo con Avnimelech et al. (1984) la aplicación de suelos de fondo o sedimento se hace generalmente entre 5 a 10 centímetros de profundidad, cuidando la textura del suelo receptor y utilizando arados de giro para mejorar los suelos pobres. La aplicación superficial depende de si el suelo tiene concentraciones no aceptables de uno o más elementos y se hará aplicación profunda cuando los suelos son de mejor calidad. Las partículas de fondo inducen la aireación en el suelo receptor. 1.6.3 Tratamiento de sedimentos Como se ha anotado, en la composición de los sedimentos o lodos generados en el proceso productivo de la actividad piscícola se encuentran principalmente restos de alimento no consumido, excretas y orina (Basaure, 2009). Presentan, por tanto, una alta concentración de materia orgánica y compuestos nitrogenados, debido a los desechos metabólicos de los peces objeto de cultivo; en Chile se clasifican dentro de la categoría de no peligrosos. En general, estos RILES (Residuos Líquidos Industriales) son trasladados a un tratamiento primario, que consiste en una o varias piscinas de sedimentación, que tienen como objetivo principal la reducción de los sólidos decantables en suspensión. Es práctica común para el tratamiento de lodos de pisciculturas el emplear canchas de secado, aún cuando se generan graves problemas por causa de olores, especialmente en zonas de baja temperatura ambiental. En otros casos, se procede con su disposición final en pozos de tierra, pero con estos no se puede tener control sobre vectores, gases y lixiviados producidos. El objetivo de manejo ambiental se debe extender más allá de la adecuada recogida de los biosólidos para lograr una reducción en el efluente, involucrando también lo que corresponde al cumplimiento de las normas de calidad para las aguas que son devueltas, incluyendo el manejo de sólidos, su secado, almacenamiento, eliminación o control de olor, transporte seguro y limpio, la selección y el diseño del sitio o laguna de oxidación, técnicas de aplicación, selección del sitio, la compatibilidad de los cultivos, la hidrogeología y el tipo y profundidad del suelo; estas son las consideraciones para la implementación y aplicación responsable de un programa de gestión para los biosólidos producidos. El objetivo más importante del uso de cualquier tipo de biosólidos es asegurar que sus componentes nocivos no degraden la calidad de las aguas superficiales ni de las subterráneas (Olson, 1992).

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En general, los que son producidos en las operaciones de acuicultura se consideran excelentes acondicionadores del suelo en cultivos agrícolas, jardines, praderas, árboles y cultivos de flores. El mayor valor fertilizante de los biosólidos se obtiene aplicando inmeditamente el material mientras está húmedo, pues con el secado se produce volatilización y pérdida de algunos nutrientes, por lo que en seco su valor fertilizante se reduce; aún así, todavía proporcionan humus, que es un excelente acondicionador pues aumenta la retención de agua en el suelo. Los biosólidos secos no afectan las plantas, incluso cuando se aplican en altas cantidades; contienen alrededor del 4,2% de nitrógeno total en peso seco, además de fósforo, potasio y micronutrientes en cantidades similares a otros biosólidos pecuarios. Rojas (2002) afirma que antes de su disposición final, los lodos deben ser acondicionados a causa del contenido de materia orgánica susceptible de putrefacción y se debe evitar que sean dispuestos libremente. El tratamiento de las aguas de efluentes residuales produce subproductos, en la forma de lodos retenidos en desarenadores y sedimentadores. En líneas generales se puede indicar que los lodos que provienen de la sedimentación primaria representan entre el 0,22 y el 0,93% del volumen de agua residual, con un contenido de sólidos volátiles entre el 63 y el 83%. En el caso de los provenientes de la sedimentación secundaria, se tiene que los que resultan de los filtros percoladores muestran un rendimiento de 0,08 a 0,1% del caudal tratado, con un contenido promedio de sólidos volátiles del 60%. Los lodos activados comúnmente presentan un rendimiento del 1,2 al 1,5% del volumen de agua tratado, con un contenido de humedad del 97 al 99% (ver datos de la tabla 4). En los procesos típicos de manejo de lodos se tiene que la concentración se consigue a través de espesamiento, digestión, acondicionamiento, deshidratación o secado, incineración y oxidación. De éstos, la digestión, incineración u oxidación por vía húmeda, son los más empleados para la reducción de la materia orgánica; con la concentración, acondicionamiento y deshidratación se busca la eliminación de la humedad. En esencia, el tratamiento de la materia orgánica busca: • Reducción apreciable del contenido de la materia orgánica volátil • Aumento del contenido de sólidos fijos • Reducción del contenido de humedad • Mayor posibilidad de drenaje del agua contenida en los lodos • Producción de gases, principalmente metano

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Tabla 4. Características de lodos procedentes de diferentes procesos de tratamiento.

Tipo de lodo Aspecto Olor Secado % Humedad

Primario Fuerte Difícil 95,0 – 97,5

Secundario Pardo y pegajoso

Ceniciento

Filtro biológico Floculento

Medio Medio 92,0 – 95,0

Lodo activado Marrón floculento Suave Difícil 98,5 – 99,5

Precipitación química Ceniciento gelatinoso

Fuerte Difícil 93,0 – 95,0

Lodo séptico Negro Fuerte - S.P. 87 F.B. 90 L.A. 93

Lodo digerido Negro homogéneo granular Suave Fácil

P.Q. 90 Fuente: adaptado de Rojas (2002) S.P. Sedimentador Primario; F.B. Filtro Biológico; L.A. Lodo Activado; P.Q. Precipitación Química El uso de microorganismos eficientes (EM) en la estabilización de lodos, comprende una mezcla de microorganismos benéficos que crean un ambiente negativo para patógenos y son efectivos degradadores de materia orgánica (Fioravanti y Vega, 2003). Para determinar su eficacia, emplearon tanques anaeróbicos con 1 m3 de lodo séptico cada uno y aplicando el 10% (v/v) de EM activado. Los indicadores con el tratamiento con EM fue la reducción casi total de coliformes totales, el cambio de olor de muy fuerte y putrefacto a un olor típico de fermentación, la reducción de la demanda bioquímica de oxígeno, la reducción del contenido de nitratos, la reducción del pH y temperatura, y la mayor reducción de grasas y aceites. Se evidenció la eficacia de EM en la estabilización de biosólidos acuícolas para su uso agrícola como abono. Como los efluentes de las instalaciones acuícolas incluyen el alimento no ingerido, las excreciones metabólicas, las heces y los peces muertos, en su composición se encuentran tanto residuos sólidos como nutrientes orgánicos e inorgánicos. Si el flujo de estos compuestos hacia el ambiente supera la capacidad de asimilación de los ecosistemas, puede causar impactos severos tanto en la columna de agua como en el bentos, tales como eutrofización, agotamiento de oxígeno y alteración de la biodiversidad local (Sena – Ceniacua, 2010).

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Con similitudes para cultivos continentales, en el caso de cultivos en agua marina la magnitud del impacto ecológico dependerá de las condiciones físicas y oceanográficas del lugar, temperatura del agua y capacidad de asimilación del ecosistema, gestión de la granja, tamaño de la misma, densidad de cultivo, duración de las operaciones de cultivo, digestibilidad de la comida y estado de salud en general de los peces; un programa de manejo deberá incluir también la incorporación de modelos de evaluación de impacto ambiental, basados en la información diaria de operación en relación con la densidad de cultivo, tasa de alimentación y variables abióticas (corriente de agua, profundidad, ciclos de marea y vientos), relacionando la información con los ciclos bioquímicos de descomposición de la materia orgánica, tanto en el agua como en el sedimento (medición de nutrientes como nitrógeno, fósforo y materia orgánica). Lo anterior para ser empleado en el análisis de comunidades biológicas antes y durante los ciclos de cultivo, apoyados con el uso de software y SIG para monitorear las variables (Báez-Paleo, 2008). De lo hasta ahora mencionado, se deduce que la separación de heces y lodos en las aguas residuales acuícolas es una parte fundamental de los procesos auxiliares de producción; se incluyen dentro de la elaboración del diagnóstico ambiental, el muestreo y análisis de residuos y vertidos. Como medida de minimización se cita la remoción de sólidos y sustancias tóxicas en los sistemas de recirculación del agua a través de sistemas de retención. Aunque se reconocen los lodos como un residuo propio de la actividad acuícola, no se menciona nada sobre su manejo y utilidad. Este proceso debe adelantarse en condiciones aerobias, pues las bacterias aerobias son las que degradan el material biológico en productos estables; así, al reactor biológico continuamente se le debe suministrar oxigeno, inyectando aire a través de bombas especiales o por aireación superficial, pues existe demanda de DBO por el sustrato, alimento de las bacterias; este puede convertirse parcialmente en materia celular, razón por la cual debe extraerse periódicamente para mantener el equilibrio, pues el aumento no controlado de la biomasa colapsaría al sistema. Después de que el agua a procesar se encuentra durante un determinado tiempo en contacto con los microorganismos o biomasa en el reactor, fluye a un sedimentador secundario donde los sólidos o biomasa son separados por decantación, y el efluente o agua procesada con bajo valor de DBO puede ser empleada para ciertos usos, pero no como agua potable. De la parte inferior del sedimentador son extraídos los lodos, los cuales en su mayoría son reciclados y vuelven a alimentar el digestor, ya que esta es una masa biológica activa que, por seguir consumiendo material orgánico, se logra su remoción continua del agua que se procesa. Los lodos que se deben extraer del sistema para mantener estable y constante la biomasa o población de microorganismos, consisten esencialmente de células (70 -80% en peso) y material inerte (20-30% en peso). La masa microbiana no se encuentra bien digerida o estabilizada, por lo que es enviada a un tratamiento llamado digestión anaerobia. En este proceso se desarrollan otro tipo de bacterias

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que digieren muy eficientemente el material orgánico residual, obteniéndose finalmente los lodos residuales estabilizados; esto se logra luego de una digestión anaerobia; también la biomasa se puede estabilizar después de una aireación en la cual las células tienen un tiempo de residencia en el reactor entre 15 a 30 días, como es el caso del proceso de lodos activados por aireación extendida. La palabra lodos estabilizados significa que estos han tenido un proceso de digestión intenso, en el cual la masa microbiana se convierte en su mayor parte en gases volátiles y células muertas, lo cual tiene dos consecuencias favorables: la disminución de la masa de lodos y la inactivación biológica de la masa microbiana (Márquez, 2005). En general, el manejo biológico de lodos consta de un reactor biológico o digestor de materia orgánica, donde se encuentra una gran cantidad de microorganismos responsables de consumir el material orgánico biodegradable, proceso que se denomina tratamiento con lodos activados (Márquez, 2005). El término lodo se debe a la semejanza con el fango y la referencia de activado se debe a que la masa microbiana que forma estos lodos presenta una alta actividad biológica. El material orgánico que entra desde el sistema de drenaje al digestor biológico es medido como Demanda Bioquímica de Oxigeno (DBO); una parte del material orgánico se convierte en masa celular y el resto es emitido a la atmósfera en forma de gases (dióxido de carbón, vapor de agua). La alta carga de sedimento externo puede rápidamente llenar un estanque y reducir su volumen de agua, lo que se resuelve mediante un tanque de sedimentación en el que se remueven sólidos antes de que ingresen a las unidades; también la sedimentación en estanques puede ser ocasionalmente dragada. El fondo de los estanques se desgasta naturalmente con el movimiento, desde el suelo somero hasta las áreas más profundas del mismo. Después de algunos años, usualmente el fondo de los estanques requiere mantenimiento y la remoción del sedimento se hace obligatoria (Boyd, 1998). En Brasil, los métodos de tratamiento de aguas residuales acuícolas se basan en lodos activados y filtros biológicos, los cuales son suspensiones con contenidos de sólidos que varian entre 0,5 y 1%. Según Tsutiya (2002) estos lodos requieren ser estabilizados antes de que puedan ser dispuestos en el ambiente. El método de estabilización más común en las plantas de tratamiento es la digestión anaerobia, la cual convierte carbono orgánico en metano (CH4) y carbono inorgánico (CO2). Cuando la digestión anaerobia se realiza en reactores con tiempos de residencia superiores a 15 días y temperaturas entre 35 y 55 oC se promueve una significativa reducción de organismos patógenos, lo que hace que los lodos puedan ser utilizados en agricultura, como acondicionadores de suelos o como proveedores de nutrientes para los cultivos cuando son aplicados correctamente. A pesar de los costos que significa el manejo de los biosólidos, estos son inferiores a los que significa la reparación por causa de la degradación ambiental,

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lo que enfatiza que estos mecanismos se deben disponer dentro de las rutinas de la operación acuícola (Olson, 1992). 1.6.4 Sedimento en aguas abiertas Una nueva estrategia para el manejo en jaulas consiste de un equipo que desplaza grandes volúmenes de agua rica en oxígeno, de forma constante, desde la zona superior de la columna hasta el sedimento que se acumula bajo las unidades que contienen los peces en cultivo. La operación se realiza con una irrigación punto a punto, con una total cobertura del área objetivo, lo que aumenta la cantidad de oxígeno disponible en el sedimento; esto permite su rápida recuperación a través de procesos naturales, en un menor tiempo y con el mismo resultado, en términos físicos, biológicos y químicos. En general se denomina como el Servicio de Recuperación de Fondos (SRF) y, además de las ventajas ambientales y de ajuste al cumplimiento de las normativas, se tiene la recuperación de la capacidad de carga de la zona de cultivo (Panorama Acuícola, 2009). Troncoso et al. (2007) evaluaron la factibilidad del tratamiento de los sedimentos anaeróbicos ubicados bajo las jaulas de cultivo de salmones, empleando hidróxido de magnesio (Mg(OH)2) para determinar su efecto sobre el pH, potencial redox, materia orgánica total MOT (%), granulometría y abundancia de especies del macrozoobentos. Los tratamientos con distintas dosis del producto (100, 250, 500, 1.000 y 2.000 g m-2) fueron adelantados en un centro de cultivo de salmones en Chile, por un periodo de 11 meses. Los principales resultados permiten señalar que el uso de este producto podría retornar el potencial redox de los sedimentos a valores positivos, elevar el pH, reducir el porcentaje de MOT e incrementar la abundancia de las especies presentes en el sedimento. Al final se recomendó su aplicación en sedimentos anaeróbicos en dosis de 250 a 500 g m-2 de Mg(OH)2, con una frecuencia de tratamiento de tres meses. El aporte de sedimento que ocurre por la actividad piscícola que se lleva a cabo en jaulas flotantes, originado por la descomposición de residuos acumulados del cultivo, alimento y heces bajo las jaulas, afecta la calidad del agua, la ecología y la salud del mismo sistema. Además, la incorporación de sedimentos se tiene de forma natural por los ríos que llegan a los cuerpos de agua. Los sedimentos o lodos depositados en el fondo generan procesos de acumulación con riqueza en componentes biodegradables de interés para el subsector agroindustrial, como por ejemplo en la elaboración de productos orgánicos como acondicionadores de suelos (CAM, 2006). Además el proceso gradual de deposición de estos materiales, colmata y disminuye la vida útil de los cuerpos. Para revertir la situación y actuar en la recuperación de residuos de este tipo se tiene su extracción y acondicionamiento como material compostable, mejorado para ser

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utilizado en el sector agropecuario en la recuperación de suelos y utilización en cultivos agrícolas regionales. 1.6.5 Sedimento como acondicionador de suelos Los acondicionadores del suelo son recursos naturales con alta materia orgánica, con importancia en la corrección de limitantes en las propiedades físicas, químicas y biológicas de suelos con vocación agrícola. Se conoce como materia orgánica a la acumulación de todos los residuos vegetales y animales, así como de las células microbiales depositadas en el suelo y que se encuentran en proceso de descomposición. La materia orgánica del suelo es importante como fuente de la energía requerida para la actividad y el metabolismo de los microorganismos del suelo y como sustrato para el suministro de algunos nutrientes esenciales para las plantas (Gómez, 2000). Por estas razones la materia orgánica se constituye en la fracción más activa y dinámica del suelo, incrementando su potencial productivo y mejorando su actividad biológica. La materia orgánica incorporada al suelo, en forma de abono orgánico o de residuos de producción animal, es importante pues en esencia actúa como un acondicionador y mejorador de sus propiedades Según Blanco (2002), dentro de las propiedades coloidales de la materia orgánica se tiene el que protege el suelo contra la erosión, volviéndolo más poroso y menos compacto; las moléculas de materia orgánica absorben 100 veces mas agua que el polvo y pueden retener y luego liberar una proporción similar de nutrientes. Los acondicionadores son materiales que se incorporan con la función primordial de mejorar las condiciones físicas del suelo y varían según su origen y composición; pueden ser sintéticos o naturales, orgánicos o inorgánicos y, aunque el tema no es nuevo, recientemente se hace énfasis en el máximo rendimiento económico (Hickman y Whitney, 1992). Los acondicionadores tienen gran variación en su composición, tasa de aplicación y modo de acción. Las funciones de los productos que pueden actuar como acondicionadores buscan en esencia (Klute, 1986): • Mejorar la estructura y aireación del suelo • Incrementar la capacidad de retención del agua • Incrementar la disponibilidad del agua para las plantas • Reducir las condiciones de compactación y dureza • Mejorar el drenaje no efectivo • Restaurar la alcalinidad del suelo • Liberar algunos nutrientes disponibles • Mejorar la incorporación de químicos • Mejorar el desarrollo de raíces • Elevar la calidad de la producción agrícola Uno de los principales parámetros a controlar en un proceso de degradación de la materia orgánica es la relación C:N, que es la fracción de carbono orgánico frente

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a la de nitrógeno. Casi la totalidad del nitrógeno orgánico presente en un residuo orgánico es biodegradable y esta disponible. Con el carbono orgánico ocurre al contrario y una gran parte se engloba en compuestos no biodegradables. Se considera que en un sedimento ideal para actuar como ser buen acondicionador de suelos se debe presentar una relación de C:N de 30:1. Esta relación en la materia orgánica superficial en el suelo, comúnmente se halla en un rango de 8:1 a 15:1, con un promedio de 10:1. La relación C:N de la materia orgánica agregada al suelo es importante para la disponibilidad de del nitrógeno y la tasa de descomposición de la materia orgánica. La competencia por disponibilidad del nitrógeno en el suelo ocurre cuando la materia orgánica con una gran relación C:N es incorporada al suelo. Yossa y Ortega (2013) analizaron esta relación en sedimentos superficiales de granjas piscícolas ubicadas en los Llanos Orientales de Colombia; encuentran relaciones entre 8:1 y 11:1 aproximadamente, sin diferencias significativas entre los sitios evaluados. Teniendo en cuenta que los valores obtenidos son mayores a los del fitoplancton (6,6), la materia orgánica depositada en los sedimentos debe posiblemente provenir de material orgánico alóctono. Una práctica habitual en países desarrollados es la aplicación de sedimentos o lodos residuales a suelos agrícolas (Banks, 2004). La dosis de aplicación se establece en función del requerimiento de nitrógeno y fósforo de los cultivos. Cuando los lodos son aplicados al suelo natural se observa: • Mejora la fertilidad del suelo y el rendimiento de los cultivos • Proporciona nutrientes elementales a las plantas • Mejora estructura y porosidad del suelo • Proporciona materia orgánica al suelo • Mejora la permeabilidad del suelo, reteniendo en mayor grado la humedad • Reduce la erosión del suelo En Brasil los métodos de tratamiento para aguas residuales de diferente origen, se basan en el uso de filtros biológicos para el manejo de lodos activados, que son suspensiones con contenido de sólidos entre el 0,5 y 1%. Estos lodos requieren ser estabilizados antes de que puedan ser dispuestos en el ambiente. El método más común en las plantas de tratamiento es la digestión anaerobia, la cual convierte carbono orgánico en metano (CH4) y carbono inorgánico (CO2) (Tsutiva, 2002). Para el caso brasileño, la legislación establece que los lodos generados en las diferentes plantas de tratamiento deberán presentar baja atracción a vectores que trasmiten enfermedades con el fin de tener buen uso agrícola. También establece los requisitos mínimos de calidad del sedimento, relacionados con sustancias inorgánicas y agentes patógenos. De igual manera, se presentan las restricciones de los lugares donde el lodo puede ser aplicado, como por ejemplo en áreas de conservación y áreas agrícolas con declive mayor al 10% (Bastos, 2003).

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Otros compuestos orgánicos que se usan como acondicionadores de suelos, incluyen residuos como lodos de aguas servidas, de cosechas, de compost y de abonos verdes (Hickman y Whitney, 1992). La efectividad o no del acondicionador varía con la cantidad agregada y la relación C:N. Los lodos de aguas servidas pueden potencialmente contener niveles dañinos de metales pesados y otros materiales tóxicos, por lo que deben analizados antes de proceder con su utilización en agricultura. 1.7 Ciclos biogeoquímicos de nitrógeno y fósforo 1.7.1 Nitrógeno en agua Los aportes más importantes de nitrógeno a los ecosistemas acuáticos son suministrados por las aguas superficiales, corrientes subterráneas y la fijación microbiana del nitrógeno atmosférico, el que se da tanto en agua como en sedimento. Especial importancia tiene en piscicultura comercial el contenido de compuestos nitrogenados, pues algunos de ellos como el amoniaco y los nitritos tienen carácter tóxico (Yossa et al. 2011). Estos compuestos se originan en los estanques como productos del metabolismo de los organismos bajo cultivo y son liberados durante la descomposición bacteriana de la materia orgánica animal o vegetal. Los desechos nitrogenados son transformados desde amoniaco a nitratos por bacterias aeróbicas como Nitrosomonas, responsables de la transformación de amoniaco (NH+4) a nitritos (NO2) y a la bacteria Nitrobacter, responsable del paso de nitritos (NO2) a nitratos (NO3), formas que son asimilables por el fitoplancton (Rodríguez y Anzola, 2001). La desnitrificación de nitratos (NO3) a nitrógeno (N), que regresa de nuevo a la atmósfera para cerrar el ciclo, puede llevarse a cabo por una variedad de bacterias tales como Pseudomonas, Bacillus, Achromobacter y Micrococus. El amoniaco ionizado (NH+4), el nitrito (NO2) y el nitrato (NO3) son las formas más comunes de nitrógeno inorgánico disuelto en ecosistemas acuáticos (Camargo y Alonso, 2006). Los desechos nitrogenados pueden dar lugar a efectos deletéreos unificados y la forma NH3 es muy tóxica para los animales acuáticos, particularmente para peces, mientras que la ionizada (NH+4) tiene un carácter menos tóxico. El nitrato posee una baja toxicidad hasta niveles de 2 mg NO3 L

-1. El nitrito puede ser altamente tóxico, en cuanto interfiere con la capacidad de transporte de O2 por la hemoglobina (Cho et al. 1994). Como el amonio es tóxico en bajas concentraciones, es factor determinante en el tratamiento de aguas residuales como requisito para la acuicultura que opera en estanques en tierra. Varios enfoques han sido adoptados para reducir o eliminar los desechos nitrogenados y el alto intercambio de agua limita la efectividad (o inefectividad) de algunos enfoques tecnológicos destinados a la conversión de desechos nitrogenados (biofiltros) o para reducir las salidas de desechos sólidos

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nitrogenados o aquellos presentes en las lagunas de sedimentación. Un método de fácil aplicación es la llamada filtración por plantas, la cual utiliza macrofitas flotantes y emergentes tipo buchón, azola y elodea; estas asimilan nutrientes y descomponen la materia orgánica en un proceso de autodepuración. También se encuentra que la implementación de humedales artificiales, que debe abarcar un 25% del área del estanque o efluente según el caso, con un tiempo mínimo de retención 48 horas para que haya una mejora en la calidad de efluente, se refleja en la efectiva remoción del 60% de los sólidos suspendidos, del 5% del amonio y del 85% de nitrito. Tales sistemas se han implementado con éxito en cultivos de camarón, buscando en lo posible que el agua que retorna al medio presente iguales o mejores condiciones que aquellas presentes en el afluente (Pardo et al. 2006). La descomposición de desechos sólidos resulta de la mineralización y/o disolución de diversos elementos, en particular del fósforo y nitrógeno, que se vuelven formas disponibles para los productores primarios y contribuyen mayormente a la eutrofización de los cuerpos de agua (Wetzel, 2001). En cuanto a los desechos de fósforo, se consideran como el factor más limitante para las algas en crecimiento y con papel relevante en la eutrofización en varios ecosistemas de agua dulce. El enriquecimiento de nutrientes puede causar importantes alteraciones ecológicas en las comunidades acuáticas, como la sobreproducción de la materia orgánica por productores primarios; su posterior descomposición suele dar lugar a bajas concentraciones de OD en los estratos inferiores del agua y en el sedimento, especialmente en ecosistemas acuáticos con bajo recambio. La composición de la biomasa acuática, en términos de materia orgánica, como C, N y P, es relativamente constante con una relación de 105:15:1. Se generaliza que cualquier elemento por debajo de la relación citada es un probable factor limitante en la producción de la biota acuática. 1.7.2 Dinámica del Fósforo 1.7.2.1 Fósforo en agua Corresponde a uno de los principales elementos necesarios para las plantas, además de ser componente de ciertas proteínas, de los ácidos nucleares y de los nucleótidos; por lo general es el regulador del crecimiento del fitoplancton en los estanques piscícolas. El crecimiento normal de algas y la producción primaria de materia orgánica en el agua están condicionadas a la existencia de fósforo (Rodríguez y Anzola, 2001). Se encuentra en forma mineral o como compuestos orgánicos; el que proviene del suelo y el agua, sumado al de ingreso excesivo por nutrientes (alimento, fertilizantes, heces, animales muertos, aguas servidas, etc.), se precipita rápidamente formando compuestos con otros elementos químicos del sedimento como aluminio, hierro y calcio. Posteriormente, se resuspende por la acción bacterial y es aprovechado por las plantas macrofitas y el fitoplancton; el

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excedente regresa al sedimento para formar parte de la materia orgánica, donde su disponibilidad depende del pH. En un estanque de peces, el fósforo se encuentra representado en tres fracciones: el disuelto y disponible para las plantas; la fracción lábil, donde se adsorbe en partículas de arcilla o materia orgánica formando compuestos tipo hidróxido de aluminio o hidróxido de hierro (que liberan iones fosfato) y, finalmente, la fracción no lábil, que representa compuestos fosforados que se mineralizan y no están disponibles en ningún momento (Yossa et al. 2011). En estanques fertilizados se detectan diferencias entre las concentraciones que deberían encontrase en el agua, de acuerdo a los aportes que fueron realizados, y las que realmente se miden hasta finalizar cosecha, siendo estas últimas significativamente menores. Esto indica que la mayoría de fósforo y nitrógeno que son aplicados se eliminan del agua mediante diversos procesos y que solo cantidades relativamente pequeñas son trasladadas a los peces (Wudtisin y Boyd, 2005). Obviamente en estos estanques, el nitrógeno y fósforo procedentes de fuentes naturales son importantes para la producción de peces (Gross et al. 2000); el nitrógeno de los fertilizantes no se elimina por la vía de los peces, sino que es incorporado en el sedimento como nitrógeno orgánico, o se pierde a la atmósfera a través de la desnitrificación y la volatilización del amoniaco. Gibson (1997) se refiere a esta relación en los ecosistemas de agua dulce, los que son generalmente limitados en P y N. Ha sido demostrado que en muchos ecosistemas dulceacuícolas la concentración y la disponibilidad de fósforo tiene un efecto directo sobre la biomasa de algas. Bostrom et al. (1988) determinan que el fósforo biodisponible se asume como la suma del fósforo disponible y las formas en que este puede presentarse según las diferentes condiciones físicas, químicas y biológicas. Las formas más disponibles del fósforo son los ortofosfatos (por ejemplo H2PO4, HPO4

-2 y PO4-3), aunque algunos compuestos orgánicos que

contienen fósforo lo toman en cantidad variable por las algas. 1.7.2.2 Fósforo en suelo y sedimento La principal fuente de fósforo orgánico está constituida por los residuos vegetales y animales que se adicionan al suelo o sedimento. Los compuestos fosfatados más importantes de la materia orgánica son nucleoproteínas, fosfolípidos y fosfoazúcares. La mineralización de la materia orgánica en el suelo es lenta por vía microbiana, requiriendo temperaturas de aproximadamente 25 a 30 ºC, pH neutro y humedad cercana a la de capacidad de campo. El proceso de mineralización está regido por la relación C:P de la materia orgánica, cuyo valor crítico es aproximadamente de 200 (Brady y Weil, 1999). En cuanto al fósforo inorgánico, es interesante tener en cuenta si la disponibilidad es mediata o inmediata para los vegetales en términos de fósforo soluble,

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insoluble e intercambiable. La forma soluble es la aprovechable para las plantas en forma inmediata, es decir son fosfatos en la solución del suelo o sedimento. Su concentración es muy débil y fluctúa entre 0,2 y 0,5 mg L-1, o sea 200 a 400 g ha-1 en 30 centímetros de espesor. Las formas solubles del fósforo son los fosfatos diácidos (H2PO4) y los fosfatos monoácidos (HPO4); la concentración de los iones fosfatos en solución está relacionada con el pH. La segunda forma de fósforo inorgánico es la insoluble; se trata del fósforo que está formando parte de los minerales primarios y secundarios, constituyendo la gran reserva de fósforo inorgánico en el suelo. La insolubilización se puede deber a la precipitación como fosfatos cálcicos en medio alcalino, o como fosfatos de hierro y aluminio en medio ácido. La tercera forma de fósforo inorgánico corresponde al intercambiable, que se llama también fósforo lábil o adsorbido. La adsorción de fosfatos depende del pH y representan del 15 al 30% del fósforo inorgánico (Stevenson y Cole, 1999). Alves y Baccarin (2005) postulan que el 66% del fósforo aportado por la ración alimentaria en sistemas intensivos va al sedimento; el 11% se disuelve en el agua y el 23% restante es incorporado por los peces en cultivo. La concentración de fósforo en el suelo de fondo de estanques cultivados con Lepomis spp. e Ictalurus punctatus varió entre 78 y 944 mg kg-1, con un promedio de 217 mg kg-1. En comparación con las concentraciones de fósforo que se encuentra en suelos naturales y en sitios adecuados para acuicultura de agua dulce en Tailandia, Thunjai et al. (2004) encontraron que son altas, posiblemente por la entrada de fósforo vía abonos orgánicos y, en ocasiones, por el alimento. Sin embargo, no hubo correlación entre la edad del estanque y la concentración de fósforo. Los suelos poseen gran capacidad de seguir adsorbiendo fósforo proveniente de los fertilizantes y del alimento exógeno. La concentración de fósforo en estanques cultivados con bagre de canal estuvo entre 0,9 y 2,2%, para fósforo total, es decir entre 462 y 1712 mg kg-1 y con pH entre 6,4 y 7,4. El pH aumentó durante el cultivo en los estanques de control. Se encontró que el secado entre cosechas puede reducir las concentraciones de fósforo y nitrógeno en el agua durante el siguiente ciclo de cultivo (Masuda y Boyd, 1994a). Cuando los estanques se secan y son llenados para la siguiente cosecha, no debería haber problemas con las condiciones anaeróbicas en la interfase suelo-agua, cuyos fondos no han sido sometidos a tratamiento. Esto debe reducir la velocidad de liberación de fósforo a partir de fosfatos de hierro, cuyas solubilidades son favorecidas por un bajo potencial redox y mejorar así la tasa de fósforo eliminado del agua por las partículas del suelo. Masuda y Boyd (1994b) establecen que el arado del fondo también debería aumentar la cantidad de superficie de suelo expuesto al agua y esto mejoraría la capacidad del suelo para absorber fosfatos del agua. La adición de nitrato de sodio, un oxidante aplicado a suelos que se airean y secan, no mejoró la capacidad para eliminar fosfatos del agua; esto sugiere que las tasas de

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alimentación utilizadas en este estudio y el arado por sí solo, son esquemas suficientes de manejo para mantener las condiciones oxidativas de la capa superficial del sedimento. El nitrato de sodio solo sería útil como oxidante hasta que la concentración de oxígeno disuelto esté prácticamente agotada dentro del sedimento; establecen igualmente que las concentraciones de fósforo total poco cambian con la profundidad de los sedimentos dentro de la capa superior de 20 centímetros. El arado de la parte inferior de 10 centímetros de profundidad, como se reporta en el estudio, no debió haber influido en la concentración de fósforo total de la capa superficial, al mezclarse sedimentos superficial y profundo; así, el arado aumenta la capacidad del sedimento para adsorber fósforo en lugar de reducir su concentración. A pesar de una menor concentración de fósforo en el agua de los estanques sujetos a secado del fondo entre cosechas, no hubo reducción en la actividad de fitoplancton como se deduce por las concentraciones de clorofila a y las estimaciones de productividad primaria bruta que se encontraron. Sin embargo, si los estanques deben drenarse para la cosecha de peces, el secado del suelo de fondo parece deseable, ya que reducirá las concentraciones de fósforo y resuspensión de partículas del suelo por aireación en el siguiente ciclo. Las algas filamentosas y plantas macrófitas pueden desarrollarse rápidamente, a menos que los estanques se llenen rápidamente con agua y se apliquen adecuadamente fertilizantes hasta que se desarrolle el fitoplancton deseado (Boyd y Tucker, 1998). 1.7.2.3 Fósforo en estanques Hernández et al. (2009), trabajando sobre la composición del sedimento en estanques piscícolas de los llanos orientales del país, postulan que el fósforo, considerado un macronutriente, presenta características interesantes pues es capturado por el sedimento de los estanques y de allí es liberado por la actividad microbiana. Una parte de esa porción liberada es adsorbida por las plantas, pero el sobrante reacciona con Fe3, Al3 y Ca2, para ser nuevamente fijado en el suelo. Esto puede explicar la menor concentración de fósforo en el suelo que se presentó en una de las granjas experimentales (57,8 ppm ± 17,8), respecto a la otra (78,3 ppm ± 17,7); en la primera, los altos contenidos de hierro pudieron reaccionar con el fósforo para formar fosfatos de hierro. Hernández et al. (2010), en un trabajo similar, determinaron el comportamiento del fósforo disponible (ortofosfato) en estanques cultivados con cachama blanca (P. brachypomus), en granjas ubicadas en diferentes sectores de llanura en los departamentos de Meta y Casanare; se evaluó la cantidad de fósforo disponible en el afluente, estanques y efluentes, durante una fase de cultivo. Se trata de un trabajo pionero, con utilidad como referente primario ante la falta de legislación sobre los vertimientos de la actividad piscícola en el país; entre los resultados más

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relevantes se registra que el ortofosfato no tiene efecto acumulativo durante el ciclo de cultivo (ver datos de la tabla 5). Tabla 5. Valores promedio de fósforo disponible en agua y sedimento de afluente y efluente en granjas piscícolas de los departamentos de Casanare y Meta (Colombia). Muestreo granja

Casanare Afluente (ppm) Efluente (ppm)

1 Agua 0,105 0,162 Sedimento 43,9 16,1 2 Agua 0,091 0,092 Sedimento 50,6 30,8 3 Agua 0,095 0,053 Sedimento 45,1 29,9 4 Agua 0,072 0,013 Sedimento 42,7 22,4

Muestreo granja Meta

Afluente (ppm) Efluente (ppm)

1 Agua 0,077 0,091 Sedimento 24,5 59,0 2 Agua 0,045 0,031 Sedimento 23,1 79,9 3 Agua 0,151 0,047 Sedimento 29,1 35,3 4 Agua 0,054 0,040 Sedimento 24,5 21,0 5 Agua 0,043 0,060 Sedimento 30,8 29,1

Fuente: adaptado de Hernández et al. (2010)

Se tiene que tanto en agua como en sedimento, la cantidad de fósforo disponible que ingresa con el afluente y por el manejo de los cultivos, puede disminuir en el efluente, de forma que la mayor cantidad se captura en el sedimento, bien sea en forma orgánica o inorgánica. Esto se explica porque en los sedimentos se presentan diferentes minerales catiónicos cuya cantidad depende de la estructura geoquímica de la región; además, el sedimento de los sitios analizados difiere en cuanto a su contenido de macro y micronutrientes. La concentración de aluminio en los sitios de estudio se presentó en rangos que ayudarían a la rápida precipitación del ortofosfato o fósforo disponible. A nivel de ecosistemas acuáticos, la única forma significativa de fósforo inorgánico es el ortofosfato (PO4-3). Una porción elevada del fósforo (> 90%) está unido a la materia orgánica (MO) formando fosfatos orgánicos, que se preservan en una

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serie de fracciones como consecuencia de la adsorción por varios microorganismos, disolución o precipitación unida a metales (Ritvo et al. 1998). De otro lado, las bacterias solubilizadoras de fosfato juegan un importante papel en la transformación del fósforo insoluble a fósforo soluble; ellas producen ácidos orgánicos que reducen el pH del sedimento y actúan como agentes quelantes que traslocan cationes en los complejos fósforo-metal, lo que es un importante mecanismo en la solubilización del fósforo (Yong-Hak et al. 2005). Según Jansson (1988) y Barik et al. (2001), el fósforo que no es removido se liga en el suelo a formas que no son asimilables por las plantas. En el agua de estaques piscícolas con un pH neutro o alcalino se recicla el fosfato a través de hidrólisis enzimática por la acción de la fosfatasa alcalina, que da resultado un mecanismo significante para la regeneración del fosfato; además, parámetros como pH, nitrato, nitrógeno, materia orgánica, conductividad y fosfato del agua, son elementos cruciales que controlan las bacterias solubilizadoras de fosfato e influencian los niveles de fósforo en el sistema acuático. En general, suelos con acidez 5,5 a 6,5 son los que se consideran agrícolamente adecuados. El sedimento que se origina en las granjas de peces, generalmente contiene un elevado nivel de fósforo y puede eutroficar los cuerpos naturales de agua; por tanto, la remoción o disminución del fósforo es obligatoria, aunque no siempre es una práctica que se realiza en la mayoría de los países (De Bashand, 2004; Dayton y Basta, 2005). La disponibilidad de fósforo en estanques de peces en zonas lateriticas suramericanas es generalmente baja, lo que se atribuye a la alta capacidad de fijación que se da en este tipo de suelos. El pH ácido y la alta presencia de hierro y aluminio, aceleran la transformación de una mayor cantidad de fósforo en hierro insoluble y fosfato de aluminio. La elevada tasa de fijación de fósforo tiende a reducir la eficiencia de fertilizantes a base de fosfatos, pero mejora la productividad primaria (Chattopadhyay et al. 2003). Ensayos realizados en tanques de sedimentación por Ozbay y Boyd (2004) mostraron cambios en la concentración de fósforo total al final del efluente, el cual declinó rápidamente un 50% luego de 24 horas, con una menor tasa de reducción entre las 24 y las 72 horas; la concentración de fósforo total no presentó una reducción considerable a nivel de superficie de efluente. En cuanto mucho de este fósforo total se asocia a materia orgánica particulada, plancton vivo, detritos y partículas minerales, la reducción de fósforo total es similar a la que ocurre con sólidos decantados, sólidos suspendidos totales y turbidez. Una estimación para fósforo aplicado y fósforo retenido en cultivos semi intensivos de camarón marino (L. monodon) fue realizada por Boyd y Corpron (2006). Se aplicaron insumos de fósforo de 0,31 kg ha-1, superfosfato triple de 1,38 kg ha-1, fósforo en el agua entrante de 25,8 kg ha-1 y fósforo en la alimentación de 65,3 kg ha-1. Un alto contenido de arcilla en suelo en el fondo del estanque llego a adsorber 45,2 kg ha-1 de fósforo. El aporte de fósforo del cultivo de camarón en el

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cuerpo de agua receptor fue la diferencia entre la cantidad de fósforo en el afluente y el del efluente (16,9 kg ha-1); como en casos anteriores con otras especies, se confirma la acumulación de fósforo por el suelo de fondo o sedimento la que, en este caso, llegó a acumular el 67,8% del fósforo que fue agregado a los estanques. Sobre el uso de los recursos y el manejo de residuos en la producción de camarón marino se tiene el estudio de Penseng (2007). Encontró que las cantidades totales anuales de nutrientes en el efluente causan incrementos en las concentraciones de N, P y C. El aumento diario fue demasiado pequeño para medirlo, y también influyen los residuos que son reciclados mediante procesos naturales y el arrastre de desechos por la acción de las mareas, conjuntamente al flujo de agua dulce. En este caso y bajo las condiciones de manejo que se aplicaron, el autor concluye que parece poco probable que una granja pueda ser una amenaza de contaminación para un ecosistema estuarino. Igualmente considera que el efluente descargado durante un solo ciclo de cultivo aportó 433 kg de N, 288 kg de P y 3.967 kg de C orgánico, estimaciones que permiten determinar que el aporte de la descarga anual de la granja llega a 65.702 kg de N, 43.704 kg de P y 601.293 kg de C Orgánico. Aunque estos datos muestran la gran cantidad de nutrientes no utilizados, en la granja se tenía la ventaja de una laguna para aguas residuales con una aceptable área de 523 m2. 1.7.2.4 Fósforo en el alimento La importancia del fósforo radica en que es esencial para el metabolismo y la formación ósea en peces, por lo que su deficiencia esta relacionada con deformaciones y mal crecimiento. El fósforo está poco disponible en proteínas de origen vegetal y carbohidratos. Por otra parte, los niveles de fósforo en el agua pueden limitar la producción piscícola por ser generador de polución (Arango, 2008). Castledine (1986) describe factores que pueden ser utilizados para estimar los residuos generados a partir de un cultivo de salmónidos basados en el consumo de alimento. Los nutrientes solubles incluyen formas de fósforo y nitrógeno. El fósforo es excretado en formas solubles y en partículas y la forma del fósforo consumido por los peces afecta la cantidad de fósforo soluble y partículas excretadas. El fósforo está disponible a partir de los ingredientes vegetales y los productos animales utilizados para formular la dieta. Fuentes de origen animal como harina de pescado, harina de carne y harina de hueso, contienen mayores concentraciones de fósforo. El que esta presente en los alimentos de origen animal se utiliza con más facilidad que el de plantas y alrededor de un 60% del fósforo en el material vegetal no está disponible para los peces y pasa de manera directa a formar heces.

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El contenido de fósforo de los ingredientes de los alimentos para peces es altamente variable; algunos contienen cantidades limitadas (0,3% en harina de sangre), mientras que en otros estos niveles son sustancialmente mayores (4% a 5% en harinas de carne y hueso) (Cho y Bureau, 2001). La biodisponibilidad de un elemento es el factor que afecta el valor de los requerimientos dietarios de un animal y, en particular, conocer la del fósforo permite formular dietas de bajo impacto ambiental. El contenido de fósforo en la harina de pescado es del 3,81% (NRC, 1993) y su digestibilidad aparente oscila entre el 66 y 74%. Las diferentes formas del fósforo en los alimentos se clasifican como: fósforo inorgánico, que son fósforos minerales (fosfato monocalcico, dicalcico y tricalcico), fósforo semi-orgánico, que son los productos animales (harinas de carne, hueso, pescado, etc) y, finalmente, el fósforo en vegetales, que son los ingredientes que lo contienen en la forma de fitatos y fósforo no fitico (Arango, 2008). Las exigencias de fósforo para peces pueden variar entre el 0,45 y 0,75% de la dieta, dependiendo de la especie y de otros factores fisiológicos, como la actividad gástrica. En general, los peces consiguen digerir y asimilar apenas una parte del total presente en los alimentos, razón por la cual las dietas deben contener mayores niveles de fósforo con respecto a las exigencias determinadas para cada especie. Las principales fuentes de fósforo son los solubles secos de harina de pescado, harina de cangrejo, harina de camarón y semilla de algodón; los salvados de arroz y de trigo, subproductos de arroz y de trigo (Vásquez, 2004). En trucha arco iris de talla de consumo (207 a 586 g de peso corporal) no se observa ninguna diferencia en la digestibilidad del fósforo a 11 oC (Steffens, 1987), para peces en general, la absorción se ve influenciada por varios factores. Se eleva la absorción de fósforo al aumentar la temperatura y descender la tasa de calcio en el agua; peces en ayuno y mantenidos en bajas temperaturas toman una cantidad mínima del elemento. El alimento tiene como fuente de fósforo mucha mayor importancia que la del agua circundante, cubriendo en esencia las necesidades del organismo. El calcio del alimento dificulta el aprovechamiento del fósforo por fijación química, por lo que entonces hay menos fósforo disponible que la que se da con raciones carentes o pobres en calcio. En el cuerpo, el fósforo tomado del alimento se destina sobre todo a la constitución de tejidos de sostén (hasta 90%). La presencia de fósforo en el agua reduce la utilización del que se ofrece en la ración. Si se toma en consideración el hecho de que muchas especies piscícolas son capaces de cubrir gran parte de sus necesidades de Ca a expensas del agua circundante (aguas con buen nivel de Ca), el alimento debe tener regularmente un contenido bajo de Ca y una elevada tasa de P. Según Steffens (1987) el aprovechamiento del fósforo procedente de la dieta es alto; el cociente de fósforo (mg P del alimento/mg de P aumentado en el pez) está por lo general entre 2 y 3. El fósforo absorbido en exceso a partir de la ración se vuelve a excretar enseguida en forma hidrosoluble, presumiblemente con la orina. La totalidad del fósforo excretado por el pez se puede desglosar en fósforo en

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partículas al que se le suma el fósforo que es soluble, el que a su vez puede dividirse entre fósforo orgánico y PO4. Una considerable parte del PO4 está constituida por el ortofosfato inorgánico libre, el que resulta de máxima importancia para la producción primaria en el agua. Puede partirse del hecho de que la excreción de fósforo se realiza en máxima proporción con las heces en forma de fósforo en partículas, como lo demuestra Olson (1992) al medir valores de nutrientes presentes en las heces de peces, tal como se observa en el resumen de la tabla 6. Tabla 6. Nutrientes esenciales medidos en el estiércol de pescado.

Nutriente Unidad de medida

Fresco Compostado

Nitrato ppm 11,8 33,0 Nitrógeno total % 3,2 2,4 Fósforo total % 1,4 1,7

Potasio % 0,12 0,09 Magnesio % 0,25 0,28

Calcio % 3,3 4,4 Azufre % 0,5 0,3

Fuente: adaptado de Olson (1992)

De los fosfatos inorgánicos, la trucha arco iris aprovecha muy bien el fosfato de calcio (Ca(H2PO4)2), así como los de sodio y potasio (NaH2PO4 y KH2PO4). En alevinos de esta especie, con peso de 1,2 g, los contenidos de fósforo en el alimento generaron mayores crecimientos y superiores cifras de fósforo y calcio en el cuerpo total y en las vértebras. Como necesidad mínima para un normal crecimiento se ha determinado un contenido entre 7 y 8 g de fósforo kg-1 de alimento. La trucha arco iris es capaz de aprovechar bien el fosfato contenido en la harina de pescado, aún cuando a veces utiliza mejor el fósforo del fosfato sódico primario Na2HPO4 (Steffens, 1987). Fisiológicamente, también en truchas, el fosfato inorgánico proveniente de la alimentación puede absorberse en considerable cuantía mediante intercambio o depósito en forma no iónica de ácido soluble en el canal digestivo e igualmente mediante transporte en forma iónica a través del estómago hasta los músculos y tejidos estructurales. Rodehutscord (2000) menciona que para trucha arco iris, el fósforo ingerido con la dieta oscila entre el 2 y el 4%, el cual se distribuye en 0,37% para máximo crecimiento, 0,53% para máxima disposición en hueso, con lo cual el requerimiento total es de 0,90%; el resto es eliminado vía heces y excretado en orina, siendo entonces un factor de impacto ambiental por eutrofización, situación que se puede extrapolar a otras especies de cultivo.

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Por otra parte, generalmente entre un 60 y 70% del fósforo presente en materias primas de origen vegetal se encuentra en forma de fósforo fítico (Liebert y Portz, 2007), con baja biodisponibilidad para los animales, pues se trata de una molécula en gran parte indigerible, en cuanto en los monogastricos no se tienen cantidades suficientes de fitasas (mioinositol hexafosfato, fosfohidroxilasas), necesarias para liberar el fósforo; estas enzimas son producidas por hongos y bacterias, y degradan el ácido fítico en sus sales (fitatos), con lo que se libera inositol, inositol monofosfato y fosfato orgánico (Kumar et al. 2011). Como el fósforo contenido en las materias primas se encuentra principalmente como ortofosfatos (PO4-

3), será la hidrólisis del fósforo orgánico en el tracto gastrointestinal, que libera el PO4

-3, la única vía por la cual el animal pueda absorberlo y utilizarlo (Lall, 2002). Por causa de la baja actividad de las fitasas en animales, la mayor parte del fósforo fítico contenido en la dieta es eliminado con las heces generando problemas de contaminación ambiental y estimulando procesos de eutrofización en sistemas acuícolas (Nwanna y Schwarz, 2008). Así, de forma ideal, las raciones para peces deberían incluir niveles de fósforo altamente disponible, sin exceder los requerimientos para la especie a la que se le suministra. Se tiene que, en trucha arco iris, la eficiencia de la utilización del fósforo es máxima cuando la concentración dietaria es menor que los requerimientos (Rodehutscord, 2000) y decrece cuando los valores son más altos de los que se necesitan. La digestibilidad del fósforo en ingredientes comunes en dietas para peces, como la trucha, en la harina de pescado es del 45-52% (Suguiera et al. 1999). En esta especie, con un estómago verdadero que presenta digestión ácida, el coeficiente de digestibilidad aparente del fósforo puede estar entre el 40 y el 60%. El coeficiente de digestibilidad aparente del fósforo es más bajo en peces agástricos como la carpa común. Se tiene que tilapias y salmónidos utilizan el fósforo presente en la harina de pescado más eficientemente que la carpa y el bagre de canal (NRC, 1993). A nivel del impacto ambiental que se relaciona con el fósforo, Arango (2008) menciona que el peso seco del pescado es el 25% del peso húmedo y, de este, el 4,1% corresponde al fósforo. El fósforo en el alimento puede ser del 1,2% en promedio (del 0.8 al 2.2%). Así, con un factor de conversión de 2, con cada t de alimento se obtienen 500 kg de pescado fresco y 125 kg de pescado seco. Por tanto, la asimilación del fósforo para este caso equivaldría a un total de 5 kg. En una dieta de la que se ofrecen 12 kg, hay pérdida de 7 kg por cada 500 kg de pez fresco producido. Con las nuevas estrategias, como el uso de fitasas, se podría reducir entre un 15 y un 30% la capacidad poluente del fósforo en las dietas. Cualquier excedente de fósforo en la dieta se excretará principalmente por los riñones y solo una pequeña cantidad con las heces, estas se hayan protegidas por una envoltura mucosa que por lo general permanece intacta si el sedimento se retira pronto después de la deposición. Si se mantiene durante un período prolongado de tiempo, el movimiento de natación de los peces hará que se

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rompan en partículas más pequeñas, las que pueden resuspenderse y contribuir con los sólidos totales y sólidos suspendidos en el efluente, en caso de que este no se encuentre completamente asentado y eliminado antes de la descarga. Este proceso es equivalente al que se produce con las partículas de alimento no consumido (Palmer, 1993). Boyd et al. (1995) estiman que cerca de 2/3 del fósforo ofrecido a los estanques vía alimentación se acumula en el suelo de fondo. También que la mayor parte del fósforo del suelo está fuertemente unido y que sólo una pequeña cantidad es soluble en agua. Los estudios sobre adsorción y liberación de fósforo por el suelo de estanques no se consideran una fuente importante hacia el agua, pues el que es liberado por la descomposición de la materia orgánica en el fondo se adsorbe rápidamente por el suelo (muy insoluble) y poco entra al agua. Los suelos más o menos neutros en pH, tienen menor capacidad de adsorber fósforo y una mayor tendencia a liberarlo respecto a lo que ocurre con suelos ácidos (Boyd, 1995). 1.8 Estudios sobre sedimentos en Colombia Aunque son pocos los estudios específicos sobre el tema, los mayores esfuerzos investigativos en Colombia se tienen con una línea de trabajo establecida en el Instituto de Acuicultura de los Llanos, Universidad de los Llanos (departamento del Meta). En particular, en un estudio base fue analizado el sedimento proveniente de estaques piscícolas comerciales de cachama blanca (Piaractus brachypomus); en este se procedió a caracterizar la concentración de materia orgánica, pH, macronutrientes y micronutrientes en granjas localizadas en la región de los llanos. La materia orgánica encontrada en las granjas osciló entre 1,50 y 1,62%, considerados como valores bajos, pues el valor es inferior al 10%, lo que permite catalogarlo como sedimento mineral. Los valores de pH presentaron valores de 5,74 y 7,14, considerados como aptos para la producción piscícola y con especial significado en el manejo de estanques, ya que el pH modifica la solubilidad de los minerales. Los análisis revelaron diferencias entre las dos granjas objeto del seguimiento, para los valores de pH, fósforo, calcio, cobre, hierro, zinc, boro y azufre (Hernández et al. 2009). En las conclusiones mencionan que las diferencias, en lo que se refiere a la cantidad de nutrientes en el sedimento, están fuertemente influenciadas por el origen de los suelos. Aunque algunos macro y micronutrientes tienen valores altos y hay diferencias entre las granjas, no se observaron signos de toxicidad o deficiencias en los peces objeto de cultivo. Yossa et al. (2009) analizaron la granulometría del sedimento en estanques piscícolas que se utilizan para investigación en el Instituto, los que tienen más de 20 años de uso. Es estos, la arena representó más del 50%, seguida del limo y la arcilla; durante el primer muestreo se obsevó que la capa superficial solamente

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contenía limo y arcilla. El sedimento del estanque se clasificó como un suelo tipo arenoso. Los sedimentos presentaron porcentajes de materia orgánica inferiores al 10% (minerales), no aportan en la fijación de algunos de los metales presentes en el sedimento para que sean reciclados y se encuentren disponibles en la columna de agua. La importancia de conocer la granulometría de las partículas que componen el sedimento, es que determina entre otros, la textura del fondo del estanque, la fauna que habita allí, la capacidad de retención de residuos de procesos metabólicos, como amonio y fosfatos, y la afinidad de absorción para sustancias adicionadas al estanque como cal, abonos orgánicos y fertilizantes (Vialori et al. 2004). 1.9 Bibliografía Alves, R. y Baccarin, A. (2005). Efeito da produção de peixes em tanques-rede sobre sedimentação de material em suspensão e de nutrientes no córrego da arribada. Nova Avanhadava, 1: pp 329-347. Arango, J.I. (2008). Nuevos conceptos en nutrición y alimentación de tilapia. Proteína ideal y uso de enzimas. Memorias Encuentro nacional de productores de tilapia en torno a las Buenas Prácticas de Producción Acuícola (BPPA). Neiva, Huila. Arroyo, G. (1983). ¿Comment valoriser les boues de décantation?. Pisc. Fr., 72: pp 41-42. Asociación de Acuicultores de Los Llanos Orientales, Acuioriente. (2007). Manual de buenas prácticas de producción acuícola. Villavicencio, Meta. 33 p. Avnimelech, Y., McHenry, J.R. y Ross, J.D. (1984). Decomposition of organic matter in lake sediments. Environ. Sci. Technol., 18: pp 5 –11. Ayub, M., Boyd, C.E. y Teichert-Coddington, D. (1993). Effects of urea pplication, aeration, and drying on total carbon concentrations in pond bottom soils. Progressive Fish-Culturist 55, pp 210 - 213. Baez-Paleo, J.D. (2008). Ingeniería de la acuicultura marina. Instalaciones de peces en el mar. Observatorio Español de Acuicultura. Consejo Superior de Investigaciones Científicas. Ministerio de Medio Ambiente y Medio Rural y Marino. Madrid. 463 p. Banks, K. (2004). A safety assessment for land application of biosolids. WERF Report Series: Biosolids & Residuals (Project 00-PUM-6).

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2. Caracterización general de los sedimentos produc idos en una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792). Resumen El sedimento es la capa superficial del fondo en estanques o en lagunas de oxidación y se origina fundamentalmente por la deposición de sólidos en suspensión, nutrientes y partículas del suelo que están en contacto con el agua, y que son naturalmente producidos por la operación de las granjas; su disposición y manejo se constituye actualmente en un imperativo técnico, dadas las implicaciones ambientales que tienen las descargas provenientes de explotaciones piscícolas. Con el fin de establecer una línea base al respecto del impacto de la producción intensiva de truchas sobre la fuente hídrica, se caracterizó el sedimento en tres sectores: afluente, laguna de oxidación y efluente; el análisis fue de tipo general e incluyó doce parámetros, los cuales fueron medidos en tres momentos diferentes. Los valores medidos fueron comparados mediante análisis de varianza de una vía con α = 0,05 como nivel de significancia y cuando fue necesario se realizó una prueba de Tukey para precisar las diferencias. Para los parámetros de capacidad de intercambio iónico, fósforo disponible, saturación de bases, materia orgánica, carbono orgánico y granulometría las diferencias encontradas indican el efecto de la actividad de producción sobre los sedimentos; para los restantes no se demostró afectación. La estructura de recepción de aguas utilizadas o laguna de oxidación es un mecanismo válido y efectivo en la mitigación de los impactos. Se discuten aspectos sobre su eficiencia y se analizan posibles requerimientos técnicos para su instalación, considerando las particularidades de la producción de peces en aguas de baja temperatura y en sistemas de tipo intensivo. Palabras clave: sedimento, análisis general, trucha arco iris, piscicultura. 2.1 Introducción La piscicultura es un eficiente medio para producir alimento de alta calidad; la actividad involucra una estrecha interacción entre el agua y el sedimento, por lo que la escala del manejo de los componentes tendrá efecto sobre la sobrevivencia y crecimiento de los organismos cultivados (Ferraz de Queiroz, 2004). Durante el proceso de producción hay una sedimentación continua de residuos que tienen origen en una variedad de fuentes. Estas incluyen suelos erosionados, suelo lavado desde los diques o muros, heces de los animales de producción, alimento no consumido, plancton muerto, cal, abonos y partículas suspendidas que ingresan con el agua (Parra y Espinosa, 2008), por lo que en todos los sistemas acuáticos el sedimento desempeña un importante papel en la dinámica global del

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ecosistema; el suelo de los estanques piscícolas no difiere grandemente de los suelos utilizados para la agricultura en sus características físicas, químicas y mineralógicas, estando la principal diferencia en que este se encuentra continuamente inundado y el intercambio de compuestos entre los dos compartimentos (agua y sedimento) afecta en alto grado a la composición del agua (Boyd, 1995). La calidad de los suelos o sedimento en estanques se determina principalmente por el contenido de materia orgánica (MO), potencial de hidrógeno, macronutrientes y potencial redox entre otros. Los nutrientes minerales esenciales son suplidos por el suelo de fondo y su acumulación depende del potencial redox del fondo y de la actividad microbiana, las cuales determinan las formas de asociación de los metales con la matriz del sedimento (Krebs, 2003). Estos se disuelven en los poros del suelo y de allí se difunden hacia el agua, donde son absorbidos por el fitoplancton y las algas; otra significante porción es fuertemente atraída por iones de carga opuesta para formar complejos solubles o insolubles, dependiendo de las condiciones oxido-reductoras, relacionadas con la concentración de 02 en el sedimento. Los sedimentos provenientes de la producción piscícola poseen un alto contenido de nitrógeno y materia orgánica, lo cual puede mejorar las condiciones del suelo donde estos son aplicados, en relación con la fertilización y la promoción de actividad microbiana; las concentraciones de metales pesados en lodos piscícolas no sobrepasan por lo general los límites establecidos. Se podrían aplicar en suelos degradados, preservando y mejorando sus características, evitando su deterioro; es decir, actuando como un verdadero acondicionador. La investigación nacional referente a esta línea es escasa; desde una perspectiva global, pretendiendo establecer una primera serie de registros provenientes de la actividad piscícola intensiva, este proyecto se formuló con objetivos dirigidos a analizar la composición general de sedimentos presentes en afluente, laguna de oxidación y efluente provenientes de un sistema mixto de producción de truchas; la meta se focaliza en la definición de una línea base que permita generar elementos que sirvan de sustento a posibles procedimientos para la adecuada disposición, uso y manejo del material sedimentado que se produce en este tipo de explotaciones. 2.2 Materiales y métodos 2.2.1 Localización El trabajo se adelantó en las instalaciones de una explotación comercial de trucha arco iris, ubicada en el municipio de Guasca (Cundinamarca) a 2850 msnm y coordenadas 4º 48´ 36.28” LN y 73º 52’ 43.95 LO, la cual se abastece de aguas

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del río Siecha, con un caudal otorgado de 80 L s-1. La temperatura media del agua es de 11.5 0C y los paramétros fisicioquímicos de la fuente la hacen especialmente apta para adelantar la etapa de producción de semilla de la especie. Por estar especializada en la actividad mixta de producción de truchas (tanto alevinos como carne) y, además, disponer de infraestructura para la captación y manejo de las aguas servidas, en esta granja se reúnen las condiciones necesarias para el soporte experimental en lo que se refiere a disponibilidad y naturaleza de las muestras de sedimento. 2.2.2. Material experimental Se tomaron muestras compuestas por el sedimento de origen en la fuente hídrica (afluente), muestras provenientes de la laguna de oxidación y del efluente (exactamente en el sitio de descarga); en total se adelantaron 3 muestreos, realizados cada 45 días durante el período Septiembre – Diciembre de 2013. Para afluente y efluente las muestras se obtuvieron desde varios puntos de las orillas y, en el caso de la laguna de oxidación, desde un bote plástico; en todos los casos se empleó un tubo de PVC con diámetro de 3 pulgadas y 150 cm de longitud, al cual se le adaptó otro tubo de 20 cm con orificios para la eliminación de excedentes de agua (Figura 1).

Figura 1. Detalle del tubo muestreador para lodos.

En los sitios de muestreo, la colecta del sedimento fue superficial (< 10 cm) y para la recolección se trazó una ruta en zig-zag. También, de cada uno de los sitios se tomaron 12 submuestras, las que fueron homogenizadas de manera independiente dentro de un balde plástico, de forma que al final se obtuvo una única muestra compuesta por sector. Cada muestra (aproximadamente de 2 kg) de peso estuvo compuesta por la mezcla del total de las submuestras (unos 5 kg de sedimento). El material recolectado fue extendido en plataforma plástica

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durante 5 horas, lo que permitió su escurrimiento y secado. Posteriomente fue depositado en bolsas plásticas sellables, identificado y almacenado en nevera térmica hasta su traslado (< 24 horas) al Laboratorio Nacional de Suelos (Instituto Geográfico Agustín Codazzi) en donde se realizaron los análisis respectivos. 2.2.3 Datos experimentales Los datos de los muestreos realizados en cada sitio, por duplicado, provienen del afluente, la laguna de oxidación y el efluente. En total, sobre el sedimento se midieron las siguientes variables: capacidad de intercambio catiónico, calcio, magnesio, potasio, sodio, fósforo disponible, saturación de bases, bases totales, carbono orgánico, materia orgánica, relación carbono: nitrógeno y la textura. Para la estimación de pérdidas por alimentación se utilizaron dos canaletas de alevinaje previamente limpiadas; se programó una sesión de suministro con 7 raciones ofrecidas cada hora. Después de 2 horas de la última ración, se procedió a vaciar cada una de las canaletas realizando simultáneamente el cepillado de fondo, de forma que el arrastre permitiera que los residuos fuesen capturados en una trampa ubicada en el tubo de desague. Estos se dejaron secar al aire durante una hora y luego fueron empacados en bolsas plásticas sellables. El secado final se hizo en labaratorio y, después de extraer material exógeno diferente del alimento, fue pesado en balanza digital (Ohaus modelo Adventurer) con aproximación de 0,001 g. Directamente en la granja se recopiló información sobre el tipo de alimento empleado para cada fase de cultivo. Se tuvo en cuenta la casa productora, análisis bromatológico referenciado, tiempo de rotación, cantidad utilizada por tiempo, prácticas de alimentación (frecuencia y ración ofrecida). También se obtuvieron los registros sobre inventario completo de individuos, en todas las fases, presentes en la fecha de cada muestreo. Los datos incluyeron mortalidad, ovas ingresadas, traslados de alevinos y despachos. Los registros finales obtenidos resultaron de 3 muestreos realizados con diferencia de 45 días. Para cada uno se obtuvo, por duplicado, muestras representativas de sedimento de los tres sectores definidos (afluente, laguna de oxidación y efluente). En todos los casos se midieron las siguientes variables: • Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC): Es la capacidad que tiene un

suelo para retener y liberar iones positivos, merced a su contenido en arcillas y materia orgánica. Las arcillas están cargadas negativamente, por lo que suelos con mayores concentraciones de arcillas exhiben mayor capacidad de intercambio catiónico. A mayor contenido de materia orgánica en un suelo, aumenta su CIC. Igualmente, la CIC puede ser definida como la medida de las cargas negativas del suelo y se expresa en centimoles por kilogramo de suelo

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y es una medida de la cantidad de cationes fácilmente intercambiables que neutralizan la carga negativa existente en el suelo (Sánchez, com. per. 2014)1; los principales cationes intercambiables del suelo son calcio, magnesio, sodio, potasio, aluminio, hierro, manganeso e hidrógeno.

• Calcio (Ca): Elemento constituyente de la lámina media de las paredes

celulares (Lora, 2010). • Magnesio (Mg): Elemento constituyente de la molécula de clorofila y requerido

por muchas enzimas involucradas en la transferencia de grupos fosfato. • Potasio (K): Elemento requerido como cofactor por más de 40 enzimas,

además como factor regulador del movimiento del agua en la planta, en lo relacionado con la dinámica de los estomas (Castro y Gómez, 2010).

• Sodio (Na): Elemento que sustituye al potasio en algunas funciones. • Fósforo disponible: Es el fósforo disuelto en la solución del suelo y que las

plantas pueden adsorber, puesto que la mayor parte del fósforo en el suelo existe en compuestos químicos estables, sólo una pequeña cantidad de fósforo está disponible para la planta en cualquier momento dado y se determina mediante la marcha analítica conocida como Bray II (Sánchez, com. per. 2014)1.

• Saturación de bases: Cantidad de iones cargados positivamente, con

exclusión de iones de hidrógeno y aluminio, que son absorbidos en la superficie de las partículas del suelo; se mide y se expresada como porcentaje. La saturación de bases se relaciona positivamente con el pH del suelo debido a que un valor de saturación de bases alta indicaría que los sitios de intercambio de una partícula de suelo están dominadas por iones no ácidos. Se calcula como el cociente (BT/CIC x 100).

• Bases Totales (BT): Sumatoria de los iones intercambiables del suelo, que

son calcio, magnesio, potasio y sodio. • Carbono Orgánico (CO): Componente importante del ciclo global del carbono,

ocupando el 69,8 % del carbono orgánico de la biosfera. El suelo puede actuar como fuente o reservorio de carbono dependiendo de su uso y manejo. El carbono orgánico del suelo se encuentra en forma de residuos orgánicos poco alterados de vegetales, animales y microorganismos, en forma de humus y en formas muy condensadas de composición próxima al carbono elemental.

1 Agrólogo, MSc. Director Laboratorio Nacional de Suelos, IGAC.

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• Materia Orgánica (MO): Es uno de los componentes del suelo, está formada por los restos vegetales y animales que por la acción de la microbionta del suelo son convertidos en una materia rica en reservas de nutrientes para las plantas, asegurando la disponibilidad de macro y micronutrientes. La materia orgánica del suelo es cercana al 50% de carbono orgánico, así que para estimar la MO, se multiplica el CO por 2, generalmente por 1,9.

• Relación Carbono: Nitrógeno (C: N): Resulta de dividir el % de carbono

orgánico por el % de nitrógeno total e indica el grado de maduración y calidad de las sustancias orgánicas o húmicas que resultan de la síntesis de los restos orgánicos vegetales o animales que se acumulan en el suelo; un valor optimo está entre 12 y 20.

• Textura: Es la proporción en la que se encuentran distribuidas las partículas

elementales que pueden conformar el suelo. Según sea el tamaño, porosidad o absorción del agua en la partícula del suelo o sustrato, puede clasificarse en 3 grupos básicos que son: arena (fracción visible y sin coherencia, con diámetro entre 0,1 y 0,05 mm); limo (fracción no visible a simple vista, con diámetro entre 0,05 y 0,002 mm) y arcilla (fracción más fina del suelo que retiene agua, con diámetro < 0,002 mm) (Wedler, 1998).

2.2.4 Análisis estadístico El primer acercamiento al análisis de los datos fue de tipo exploratorio y descriptivo, con el fin de determinar el comportamiento de los datos sobre cada variable y precisar posibles tendencias y relaciones. Para efectos de diseño experimental, las variables respuesta fueron la serie de parámetros de composición del sedimento producido por efectos de la operación de la granja; de cada sector muestreado (afluente, laguna de oxidación y efluente) y por cada fecha, el valor de los parámetros se determinaron por triplicado. La comparación inicial entre los registros correspondientes a cada parámetro de composición se realizó mediante Análisis de Varianza de un factor (parámetro) con tres niveles (sitios de muestreo). En caso de presentarse, las diferencias fueron precisadas mediante prueba de Tukey. La comparación entre los registros de cada parámetro en los tres tiempos se hizo mediante un análisis de medias. En todos los casos se estableció la significancia en α = 0,05. La robustez del modelo se podría probar en independencia (Durban - Watson), varianza común (Levene) y normalidad (Shapiro - Wilk). El manejo de los datos se efectuó utilizando el programa estadístico de SPSS y las aplicaciones de Excel. 2.3 Resultados

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2.3.1 Caracterización general Los muestreos efectuados sobre sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente se realizaron durante los últimos cuatro meses del año 2013. Los valores de análisis general para los 13 parámetros analizados se presentan en la tabla 7 y en la tabla 8 se presentan los valores de Anova para grados de libertad, F y p. Tabla 7. Valores (media ± DE) del análisis general para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción. Parámetro Unidad Afluente

Laguna

oxidación Efluente Método analítico

CIC cmoles/kg* 5.03 ± 0.68 36.76 ± 3.43 10.30 ± 0.45 Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Ca cmoles/kg 3.63 ± 1.95 3.66 ± 0.61 2.30 ± 1.15 Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Mg cmoles/kg 0.62 ± 0.16 0.54 ± 0.17 0.31 ± 0.66 Acetato de amonio 1N y pH 7,0

K cmoles/kg 0.12 ± 0.03 0.16 ± 0.13 0.10 ± 0.06 Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Na cmoles/kg 0.10 ± 0.05 0.18 ± 0.15 0.10 ± 0.08 Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Fósforo disponible

mg/kg 25.13 ± 7.29 169.66 ± 48.95

65.76 ± 29.47

Bray II

Saturación de bases

% 77.90 ± 22.94

12.33 ±1.66 27.70 ±11.45

(B.T./CIC x 100)

Bases Totales

cmoles/kg 4.46 ± 2.00 4.53 ± 0.96 2.83 ±1.05 (Ca + Mg + K + Na)

Carbono Orgánico

% 0.36 ± 0.09 7.86 ± 0.80 1.63 ± 0.23 Walkley-Black

Materia Orgánica

% 0.69 ± 0.17 14.94 ±1.52 3.10 ± 0.43 C.O. x 1,9

Relación C:N

12.47 ± 1.13 10.58 ± 0.04 10.65 ± 0.09 (N calculado como M.O./20)

pH 5.80 ± 0.10 5.36 0.20 5.60 ± 0.26 Potenciómetro relación

suelo/agua 1:1 Granulometría Arena

% 88.83 ± 5.93 51.73 ± 5.80 82.03 ±1.85 Bouyoucos

Granulometría Limo

% 5.06 ± 2.95 38.30 ± 7.07 10.46 ± 2.06 Bouyoucos

Granulometría Arcilla

% 6.10 ± 3.20 9.96 ± 4.62 7.50 ± 2.95 Bouyoucos

* cmoles/kg = miliequivalente/100g

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Tabla 8. Valores Anova para grados de libertad, F y p del análisis general para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción.

Parámetro Grados de libertad Valor F Valor p CIC 2 208.283 0.000 Ca 2 0.993 0.424 Mg 2 3.680 0.091 K 2 0.337 0.727

Na 2 0.605 0.576 Fósforo disponible 2 15.070 0.05

Saturación de bases 2 16.030 0.004 Bases totales 2 1.377 0.322

Carbono orgánico 2 205.793 0.000 Materia orgánica 2 205.882 0.000

Relación C:N 2 7.890 0.021 pH 2 3.422 0.101

Granulometría arena 2 48.496 0.000 Granulometría limo 2 45.352 0.000

Granulometría arcilla 2 0.854 0.472 En la Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC), se presentaron diferencias significativas entre los sitios de muestreo, con el mayor registro en la laguna de oxidación. Los valores en el afluente se consideran bajos por ser menores a 10 cmoles kg-1 y en la laguna de oxidación el valor es alto por ser superior a 20 cmoles kg-1, en consonancia con la clasificación que al respecto define el IGAC (2013). Se podría relacionar con el alto contenido de arcillas, especialmente las que están asociadas con la materia orgánica fina de la laguna de oxidación, con olor típico a descomposición y con tamaño de partícula menor a 0,002 mm (Mojica y Villaneda, 2001). Finalmente el valor en el efluente puede considerarse como medio por encontrase dentro del rango aproximado de 10 a 20 cmoles kg-1 (Figura 2).

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Figura 2. Valores de Capacidad de Intercambio Catiónico CIC (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). Los valores de los iones intercambiables del suelo como calcio, magnesio, potasio y sodio no presentaron diferencias significativas entre los sitios de muestreo. El calcio en afluente y en laguna de oxidación presentó promedios considerados como medios (dentro del rango 3,0-6,0 cmoles kg-1); en el efluente, el valor de 2,3 cmoles kg-1 se considera bajo por ser inferior a 3,0 (Sánchez, com. per. 2014) (Figura 3). Los datos para magnesio son calificados como bajos en los tres puntos de muestreo; este macronutriente solo está disponible en pH mayores a 6,5 en sustratos neutros-básicos, los cuales no se reportaron en las muestras analizadas (Figura 4).

Figura 3. Valores de calcio (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

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Figura 4. Valores de magnesio (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. De los cuatro iones mencionados, cobra mayor importancia el potasio por su función como cofactor en varias enzimas y factor regulador del agua en vegetales (Figura 5). Se presentaron en el afluente una media de 0,12 cmoles kg-1, en laguna de oxidación 0,16 cmoles kg-1 y en el efluente 0,10 cmoles kg-1, valores considerados como bajos en casi la totalidad de las muestras (< 0,20 cmoles kg-1) (IGAC, 2013).

Figura 5. Valores de potasio (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. El cuarto ión analizado fue el sodio (Figura 6), también con valores medios considerados como muy bajos (< 0,30 cmoles kg-1) y sin diferencias entre los sitios de muestreo.

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Figura 6. Valores de sodio (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. En lo que se refiere al fósforo, corresponde al que está disuelto en la solución del suelo y/o sedimento y que las plantas pueden adsorber, pues sólo una pequeña cantidad está disponible para estas en cualquier momento dado. Se debe considerar también lo que reportan Alves y Baccarin (2005), quienes establecen que el 66% del fósforo aportado por la raciones alimenticias en sistemas intensivos de peces llega al sedimento, el 11% se disuelve en el agua y el 23% restante es incorporado por los peces cultivados. El fósforo disponible presentó diferencias significativas entre los sitios de muestreo (Figura 7); de un promedio de 17,0 mg kg-1en el afluente, valor considerado medio por hallarse dentro del rango de 15 a 40 mg kg-1, hay un incremento significativo hasta los 169,66 mg kg-1, valor que se califica como muy alto (> 100 mg kg-1) en la laguna de oxidación; en la zona de descarga o efluente, la reducción fue importante, con media de 65,76 mg kg-1, pero aún considerada alta por ser mayor a 40 mg kg-1 (IGAC, 2013).

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Figura 7. Valores de fósforo disponible (mg kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). La saturación de bases en el afluente presentó una media de 77,9% calificada como alta por ser mayor del 50%; en la laguna de oxidación y en el efluente, los promedios se clasifican como bajos (< 35%) (IGAC, 2013). Se encontraron diferencias significativas entre los tres sitios de muestreo (Figura 8). Para suelos de la región de Guasca (perfil de suelo CC -183), la saturación de bases puede oscilar entre 35 y 90%, considerada como media-alta, lo que se relaciona con la influencia de la composición del suelo y el registro obtenido en el afluente (IGAC, 2014).

Figura 8. Valores de saturación de bases (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05).

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Con el parámetro de bases totales (BT), entendido como la sumatoria de los iones intercambiables del sedimento, específicamente calcio, magnesio, potasio y sodio, no se presentó diferencia significativa entre los sitios de muestreo. Los niveles similares de estos elementos dentro del sedimento, indican que la operación de la granja no altera su concentración, es decir que para este caso en particular no hay un efecto negativo sobre la calidad del efluente (Figura 9).

Figura 9. Valores de bases totales (cmoles kg-1) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. El carbono orgánico (CO) y la materia orgánica (MO) son parámetros estrechamente relacionados, pues se considera que la materia orgánica en el sedimento es cercana al 50% de carbono orgánico. Para clima frío, los valores de carbono orgánico en afluente y efluente se consideran como bajos por ser menores a 2,9%. En la laguna de oxidación, la media fue del 7,86%, que es medio al encontrarse dentro del rango de 2,9 a 8,1%; en el tercer muestreo de este sitio se obtuvo un registro de 8,7% considerado como alto (IGAC, 2013) (Figura 10).

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Figura 10. Valores de carbono orgánico (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). La materia orgánica (MO) estuvo entre 0,51% y 0,85% para el afluente, 13,49% a 16,53% para laguna de oxidación y de 2,85% a 3,61% para el efluente. En el afluente, la media de 0,69% indica un suelo mineral con baja MO; en la laguna de oxidación, la media de 14,94% es propia de un suelo mineral con fuerte tendencia a suelo orgánico con zonas anaerobias (> 15%) y en el efluente, con media de 3,10%, se trata de un suelo mineral con moderada materia orgánica (Boyd, 2002) (Figura 11).

Figura 11. Valores de materia orgánica (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). Uno de los principales parámetros a controlar en los procesos de degradación de la materia orgánica es la relación C:N, la que se entiende como la fracción de

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carbono orgánico frente a la de nitrógeno. Casi la totalidad del nitrógeno presente en un residuo orgánico es biodegradable y disponible. Con el carbono orgánico ocurre la situación es inversa puesuna gran parte se engloba en compuestos no biodegradables. La relación C:N indica el grado de maduración y calidad de las sustancias orgánicas o húmicas que resultan de la síntesis de restos orgánicos vegetales o animales y que se acumulan en el sedimento; se considera un valor óptimo entre 12 y 20 (Figura 12).

Figura 12. Valores de relación C:N obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). Se presentaron diferencias significativas entre los diferentes sitios de muestreo. La media de 12,47 en el afluente indica un mayor grado de mineralización respecto a la laguna de oxidación y el efluente. Se puede postular que para suelos superficiales o sedimentos los valores basados en materia orgánica se hallan dentro de límites que oscilan entre 8:1 y 15:1 (promedio de 10:1) rango que se encontró en este trabajo. El pH del sedimento es considerado como una de las principales variables de caracterización, pues define muchos procesos químicos que tienen lugar en el sustrato. El afluente, con media de 5,8, y el efluente, con media de 5.6, se pueden considerar medianamente ácidos (rango de 5,6 a 6,0) (IGAC, 2013); el pH en la laguna de oxidación (media de 5,36) es fuertemente ácido (Figura 13).

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Figura 13. Valores de pH obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. La textura de un suelo o sedimento corresponde a la proporción en la que se encuentran distribuidas las partículas elementales que lo pueden conformar; se clasifica en 3 grandes grupos: arena, limo y arcilla. Para arena y limo se pesentaron diferencias significativas entre los sitios, mientras que estas no se determinaron para arcilla (Figuras 14, 15 y 16). La arena representó más del 50% de la composición del sedimento, sin importar su origen, seguida de limo y de arcilla. Entre tanto una mezcla similar entre arcilla y limo fue observada en la composición del sedimento en la laguna de oxidación; otra mezcla entre arena y limo con predomino de arena, se presenta en el efluente. La arena presentó el mayor valor en el afluente (media 88,83%), con un valor intermedio en el efluente (82,03%) y el menor en la laguna de oxidación (media 51,33%).

Figura 14. Valores de granulometría de arena (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05).

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Figura 15. Valores de granulometría de limo (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05).

Figura 16. Valores de granulometría de arcilla (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. 2.3.2. Pérdidas por alimentación Los resultados obtenidos en las mediciones efectuadas sobre las canaletas se presentan en la tabla 9.

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Tabla 9. Estimación de la cantidad (g día-1) y proporción (%) del alimento no consumido en canaletas de alevinaje de trucha arco iris.

Unidad Cantidad

de alevinos

LT (cm)

Alimento ofrecido (g día -1)

Alimento no consumido

(g día -1)

Alimento no consumido

(%) Canaleta B2 Canaleta B2 Canaleta B2

6.000 15.000 9.300

4,5-5,0 3,5-4,5 4,5-5,5

396,2 728,0 178,0

30,92 14,86 19,81

7,80 2,04 11,12

Canaleta B3 Canaleta B3 Canaleta B3

10.000 9.950 7.923

4,0-4,5 4,5-5,5 5,0-6,0

396,2 416,0 178,0

7,66 11,29 28,58

1,93 2,71 16,05

En la estimación del alimento no consumido realizado sobre alevinos se estableció un valor mínimo de 1,9% y un máximo de 16%, lo cual concide con registros que indican que este tipo de pérdidas se ubican entre el 2 y el 12%, con un máximo del 20% (Vásquez, 2008). La población de peces en la granja durante los dos primeros muestreos se mantuvo relativamente constante; en el tercer muestreo se presentó un incremento de casi 100.000 unidades, representadas por el ingreso de ovas y larvas en fase de reabsorción. La relación de individuos presentes en cada uno de los momentos de muestreo se resume en la tabla 10. Tabla 10. Población estimada de individuos durante los muestreos realizados.

Unidad No. individuos Observaciones Incubación 0 No hay ovas en incubación Larvicultura 0 No hay larvas en reabsorción Alevinaje I 105.000 Alevinos entre 3.0 y 4.0 cm LT Alevinaje II 200.000 Alevinos entre 4.0 y 6.0 cm LT

Levante 20.000 Juveniles entre 6.0 y 15 cm LT Ceba 11.740 Truchas entre 15 cm LT hasta sacrificio

TOTALES 336.740 Unidad No. individuos Observaciones

Incubación 0 No hay ovas en incubación Larvicultura 100.000 Larvas en reabsorción Alevinaje I 120.000 Alevinos entre 3.0 y 4.0 cm LT Alevinaje II 64.400 Alevinos entre 4.0 y 6.0 cm LT

Levante 19.800 Juveniles entre 6.0 y 15 cm LT Ceba 11.690 Truchas entre 15 cm LT hasta sacrificio

TOTALES 315.890 Unidad No. individuos Observaciones

Incubación 11.478 Ovas nacionales en incubación Larvicultura 120.000 Larvas en reabsorción Alevinaje I 100.000 Alevinos entre 3.0 y 4.0 cm LT Alevinaje II 145.968 Alevinos entre 4.0 y 6.0 cm LT

Levante 19.650 Juveniles entre 6.0 y 15 cm LT Ceba 11.660 Truchas entre 15 cm LT hasta sacrificio

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TOTALES 408.756 2.4 Discusión Las diferencias significativas encontradas en la Capacidad de Intercambio Catiónico (CIC) presentó el mayor valor en la laguna de oxidación, lo que se puede relacionar con los superiores porcentajes de contenido de arcilla, en cuanto estas dado que están cargadas negativamente; los suelos con una mayor cantidad de arcillas exhiben una superior capacidad de intercambio catiónico, lo que también ocurre con elevado contenido de materia orgánica, aumentando su CIC. Lo anterior concuerda con lo establecido por Mojica y Villaneda (2001) sobre sedimentos con alto contenido de arcilla, materia orgánica muy fina y olor característico a descomposición y un tamaño de partícula inferior a 0,002 mm, que fue precisamente la textura que se presentó a nivel de laguna de oxidación. De otro lado, los altos registros para CIC en este sitio también se relacionan por la lenta descomposición de los residuos vegetales y animales en condiciones de bajas temperaturas, indudablemente ligada a la materia orgánica (IGAC, 2013). Con los valores de los iones intercambiables del sedimento (calcio, magnesio, potasio y sodio), no se presentaron diferencias significativas entre los sitios de muestreo; estos son elementos que se encuentran disponibles como cationes de intercambio, los que son adsorbidos por las cargas negativas de las partículas arcillosas y la materia orgánica. De igual manera pueden intercambiar con otros cationes en el agua circundante y encontrarse parcialmente en el medio (Parra y Espinosa, 2008). Los registros obtenidos en los sitios de muestreo, presentaron valores ligeramente mayores en la laguna de oxidación (especificamente con magnesio y potasio), lo que también se relaciona directamente con el alto contenido de arcillas que presenta esta zona. En general los suelos del perfil CC -183 corresponden taxonómicamente a suelos llamados Typic humaquepts, que tienen bajo contenido de bases totales, es decir valores menores a 15 cmoles kg-1 (IGAC, 2014) lo que concuerda con los registros encontrados. El fósforo disponible es considerado como un macronutriente que se halla disuelto en la solución del sedimento y puede ser adsorbido por las plantas. Presentó variaciones drásticas, estadísticamente significativas, con el mayor valor en la laguna de oxidación. Es de presumir entonces que este tiene su origen, además del que ingresa normalmente desde la fuente (en baja concentración), con el que corresponde al alimento concentrado no consumido, las heces y mortalidad, entre otros. Este fósforo se precipita rápidamente formando compuestos con otros elementos químicos del sedimento, preferentemente calcio, hierro y aluminio. Sin duda se puede afirmar que la operación productiva de la granja influye en la concentración del elemento en el sedimento, pero con el diseño y el funcionamiento de la laguna de oxidación se logra reducir la concentración en el efluente hasta calificaciones de nivel medio, o incluso cercano a bajo tal como se

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refleja con el valor obtenido durante el segundo muestreo (42,8 mg kg-1). El valor de 65,76±27,47 mg kg-1 de fósforo en el efluente, es decir el fósforo que sale, puede ser también atribuido a que los fosfatos son arrastrados por el agua en laguna de oxidación y por esto no precipitan en el sedimento, haciéndolo a nivel de efluente. La absorción o liberación de fósforo en los sedimentos, depende de la oxido-reducción determinada entre otros; por el pH y el oxígeno en la interfase agua-sedimento. Posteriormente, el fósforo puede resuspenderse por acción bacterial y es aprovechado por plantas macrofitas en la laguna de oxidación y por el bajo fitoplancton que normalmente se presenta en aguas de baja temperatura; el excedente regresa al sedimento para formar parte de la materia orgánica, donde su disponibilidad depende del pH. Como lo explican Yossa et al. (2011), en la laguna de oxidación probablemente este fósforo se encuentra representado en tres fracciones: el disuelto y disponible para las plantas acuáticas; la fracción lábil donde se adsorbe en partículas de arcilla o materia orgánica y forma compuestos tipo hidróxido de aluminio e hidróxido de hierro que liberan iones fosfato y, finalmente, como una fracción no lábil que representa compuestos fosforados que se mineralizan y no están disponibles en ningún momento. El fósforo inorgánico se clasifica de acuerdo a su disponibilidad para vegetales (mediata o inmediata) en soluble, insoluble e intercambiable. La forma soluble es aprovechable para las plantas en forma inmediata, como fosfatos en la solución del sedimento. Su concentración es baja y fluctúa entre 0,20 y 0,50 mg L-1 (Stevenson y Cole, 1999). Estas referencias no coinciden con lo encontrado, pues el fósforo disponible a nivel del afluente (sedimento aparentemente sin alteración), se presentó en concentraciones entre 17,0 mg kg-1 y 31,1 mg kg-1 (promedio de 25,13 mg kg-1), las que se consideran como media (IGAC, 2013). Estas diferencias se deben a que las primeras, se encuentran en unidades de volumen para agua; mientras que las segundas se expresan en unidades de volumen para sedimento; así tendría que determinarse las equivalencias entre unas y otras. Para la región en la que se localiza la granja se reporta el perfil del suelo clasificado como CC -183 (IGAC, 2014), el cual debería ser pobre en fósforo disponible, con niveles entre 1 y 8 mg kg-1. Ahora, bien, el registro encontrado en el afluente, considerado como medio, revela que se presenta un incremento del elemento, lo que posiblemente se explica por el uso de fertilizantes agrícolas en la parte alta del río Siecha, donde existe una importante actividad agrícola. En estudios realizados en aguas cálidas con cachama blanca, Piaractus brachypomus, por Hernández et al. (2010), se determinó el comportamiento del fósforo disponible (ortofosfato) en las unidades de cultivo. Encontraron valores para sedimento (en el departamento del Casanare) de 42,7 ppm a 50,6 ppm (afluente), 60,58 ppm a 68,43 ppm (laguna de oxidación) y 16,10 ppm a 30,8 ppm (efluente); en otra finca (departamento del Meta) los registros fueron 23,1 ppm a

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29,1 ppm (efluente), 25,5 ppm a 82,9 ppm (laguna de oxidación) y 21,0 ppm a 79,9 ppm (efluente), lo que evidenciaría que el fósforo disponible no tiene un efecto acumulativo durante la fase de cultivo de los peces. Los resultados obtenidos en estas granjas y los obtenidos en el presente trabajo, indican que, tanto en el agua como en el sedimento, la cantidad de fósforo debería disminuir en el efluente, quedando la mayor cantidad en el sedimento de la laguna de oxidación (o, de ser el caso, en estanques), bien sea en forma orgánica o inorgánica. La adsorción y liberación de fósforo por el sedimento de estanques no se considera una fuente importante del mismo al agua, porque el fósforo adsorbido es muy insoluble. Sedimentos que tienden a tener un pH cercano a la neutralidad y no a la acidez, como ocurre con lo encontrado, poseen una menor capacidad de adsorber fósforo y una mayor tendencia a liberarlo, con respecto a suelos ácidos (Boyd, 1995). Sin embargo los sedimentos neutros pueden eliminar fósforo a partir del agua, es decir no son considerados como una fuente de fósforo. La concentración de fósforo en el sedimento de estanques cultivados con Lepomis spp. e Ictalurus punctatus en Auburn, Alabama, varió entre 78 a 944 mg kg-1, con un promedio de 217 mg kg-1 (Thunjai et al. 2004). Este registro parece ser más cercano a lo que se pudo determinar en el sedimento de la laguna de oxidación, donde se obtuvo un valor mínimo de 114,0 mg kg-1 y un valor máximo de 206,0 mg kg-1. Se trata de especies (bagre de canal y trucha arco iris) de peces carnívoros y requieren de un alto tenor de proteína en la dieta, el que se basa precisamente en la harina de pescado, rica en fósforo. En ambos casos, las concentraciones de fósforo que se encuentra en el sedimento se consideran altas, lo que tiene explicación por el ingreso del mismo vía alimento exógeno. Se menciona que cerca de 2/3 del fósforo que ingresa por causa de la alimentación, se acumula en el sedimento y sólo una pequeña cantidad es soluble en agua (Boyd et al. 1995); los valores determinados para la la laguna de oxidación se explican por lo anterior, actuando de forma equivalente a un estanque en tierra, pero sin contener peces. Debe también considerarse que el alimento que se ofrece a los peces es el mayor aportante de nutrientes, especialmente fósforo, al sistema y tanto la porción no consumida como la no asimilada entran al ciclo biogeoquímico del estanque de producción; igualmente las lluvias contribuyen con una pequeña cantidad del fósforo total presente en las aguas superficiales de estanques y lagunas de sedimentación (Saldias et al. 2002); esto se debe a que el agua lluvia se percola a través de roca y suelo y puede disolver pequeñas cantidades de fosfatos, a una concentración cercana a los 3 microgramos L-1 (Rodríguez y Anzola, 2001). El fósforo es considerado como el nutriente de mayor importancia en los fenómenos de eutrofización, razón de peso para buscar estrategias que busquen reducir su concentración en las zonas de descarga o efluente, buscando mejorar la calidad de los cuerpos de agua receptores (Dayton y Basta, 2005).

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La disponibilidad de fósforo en estanques ubicados en zonas lateriticas suramericanas es generalmente baja, lo que es atribuido a la alta capacidad de fijación que se da en este tipo de suelos. El pH ácido y la alta presencia de hierro y aluminio en estos, aceleran su transformación desde una mayor cantidad de fósforo a hierro insoluble y fosfato de aluminio (Chattopadhyay et al. 2003). Esta circunstancia puede también relacionarse con las condiciones que fueron observadas en el sedimento de la laguna de oxidación, el que registró los valores más bajos de pH (5,6, 5,3 y 5,3), por lo que eventualmente tendría mayor capacidad para fijar fósforo. Al respecto del fósforo en cultivo de camarón marino, Penseng (2007) registra altos niveles en los efluentes de los estanques pero que una parte es adsorbida directamente por el sedimento, lo que causa un aumento de la concentración, especialmente en la capa superficial. La evaluación revela, con base en la descarga medida en un ciclo, que bajo esas condiciones puede llegar a ser cercano a las 43 t de fósforo por año. Aún con la comprobación de la importante cantidad de nutrientes no utilizados, se confirman los beneficios ambientales que tiene el disponer de lagunas de oxidación para el manejo de las aguas residuales. En el presente caso, el tránsito del agua por la laguna redujo en un 39% la concentración del fósforo entre los sedimentos de la estructura (169,66 mg kg-1, o muy alta) y los que se encuentran en el efluente (65,76 mg kg-1, o alta). No obstante la importante reducción, es claro que la laguna existente requiere de opciones de manejo adicionales para lograr minimizar los efectos que se originan por causa del fósforo. Como se anotó, con la saturación de bases también se demostró la existencia de diferencias significativas entre los sitios de muestreo, con el mayor valor medio en el el afluente y los menores (iguales entre sí) en la laguna de oxidación y el efluente. La relación que existe a nivel edafológico entre la saturación de bases y el pH del sedimento (Castro y Gómez, 2010) se demostró en este caso, con correspondencia entre uno y otro en los lugares de muestreo; indica que los sitios de intercambio para algunas partículas de suelo están dominados por iones poco ácidos; los registros obtenidos a nivel de laguna de oxidación con media de pH de 5,36, considerado como fuertemente ácido (es decir bajo), se relacionaron directamente con una media de 12,33% de saturación de bases que también se considera baja. Con las bases totales (BT), que corresponden a la de los iones intercambiables como calcio, magnesio, potasio y sodio en el sedimento, no se presentaron diferencias significativas. Los cuatro elementos se encuentran con mayor disponibilidad en forma de iones de intercambio en partículas arcillosas y materia orgánica, razón que explica el mayor valor obtenido en la laguna de oxidación (media 4,63), respecto a los encontrados en afluente (4,46) y efluente (2,83).

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El carbono orgánico (CO) y la materia orgánica (MO) son parámetros muy relacionados entre sí; el carbono orgánico en el afluente y efluente fue bajo, mientras en la laguna de oxidación se obtuvo un valor medio y la materia orgánica sigue una tendencia similar. La media de 0,69% en el afluente se considera como un valor muy bajo, siendo un sustrato no apto para el buen crecimiento de bentos y con tendencia a ser de carácter más mineral. El valor en la laguna de oxidación (14,94%) indica un exceso de matería orgánica, siendo un sedimento propenso a presentar zonas anaeróbicas; finalmente, la media de 3,10% en el efluente indica que se trata de un sustrato mineral con moderada MO, lo cual puede ser aceptable en estanques piscícolas de aguas cálidas, cuando se suplementa con alimentación exógena (Yossa et. al 2011). La baja temperatura del trópico alto puede también influir en los valores que fueron medidos como altos en materia orgánica del sedimento, en cuanto se disminuye la actividad de la microbionta produciendo una lenta mineralización del material orgánico, aún dentro de la columna de agua. Según IGAC (2014), el horizonte A del perfil de suelo CC -183 posee elevado contenido de carbono orgánico, causado por la lenta descomposición de los residuos orgánicos en condiciones de baja temperatura, como la que se presenta en este caso; no coincide esto con el registro del afluente (0,69%, o muy bajo), pero que puede entenderse por el continuo lavado del sedimento en el lecho del río, el cual sin duda arrastra la MO. Los aportes de materia orgánica que se dan al medio por el efluente variaron entre 2,85% y 3,61%; para este caso puntual la MO descargada al ambiente fue de mayor magnitud que la ingresó a través del afluente, pero inferior a la que se encontró en la laguna de oxidación. Los valores del efluente, de acuerdo con Boyd (2008), indican que la materia orgánica se encuentra en proceso de mineralización (por ser menor al 10%). Los suelos orgánicos tienen entre 15 a 20% de carbono orgánico, es decir MO entre 30 a 40%; estos suelos no son buenos para la piscicultura en estanques en tierra y se deberían evitar (Boyd et al. 2002). Para el presente caso, los mayores valores se obtuvieron en la laguna de oxidación (13,49% a 16,53%), registros que indican no ser nocivos para la actividad, si se tiene en cuenta que las lagunas de oxidación no se utilizan para el cultivo de peces. Las concentraciones de materia orgánica en el sedimento de estanques en tierra o lagunas de oxidación, no siguen una tendencia de continuo aumento cuando se mantienen constantes las prácticas piscícolas, de especie, de siembra, de recambio de agua, de cantidad de aireación mecánica y del tratamiento del suelo de fondo; la entrada anual de materia orgánica y la tasa de descomposición de la misma, también seguirán siendo constantes (Avnimelech et al. 1984). El valor de la relación C:N fue significativamente superior en el afluente, mientras que en laguna y efluente fueron iguales. Sin embargo, todos los registros

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obtenidos se hayan dentro del rango 8:1 a 15:1, con un promedio de 10:1; se dice que un valor óptimo para que un lodo sea usado como acondicionador de suelos agrícolas, oscila entre 12 y 20 (Hickman y Whitney, 1992). La media de la relación C:N para la laguna de oxidación fue 10,58, valor cercano al que se considera como óptimo (12 a 20); la efectividad o no del acondicionador proveniente de lodos de aguas servidas de tipo agropecuario, varía con la cantidad agregada y su relación C:N. Finalmente se dice que la relación C:N de la materia orgánica que se agrega al sedimento es importante para la disponibilidad del nitrógeno y la tasa de descomposición de esta materia orgánica. La competencia por disponibilidad del nitrógeno en el sedimento ocurre cuando la materia orgánica con alta relación C:N, es incorporada al mismo suelo de fondo o sedimento. La relación C: N en sedimento superficial de tres granjas piscícolas de los Llanos Orientales, fue reportada por Yossa y Ortega (2013), para la primera, la relación presentó rango entre 8 -11:1, la segunda entre 8 -10:1 y la tercera entre 9 -11:1; no hubo diferencias significativas (p> 0.05) entre las granjas; teniendo en cuenta estos valores y los valores de este estudio (medias de 12,47, 10,58 y 10,65), se puede considerar que independientemente del clima, gran parte de la materia orgánica depositada en los sedimentos, posiblemente tiene su origen en el material orgánico alóctono, mostrando una tendencia algo mayor en zonas frías. El valor de pH fue el mismo para los sitios de muestreo y se consideran aptos para la producción piscícola; como fue mencionado, se considera importante para el manejo de estanques, pues modifica la solubilidad de los minerales (Hernández et al. 2009). El nivel de pH puede ser afectado por la concentración de CO2 en el agua y también se relaciona con la hora del día. Así, por ejemplo, a nivel del afluente (5,80) se supone entonces una baja producción de CO2, en lo que influye que no haga parte directa de la producción piscícola, la hora del muestreo y la naturaleza oligotrófica que caracterizan a este tipo de sistemas (Rodríguez y Anzola, 2001) originando una conocida relación inversa que obedece a que < CO2

> pH, es decir que la presencia de dióxido de carbono acentúa la acidez del agua. El análisis granulométrico realizado a los sedimentos para determinar la textura del suelo de fondo, se relaciona con la afinidad de absorción para sustancias adicionadas a los estanques o que llegan a la laguna de oxidación. El afluente, con media de 88,83% de arena, se clasifica como un sedimento de clase textural arenosa; el de la laguna de oxidación se cataloga como sedimento textural franco-arenoso y, finalmente, el efluente, con media de 82,03% para arena y media de 10,46% para limo, entra en la categoría de sedimento textural arenoso-franco (IGAC, 2013; Mojica y Villaneda, 2001). Entre sedimentos removidos y no removidos en estanques cultivados con bagre canal y carpa común, Brady (1990) encuentra que la densidad de partículas oscila entre 2,65 y 2,84 g cm-3 y que la práctica de eliminación de los sedimentos no influye en la densidad. La densidad aparente depende de la compactación y

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disminuye a medida que el promedio de tamaño de partículas es menor. Lo anterior concuerda con lo obtenido, donde la arena constituyó más del 50% de la composición en todos los sedimentos; por ser partículas de gran tamaño y, por tanto, mayor densidad, presentan la tasa más alta de deposición en el fondo. Por el contrario, las arcillas (partículas con menor tamaño y densidad), se presentaron reducidos niveles de composición porcentual en afluente y efluente; sin diferencias significativas, la cantidad de arcillas fue ligeramente superior en la laguna de oxidación, lo que puede relacionarse con la alta Capacidad de Intercambio Catiónico de 36,76 cmoles kg-1, (mayor a 20), que a su vez se relaciona con el buen contenido de arcilla asociada a la fina materia orgánica presente en este sitio (IGAC, 2013), obedeciendo al perfil de depocisión de arena en el fondo, limo en la capa media y arcilla en la capa superior. A nivel de afluente, afluente y laguna, estadísticamente no se presentaron diferencias en el contenido de arcillas; la posible causa de una mayor cantidad de arcillas en la laguna de oxidación, es que en ésta el flujo de agua es menor que en el afluente y en el efluente, favoreciendo así la precipitación de partículas de menor tamaño. Con el limo ocurre lo mismo en términos de nivel de concentración que con las arcillas, pero en este caso si hay diferencias, mostrando mayor valor la laguna de oxidación, que lo retiene eficientemente; tanto así que al efluente llega la misma cantidad que ingresa con el afluente (estadísticamente hablando). Es decir, para estos parámetros la laguna opera bien y lo que se pudiese producir se debe a los efectos operativos, sin generar impacto. Sobre las pérdidas estimadas de alimento ofrecido, se deben tener en cuenta tanto aspectos relacionados con la calidad misma de los concentrados utilizados como los que tienen que ver con las prácticas de alimentación que se aplican en la granja. Es un hecho que en el país hay una limitación importante respecto al número de referencias disponibles para las diferentes etapas de desarrollo de los peces en cultivo, situación que no es exclusiva para truchas (por lo general se cuenta con tamaños y formlación para “iniciación”, “levante” y “engorde”); en países con mayores niveles de producción y desarrollo de la actividad se tiene acceso a tamaños de grano o pellet que, incluso, pueden ajustarse de forma semanal. En la práctica, esta circunstancia genera que no necesariamente el tipo de concentrado suministrado sea consistente con el que el organismo requiere en términos de eficiencia productiva y que, por tanto, se pierda efectividad.en el suministro de las cantidades reales que deben ser ofrecidas a cada unidad productiva. Un complemento de lo anterior se tiene en las conversiones que registran las diferentes casas comerciales para sus balanceados; en general todas son superiores a 1, indicando que existe una fracción no aprovechada, que puede ser más o menos importante, que definitivamente llega al efluente por diferentes vías.

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El resumen de lo expuesto deriva en que, al final, las prácticas de alimentación que se aplican en las fincas se adaptan a estas dos circunstancias y, de alguna manera, puede darse que ocurra una afectación ambiental que, indirectamente, se genere por los mismos productores. Referente a lo encontrado, se debe anotar que aparentemente no hay una relación clara entre el número de peces y el porcentaje de alimento no consumido en cada momento del muestreo; parece ser, sin embargo, que hay una menor pérdida cuanto más peces hay dentro de las canaletas, lo que tiene una explicación más de manejo que de tipo biologico. Como en esta fase el suministro es ad libitum (a voluntad), se observa que hay una tendencia a ofrecer la misma cantidad por canal (en cuanto la frecuencia de suministro es alta), independientemente del número de peces presente. La práctica de alimentación que se tiene implementada en la granja es ad libitum para la etapa de inicación, en términos de manejo es una opción válida, pero es común que pueda generar una significativa cantidad de alimento no consumido, precisamente por causa de los factores anteriormente mencionados; es claro también que alimentar a voluntad requiere de experiencia en el manejo y comportamiento de los peces, situación que no siempre se da dentro del personal con la responsabilidad de la alimentación. Por tanto, resulta interesante puntualizar que un factor de contaminación (representado por el porcentaje de alimento no consumido) se puede asociar tanto a la falta de manejo de densidades similares en las unidades productivas como el que para estas etapas no se utilicen tablas de alimentación. Los datos obtenidos reflejan la tendencia a perder menos alimento cuantos más animales estén dentro de una canaleta. Es claro inferir que la optimización en el método de alimentación es un factor clave para reducir la generación de sedimentos en estanques y lagunas de oxidación y también reducir los costos por alimentación (Cho, 2006) y, cuanto menos de manera periódica, se debe conservar la opción se suministro manual dentro de las rutinas, con el fin de reducir las pérdidas de alimento. Igualmente, según Bock et al. (2006), la baja digestibilidad de las dietas incrementa la carga de los efluentes en los sistemas, dando como resultado mayores contenidos de nutrientes en las heces; así, la alimentación en piscicultura tiene una relación directa con la calidad del agua en los efluentes derivados del cultivo. Se ejemplifica lo anterior con el caso particular del fósforo. Se tiene que el contenido de fósforo en la harina de pescado es del 3,81% y la exigencia nutricional de las truchas asciende al 0,60% (NRC, 1993). La digestibilidad aparente del fósforo (% de P total) en la harina de pescado oscila entre el 66 y 74%, lo que significa un aporte en la dieta mayor del que requieren y pueden digerir en un nivel aceptable, redundando en un aporte al medio acuático (agua o sedimento).

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Al final, resultó ser clara la relación entre el número de individuos en un momento dado y la variación en alguno de los parámetros analizados. Durante el tercer muestreo, el fósforo disponible en la laguna de oxidación presentó el mayor valor (206,0 mg kg-1) cuando la población en la granja superó los 400.000 individuos. Caso similar ocurrió con la materia orgánica para el mismo sitio durante el tercer muestreo, con la mayor proporción en contenido (16,53%). Esto puede asociarse con una mayor producción de heces y posiblemente con mayor cantidad de materia orgánica generada al emplearse más unidades de manejo. 2.5 Conclusiones En la caracterización, mediante análisis general, de los sedimentos evaluados en una explotación que combina la obtención de alevinos y truchas de consumo, se demostró la existencia de diferencias en seis de los doce parámetros considerados; la variación en la composición que fue observada permite determinar que las diferencias están claramente asociadas a la operación misma de la explotación, básicamente por la tipificación y comparación de los sedimentos en el cauce principal de la fuente hídrica (afluente), la laguna de oxidación que recibe las aguas utilizadas de toda la granja y el sitio final de descarga (efluente). La composición diferencial entre los sectores se identificó en los parámetros de capacidad de intercambio iónico, fósforo disponible, saturación de bases, carbono orgánico, materia orgánica, la relación C:N y la granulometría del sedimento. En los componentes generales en los que no hubo diferencias entre los sitios, se tienen calcio, magnesio, sodio, potasio, bases totales y el pH. La existencia de una laguna de oxidación previa a la descarga tiene efectos favorables en términos ambientales, aún cuando la efectividad de la misma puede ser mejorada, lo que se sustenta en que la concentración de algunos de los parámetros difiere entre los contenidos de ingreso y los que finalmente se presentan en el efluente. En particular, es relevante que la disminución en fósforo disponible y materia orgánica son indicadores importantes de la mitigación que se alcanza con estructuras de este tipo. Las características de diseño y manejo de una laguna de oxidación para este tipo de actividad aún requieren ser precisadas tanto en lo que se refiere a sus características técnicas como en lo relacionado con aspectos de normativa ambiental. La dinámica general de parámetros indicativos de degradación debe ser contemplada en evaluaciones de más largo plazo. La relación que pueda darse en las variaciones de los parámetros con las cantidades de peces en producción es un factor de análisis relevante. 2.6 Bibliografía

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3. Caracterización puntual de los sedimentos produc idos en una explotación intensiva de trucha arco iris ( Oncorhynchus mykiss Walbaum, 1792 ). Resumen La actividad piscícola genera impactos que están relacionados con los niveles en la que esta se desarrolla. El recurso hídrico es sensible y esto ubica a la actividad en un escenario no ajeno a controversia. Específicamente en producción de truchas, se tiene que por ser sistemas de tipo intensivo, se suponen importantes variaciones en la calidad del agua utilizada en los procesos. Sobre tres muestreos realizados con diferencia de 45 días entre ellos, se analizaron de forma puntual nueve parámetros para sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente en una granja mixta de producción de trucha arco iris, ubicada en el municipio de Guasca, Cundinamarca. Para complementar análisis de carácter general previos, en este caso el análisis puntual incluyó los parámetros de pH, nitrógeno total, nitrógeno amoniacal, fósforo total, fósforo como P2O5, sólidos totales, acidez total, nitratos y nitritos. Factores como el espejo de agua y el área destinada como laguna de oxidación fueron igualmente determinados. Los valores medidos fueron comparados mediante análisis de varianza de una vía con α = 0,05 como nivel de significancia y cuando fue necesario se realizó una prueba de Tukey para precisar las diferencias. El único parámetro que presentó diferencias sginifcativas entre los sitios de muestreo fue el de sólidos totales, los cual se relaciona con aspectos como velocidad de decantación de sólidos y tipo de suelo donde se ubica la granja; los registros confirman el favorable efecto ambiental que significa disponer de una laguna de oxidación. En general, entendiendo procesos de manejo previo, la aptitud de los sedimentos para ser utilizados en actividades agrícolas se sugiere como una opión válida para la disposición definitiva de los sedimentos producidos. Finalmente, se discute sobre el diseño, la forma y el área de una laguna de oxidación, teniendo en cuenta las particularidades de explotaciones de peces en zonas frías. .Palabras clave: sedimentos, análisis puntual, Oncorhynchus mykiss, trucha arco iris, piscicultura. 3.1 Introducción El análisis del sedimento juega un papel importante en los estudios ambientales, ya que son receptores de elementos que no permanecen fijos en el suelo. Son reciclados por agentes biológicos y químicos y funcionan bien sea como fuente o como reserva de muchos de los nutrientes esenciales involucrados en procesos de eutrofización (Chanratchakool et al. 1995). Los sedimentos provenientes de la actividad piscicola presentan altos contenidos de materia orgánica y nitrógeno y su

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uso como acondicionadores mejora las condiciones del suelo, en relación con la fertilización y la promoción de actividad microbiana, si las concentraciones de metales pesados no sobrepasan límites criticos. Se pueden aplicar en suelos degradados, preservando y mejorando sus características, evitando su deterioro, es decir actuando como un buen acondicionador. En el país se cuenta con muy pocos referentes sobre el tema. Caracterizaciones y análisis sobre sedimentos en estanques piscícolas se tienen con Hernández et al. (2009), quienes evaluaron condiciones de concentración de materia orgánica, pH, macronutrientes y micronutrientes en granjas localizadas en los municipios de Villanueva (Casanare) y Lejanías (Meta), dedicadas al cultivo de cachama blanca. Entre los resultados más relevantes están las diferencias encontradas para parámetros como pH, fósforo, calcio, cobre, hierro, zinc, boro y azufre. A nivel normativo, es una exigencia ambiental que todas las granjas piscícolas deban disponer de un área para la recolección de los sedimentos que generan; en esta se promueve un almacenamiento por intervalos de tiempo variables, de manera que se permita y faciliten los procesos normales de degradación orgánica. En Colombia, las Corporaciones Autónomas Regionales no disponen de manuales de manejo en este sentido y su control se limita a constatar la existencia de lagunas de sedimentación. Desde una perspectiva que pretende establecer los primeros registros sobre producciones piscícolas de tipo intensivo, el objetivo de este trabajo estuvo dirigido a analizar la composición puntual de sedimentos presentes en afluente, laguna de oxidación y efluente en un sistema mixto de cultivo de trucha arco iris. Se trata de definir una línea base que genere elementos para sustentar posibles procedimientos para la adecuada disposición, uso y manejo del material sedimentado que se produce en este tipo de explotaciones. 3.2 Materiales y métodos 3.2.1 Localización Las muestras de sedimento a nivel de afluente, laguna de oxidación y efluente, se obtuvieron en una granja especializada en la producción comercial de semilla y truchas de consumo ubicada en la Vereda Santa Ana Alta, municipio de Guasca (Cundinamarca); se localiza a 2850 msnm, utilizando como fuente de agua al río Siecha del que se deriva un caudal de 80 L s-1 y mantiene una temperatura media de 11 0C. 3.2.2. Recolección de muestras

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Esta granja opera de forma mixta en términos de producción de truchas (alevinos y carne) y, además, dispone de infraestructura para la captación de las aguas servidas. Se tomaron 3 muestras compuestas del sedimento de origen en la fuente hídrica (afluente), 3 muestras compuestas del sedimento en la laguna de oxidación y 3 muestras compuestas del sedimento en el efluente o zona de descarga; los muestreos se realizaron cada 45 días durante el período de septiembre a diciembre de 2013. Para afluente y efluente las muestras se recolectaron desde varios puntos en las orillas y, en el caso de la laguna de oxidación, desde un bote plástico; en todos los muestreos se empleó para la colecta un tubo de PVC con diámetro de 3” y 150 cm de longitud, al cual se le adaptó otro tubo de 20 cm con orificios para eliminación de excedentes de agua. Para cada muestreo y para los 3 sitios definidos, la captura del sedimento fue superficial, en ruta de zig-zag. Se tomaron 12 submuestras a lo largo y ancho del afluente, 12 submuestras para la laguna de oxidación y 12 submuestras del efluente; posteriormente fueron homogenizadas de manera independiente dentro de un recipiente plástico de forma que se obtuvo una única muestra compuesta para cada sitio. En todos los casos la colecta se realizó a una profundidad entre los 0 y los 10 cm. Con el fin de determinar el espejo de agua y el volumen total contenido, se realizó la medición en área (m2) de todas las unidades de producción que se encontraban en operación dentro de la granja durante el periodo de trabajo. 3.2.3 Manejo de las muestras Cada muestra con aproximadamente 2 kg de peso provino de la mezcla representativa de 5 kg de sedimento. El material recolectado fue extendido para escurrimiento y secado durante 5 horas. Posteriormente fue depositado dentro de bolsas plásticas selladas, con identificación completa indicando el sitio de origen y la fecha de recolección. Cada muestra se mantuvo en nevera térmica hasta su transporte a laboratorio, en donde se adelantaron los correspondientes análisis. 3.2.4 Datos experimentales Los registros finales obtenidos resultaron de 3 muestreos realizados con diferencia de 45 días. Para cada uno se obtuvo, por duplicado, muestras representativas de sedimento de los tres sectores definidos (afluente, laguna de oxidación y efluente). En todos los casos se midieron las siguientes variables: • pH: medida de la acidez o alcalinidad en los suelos. Se define como el

logaritmo (base 10) negativo de la actividad de los iones hidronio (H+ o más

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precisamente H3) en una solución. El pH es considerado como una de las principales variables en los suelos, pues es condicionador de varios procesos químicos.

• Nitrógeno total: corresponde a la suma total del nitrógeno que incluyen las

formas de nitrógeno orgánico, nitrógeno amoniacal, nitratos (NO3) y amonio (NH3).

• Nitrógeno amoniacal: se trata del nitrógeno que se encuentra retenido en las

arcillas del suelo. Es la suma de los nitrógenos presentes en los compuestos amonio (NH3) y amoniaco (NH4+).

• Fósforo total: es considerada una medida de la capacidad del suelo para

suministrar fósforo a la solución del suelo; generalmente comprende el fósforo ligado a todas las fracciones, es decir el fósforo en el complejo arcillo-húmico, en calcio, en las arcillas y en otros complejos orgánicos; es decir, todas las formas del fósforo en el suelo que no son disponibles (Castro y Gómez, 2010).

• Fósforo como P 2O5: es una forma de fósforo ligado al óxido de fósforo,

conocido como fosfato. Se obtiene mediante combustión directa del fósforo y oxígeno puro. La solución en agua es un ácido fuerte. Es higroscópico, muy soluble en agua, con la que reacciona para formar ácido ortofosfórico (H3PO4).

• Sólidos totales : son los sólidos que contiene la fuente y que en la práctica corresponden a la sumatoria de los sólidos en suspensión y los sólidos solubles. Se expresa en g/100g y se determina por el método analítico de la NTC Gravimetría.

• Acidez total : hace referencia a la acidez intercambiable, la cual está dada por el aluminio más el hidrógeno en el complejo arcilllo-húmico del suelo y que, dependiendo del pH, se relaciona con el grado de toxicidad del aluminio (Sánchez, com. per. 2014).

• Nitratos (NO 3): compuestos que están presentes naturalmente en suelos,

agua, vegetales y tejidos animales. Los niveles en suelos agrícolas y en agua se ven incrementados por la utilización de fertilizantes nitrogenados.

• Nitritos (NO 2): son compuestos formados biológicamente por la acción de

bacterias nitrificantes, en un estadio intermedio en la formación de nitratos. La concentración del mismo en agua y vegetales es generalmente baja y se considera un indicador del grado de contaminación en los suelos (Lora, 2010).

3.2.5 Análisis estadístico

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El acercamiento incial al análisis fue de tipo exploratorio y descriptivo, con el fin de determinar el comportamiento de los datos en cada variable y precisar posibles tendencias y relaciones. Para el diseño experimental, las variables respuesta fueron la serie de parámetros de composición del sedimento en lo que se refiere a un análisis puntual; el valor de cada parámetro fue determinado por triplicado. La comparación entre los registros se realizó mediante Análisis de Varianza de un factor (parámetro) con tres niveles (sitios de muestreo). En caso de presentarse, las diferencias fueron precisadas mediante una prueba de Tukey. La comparación entre los registros de cada parámetro en los tres tiempos se hizo mediante un análisis de medias. En todos los casos se estableció la significancia en α = 0,05. La robustez del modelo se probó en independencia (Durban - Watson), varianza común (Levene) y normalidad (Shapiro - Wilk). El manejo de los datos se efectuó utilizando el programa estadístico de SPSS y las aplicaciones de Excel. 3.3 Resultados 3.3.1 Caracterización puntual Los muestreos efectuados sobre sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente se realizaron durante el último cuatrimestre del año 2013. Los valores del análisis puntual se obtuvieron para nueve parámetros, registrándose los datos que se presentan en la tabla 11 y en la tabla 12 se presentan los valores de Anova para grados de libertad, F y p. Tabla 11. Valores (media ± DE) del análisis puntual para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción. Parámetro Unidad Afluente

Laguna

oxidación Efluente Método analítico

pH 5.87± 0.50 5.89 ± 0.41 6.13 ± 0.52 LBC 44 potenciómetro

Nitrógeno total

g/100g 0.07± 0.00 0.12 ± 0.69 0.33 ± 0.18 Suma de nitrógenos

Nitrógeno amoniacal

g/100g < 0.01 < 0.01 < 0.01 NTC 211 destilación

Fósforo total

g/100g 0.06 ± 0.01 0.04 ± 0.01 0.10 ± 0.07 NTC 234 colorimetría

Fósforo total P2O5

g/100g 0.15 ± 0.02 0.09 ± 0.04 0.22 ± 0.18 NTC 234 colorimetría

Sólidos totales

g/100g 90.15 ± 1.70 23.66 ± 1.83 71.96 ± 9.11 NTC 35 gravimetría

Acidez total

g/100g 0.04 ± 0.02 0.01 ± 0.00 0.05 ± 0.03 LBC 349 volumetría

Nitratos g/100g 0.00 ± 0.00 0.00 ± 0.00 0.00 ± 0.00 LBC 109

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colorimetría Nitritos g/100g 0.00 ± 0.00 0.00 ± 0.00 0.00 ± 0.00 LBC 303

colorimetría Tabla 12. Valores Anova para grados de libertad, F y p del análisis puntual para sedimentos de afluente, laguna de oxidación y efluente en la granja de producción.

Parámetro Grados de libertad Valor F Valor p pH 2 0.060 0.784

Nitrógeno total 2 4.332 0.068 Fósforo total 2 1.245 0.353 Fósforo P2O5 2 0.946 0.439

Sólidos totales 2 118.823 0.000 Acidez total 2 2.049 0.210

Nitritos 2 1.175 0.371 Con el pH, utilizando el método analítico de potenciometría, no se presentaron diferencias significativas entre los tres sitios de muetreo (Figura 17).

Figura 17. Valores de pH obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. De igual manera, el nitrógeno total, entendido como la suma de nitrógeno orgánico, nitrógeno amoniacal, nitratos (NO3) y amonio (NH3), no presentó diferencias significativas entre los sitios de muestreo (Figura 18), si bien se observa una tendencia al incremento desde el sitio de captación hasta la descarga.

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Figura 18. Valores de nitrógeno total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Referente al nitrógeno amoniacal, que corresponde a la suma del nitrógeno presente en amoniaco (NH+4) y amonio (NH3), se obtuvo un único registro para la granja (0,01 g 100g-1), que se considera bajo y por debajo de los valores máximos permitidos; lo que indica que la producción en el nivel de la granja no afecta el nivel del parámetro. El único dato que se pudo obtener para los tres sitios durante los tiempos de muestreo, indica también que este parámetro es poco detectable por el método analítico empleado (NTC 211 destilación); este sistema de medición no fue sensible a las bajas concentraciones en las que aparece el nitrógeno amoniacal en el sedimento acuícola de los sitios evaluados. El fósforo total se considera como la capacidad del sedimento para suministrar fósforo a la solución del mismo; en la finca no se encontraron diferencias significativas entre los sitios de estudio (0,06 g 100g-1 en afluente, 0,04 g 100g-1 en laguna de oxidación y 0,10 g 100g-1 en efluente) (Figura 19); esto ratifica que la concentración de fósforo en la solución de sedimento generalmente es muy baja y no refleja la cantidad de fósforo (disponible) que las plantas acuáticas pueden potencialmente absorber para su normal crecimiento. Por tanto, la operación de la granja no tiene efectos sobre el nivel de fósforo total en el sedimento.

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Figura 19. Valores de fósforo total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. El fósforo como P2O5 es una forma de fósforo ligado a un compuesto químico, como el óxido de fósforo o fosfato. Al calcular el fósforo como óxido de fósforo (P2O5) el resultado es mayor respecto al fósforo total, pues su peso molecular es superior; sin embargo siguen una tendencia similar y no se presentaron diferencias significativas entre los sitios muestreados (Figura 20).

Figura 20. Valores de fósforo como P2O5 (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

El parámetro de sólidos totales hace referencia a los sólidos que se encuentran en el agua corriente y generalmente comprende el conjunto de los que están en suspensión y los solubles. Se presentaron diferencias significativas entre los tres sitios de muestreo, con medias de 90,15 g 100g-1, 23,66 g 100g-1 y 71,96 g 100g-1, para afluente, laguna de oxidación y efluente respectivamente (Figura 21).

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Figura 21. Valores de sólidos totales (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Barras con letras diferentes expresan diferencias significativas (p<0.05). La acidez total o acidez intercambiable se relaciona con el grado de toxicidad del aluminio, lo que depende del pH. Entre los tres sitios, no se presentaron diferencias significativas; luego, el cultivo de truchas o nivel de producción de la finca, no tiene efectos sobre este parámetro (Figura 22).

Figura 22. Valores de acidez total (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. A nivel de nitratos y nitritos, los valores encontrados fueron calificados como muy bajos (medias con tendencia a cero) y no se presentaron diferencias entre los sitios de muestreo (figuras 23 y 24).

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Figura 23. Valores de nitratos (g/100g) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

Figura 24. Valores de nitritos (g/100g) (%) obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente. Anterior al primer muestreo, se midieron con cinta métrica, cada una de las unidades de manejo con que cuenta la granja para su normal funcionamiento, incluyendo la laguna de oxidación. Las medidas tomadas para cada contenedor fueron ancho, largo y profundo (Tabla 11).

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Tabla No. 13. Estimación del espejo de agua y volúmenes de las unidades de manejo.

Unidad Descripción Cantidad Área unidad

(m2)

Volumen unidad

(m3)

Observaciones

Incubación Incubadora 3 3,16 0,14 Tipo Heath Larvicultura Canaleta 12 5,4 1,32 Fibra de vidrio Alevinaje I Canaleta 10 8,0 2,0 Fibra de vidrio Alevinaje II Canaleta 16 26,54 11,27 Cemento

Levante Estanque 8 111,62 58,62 Cemento Engorde Estanque 6 127,94 76,68 Cemento Totales 55 282,66 150,03 Laguna

oxidación 1 191,25 95,62 67,66% del área

total Como se ve, el área de la laguna de oxidación es de 191,25 m2, lo que equivale al 66,67% del espejo total de agua en la granja de producción. 3.4 Discusión Con los registros que por segunda vez se tomaron sobre el pH se confirma que no hay diferencias entre los tres sectores. En general, los registros se aproximan a valores de 6,0, (ligeramente ácido a neutro), por lo que se presume que existe una baja alcalinidad total (parámetro no evaluado), situación con la que se podría inferir cierta estabilidad del pH (Rodríguez y Anzola, 2001). La alcalinidad se considera una medida de la capacidad de un sistema para nutralizar los ácidos. En este caso, una baja alcalinidad infiere que el sistema está menos protegido contra los cambios de pH, por la entrada de suastancias ácidas, por ejemplo las lluvias. El nitrógeno total mide todo el nitrógeno presente en el sedimento, especialmente el de sustratos orgánicos y no está disponible para las plantas; solamente cuando se inicia la mineralización de la materia orgánica, toma formas asimilables por el fitoplancton como por ejemplo nitritos y nitratos. Para para clima frío y a nivel de afluente y laguna de oxidación, con medias de 0,07 g 100g-1 y 0,12 g 100g-1 respectivamente, se pueden considerar como valores bajos (< 0,25); a la vez en el efluente con una media de 0,33 g 100g -1 el valor asume como medio (entre 0,25 a 0,50) (IGAC, 2013). Los mayores registros de nitrógeno total en el efluente podrían indicar que se trata de un suelo mineral con moderada materia orgánica (Boyd, 2002), en este caso con un contenido de MO del 3,10%; igualmente puede tener relación con el manejo de la alimentación ad libitum, que origina un porcentaje significativo de alimento no consumido, del que depende la cantidad de amonio y nitritos (Yossa

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et al. 2011). El uso de tablas reguladas de alimentación, basadas en cargas reales de biomasa, podría disminuir la magnitud del parámetro y, por tanto, su concentración en el efluente. Es evidente que a nivel de laguna de oxidación, este parámetro sigue siendo bajo, lo que indica que la remoción de nitrógeno es eficiente, posiblemente por la presencia de plantas macrofitas; sin embargo, a nivel de efluente, el registro alcanza un valor medio, el crecimiento de macrofitas tambien a nivel de efluente, se considera parte del tratamiento del mismo; la concentración registrada de 0,33 g 100g -1 no necesariamente tiene un afecto ambiental sobre la la fuente. Los datos indican que posiblemente, una porción importante del nitrógeno total es nitrógeno orgánico; así la mayor cantidad de nitrógeno orgánico en el efluente, puede estar relacionada con la resuspensión de material, por la velocidad del flujo. En el caso de aguas cálidas, a mayor tasa de aplicación de los fertilizantes, menos nitrógeno y fósforo son eliminados directamente por los peces (Gross et al. 2000); el nitrógeno de los fertilizantes que no es eliminado por esta vía, puede ser incorporado al sedimento como nitrógeno orgánico o se pierde a la atmósfera a través de la desnitrificación y la volatilización del amoniaco. Esto puede explicar los bajos niveles de nitrógeno total que se encontraron. Se anota que en el caso de truchas no hay ingreso adicional por causa de aplicación de fertilizantes. Referente al nitrógeno amoniacal, el único valor obtenido fue de 0,01 g 100g -1. El amoniaco ionizado (NH+4), el nitrito (NO2) y el nitrato (NO3) son formas comunes de nitrógeno inorgánico en sistemas acuáticos y están naturalmente presentes por causa de la deposición atmosférica en aguas superficiales lóticas, en fuentes derivadas de las actividades humanas y en la disolución de yacimientos geológicos ricos en nitrógeno (Camargo y Alonso, 2006). Al contrario del NH+4, la forma no ionizada (NH3) es de alta toxicidad para los animales acuáticos, particularmente para peces. El nitrato es poco tóxico y un nivel máximo de 2 mg NO3 L

-1 ha sido propuesto como seguro para organismos acuáticos; además, la acción de bacterias Nitrobacter, permiten el paso de nitritos (NO2 + ½ O2) a nitratos (NO3) que son formas asimilables por el fitoplancton (Rodríguez y Anzola, 2001). Los niveles tóxicos del amoniaco no ionizado en exposiciones de corta duración varían entre 0,6 y 2,0 mg L-1, con efectos subletales que se manifiestan entre 0,1 y 0,3 mg L-1. El pH y la temperatura regulan la proporción de amoniaco total que existe en la forma no ionizada (Rodríguez y Anzola, 2001). El aumento del pH y de la temperatura, incrementan el porcentaje de amoniaco no ionizado y, por consiguiente, su toxicidad; en este caso, con la combinación de temperatura reducida (11 °C) y el bajo pH (5,2 a 6,1), los comp uestos nitrogenados presentan bajas concentraciones.

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En fósforo total se ha demostrado que dentro de la capa de los primeros 20 cm las concentraciones poco cambian (Masuda y Boyd, 1994b). Así, el procedimiento utilizado para extraer sedimento a una profundidad de 10 cm resulta ser válida en términos de representatividad. Aunque la laguna de oxidación de la granja no es sometida a un mantenimiento continuo de retiro de los lodos superficiales, presentó (sin ser significativo) el valor más bajo de fósforo total. Si se generan disturbios por causa de la limpieza ocasional de vegetación acuática, situación que posiblemente ayuda a reducir ligeramente el nivel de fósforo total presente. A nivel del efluente, el aumento en la magnitud del parámetro puede estar relacionado con el moderado contenido de materia orgánica que presenta este sitio (media del 3,10%). Los rangos que normalmente se encuentran en estanques cultivados con bagre canal, son concentraciones de fósforo total que oscilan entre 0,9 y 2,2 g 100g-1 y para fósforo disponible concentraciones entre 462 y 1.712 mg kg-1, a un pH que estuvo entre 6,4 y 7,4. Masuda y Boyd (1994ª), encuentran que el secado de estanques entre cosechas puede reducir las concentraciones de fósforo; cuando los suelos de los estanques son secados y cultivados de nuevo, se promueve el contacto con el oxígeno atmosférico, lo que mejora la actividad microbiana y la química oxidativa de la materia orgánica y otras sustancias reducidas.

La forma P2O5 del fósforo se calcula con base en un compuesto de óxido, pero muestra una tendencia que es prácticamente igual a la del fósforo total; si bien los valores son superiores, existe igualdad estadística entre los tres sectores. En general los registros reportados coinciden con Ozbay y Boyd (2004), en dónde se postula que por lo general a nivel de efluentes, existe un ligero aumento del fósforo total, es decir que no presenta una significativa reducción. Mucho de este fósforo total se asocia a materia orgánica particulada, plancton vivo, detrito y partículas minerales; así, la reducción de fósforo total es similar a la de sólidos decantados, sólidos suspendidos y turbidez. El fósforo soluble puede reducirse luego de 48 horas, debido a la adsorción de éste por las partículas minerales decantadas del sedimento; mientras el incremento se debe a la liberación por la degradación de la materia orgánica, por bacterias y otros organismos heterotróficos.

Referente a sólidos totales, el dato en el afluente indica que la carga natural de la fuente fue elevada, por lo menos durante el periodo de muestreo; también sugiere que la existencia de la laguna de oxidación deriva en un tiempo de retención aceptable para decantar una elevada proporción de sólidos, tanto los provenientes del río mismo como los que se adicionan por causa de la operación de la finca. Por lo anterior, sería lógico suponer una carga en el efluente menor a la que fue encontrada, lo que no se obtuvo; es factible que, si bien hay remoción efectiva y significativa con respecto al afluente, la laguna puede presentar un nivel de

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colmatación que hace que se pierda eficiencia en la captura de sólidos. También la razón de encontar más sólidos totales en el afluente y en el afluente, respecto a laguna de oxidación, puede estar en la velocidad de la corriente en donde fue medido, el flujo de agua es mayor en afluente y efluente donde puede resuspender sedimentos del fondo, respecto a la laguna Sobre sólidos totales Brinker y Rosch (2005) establecen que el tiempo de residencia del agua en un estanque de sedimentación (laguna de oxidación para este caso), es uno de los factores que condiciona directamente el tamaño y el número de unidades que son necesarias para tratar el efluente. La sedimentación es un proceso mecánico eficiente para la remoción de sólidos en suspensión, si bien es solamente una parte del tratamiento del efluente. Deben ser evitadas situaciones que promuevan la fragmentación de las partículas suspendidas, lo que por ejemplo ocurre con turbulencia que origina el uso de aireadores. En el caso de la granja, los datos confirman la eficiencia de la laguna de oxidación, sitio en el que se obtuvo el menor registro de sólidos totales (media de 23,66 g 100g -1). Si bien en el efluente la carga se incrementa, esta continúa siendo significativamente menor que la registrada para la que ingresa por el afluente.

Para el parámetro, se concluye que se presenta una ventaja real, en términos de mejoramiento de la calidad de agua, con la existencia de producciones de peces. Se trata de una situación interesante no abordada en la normativa vigente. En efecto, los sólidos en suspensión consituyen uno de los parámetros bajo los cuales se calculan los costos por concepto de Tasa Retributiva establecidos por las Corporaciones Autónomas Regionales; es decir, la legislación contempla el cobro en el caso de incremento por causa de la explotación, pero no lo hace cuando el ejercicio de la actividad demuestra ofrecer beneficios ambientales. La misma situación se presenta con los parámetros de oxígeno disuelto y la demanda bioquímica de oxígeno, los que son también la base para los costos que tiene el uso de las fuentes hídricas.

Para acidez total, todos los valores se clasifican (IGAC, 2013) como bajos (entre 0,01 y 0,08 g 100g -1), lo que tiene relación los registros de pH en el sedimento. Valores superiores a 5,5 constituyen el nivel crítico en el cual el aluminio es retenido por las arcillas y aumenta su grado de toxicidad. Puntualmente en la laguna de oxidación, con media de pH de 5,36 (la más baja), se obtuvo una media de acidez total de 0,016 g 100g -1 (también la más baja), lo que confirma la directa relación existente entre los dos parámetros. Los compuestos nitogenados como el amoniaco ionizado (NH+4), el nitrito (NO2) y el nitrato (NO3) son las formas más comunes del nitrógeno inorgánico disuelto en ecosistemas acuáticos (Camargo y Alonso, 2006); el valor de 2 mg NO3,

considerado seguro para especies acuáticas, es muy superior al encontrado de 0,002 g 100g -1, indicando que no representa un problema de tipo biológico. Los

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nitritos (NO2) se producen por la acción de bacterias nitrificantes, en un estadio intermedio en la formación de los nitratos. Su concentración en el agua tiende a ser baja y se considera un indicador del grado de contaminación en sedimentos. Todos los registros, sin importar su origen (afluente, laguna de oxidación y efluente), fueron clasificados como muy bajos (valores entre 0,00001 y 0,00015 g 100g -1) lo que podría interpretarse por las mismas razones de los nitratos, es decir por la combinación entre un nulo aporte de fertilizantes y un alto nivel de oxígeno disuelto (> 8,0 ppm). El alto recambio de agua en las unidades de manejo, que bien puede aproximarse a 1,5 veces por hora en la granja, es factor que coadyuva en la reducción de los compuestos nitrogenados hasta concentraciones que no se consideran tóxicas. Rodríguez y Anzola (2001), establecen que la concentración permitida de nitritos en aguas frías debe ser inferior a 0,10 mg L-1; en este caso los registros obtenidos se categorizaron como muy bajos. En general, para los compuestos nitrogenados de interés en piscicultura como amonio, nitrito y nitrato, la concentración aumenta y se vuelve tóxica bajo condiciones de alta temperatura del agua, pH alcalino y bajo oxígeno disuelto, condiciones que no se presentan en la granja. En términos ambientales, en los referentes que se establecen para las condiciones nacionales, las lagunas de oxidación en granjas piscícolas deben permitir la retención del 80% de sólidos en suspensión, poseer un área cercana al 10% del espejo total de agua y una profundidad mínima de 2 metros, con el fin de garantizar un tiempo de retención entre 3 y 5 días (Departamento del Meta, Guía Ambiental Piscícola, 2007). En estas estructuras se recomienda la siembra de especies vegetales como el buchón y el helecho de agua, con el fin de disminuir la concentración de sólidos y la absorción de elementos como nitrógeno y fósforo. Es claro que se trata de condicionamientos demasiado generales, en los que no se hace claridad entre los tipos de producción que caracterizan las especies de clima frío o cálido. En aguas cálidas, para especies como cachama y tilapia se dispone de estanques en tierra con gran área, bajos recambios de agua, uso de abonos y fertilizantes, alta acumulación de sedimentos en los estanques, por lo que en la práctica cada unidad opera como una laguna de oxidación; contrariamente, en aguas frías y para trucha arco iris en específico, se dispone de estanques construidos en material inerte, con pequeñas áreas, alta tasa de recambio y la acumulación de sedimentos es reducida por las constantes rutinas de limpieza. El tiempo de retención en la laguna de oxidación, se calculó midiendo con cinta métrica la laguna (22,5 m de largo x 8,5 m de ancho) y se obtuvo un área de 191,25 m2; luego en varios sitios se midió la profundidad, obteniéndose un promedio de 0,5 m. Con este registro se estimó el volumen de la laguna (191,25 m2 x 0,5 m = 95,62 m3). Sí la entrada de agua a la granja es de 80 L s-1, el tiempo que tarda en llenarse e iniciar el recambio es de 20 minutos aproximadamente. Pardo et al (2006) establecen una retención mínima de 48 horas, con el fin de

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alcanzar el que en la zona de descarga la cantidad de sólidos en suspensión no superen los 30 mg L-1. El tiempo de retención que fue medido tiene origen en el reducido volumen que temporalmente se presenta en la laguna de oxidación, debido a su baja profundidad (0,5 m), lo que es debido al nivel de colmatación que actualmente se presenta por el sedimento acumulado. De esto se infiere que el área que debe tener una laguna, con base en la relación con el espejo de agua de una granja dada, puede no ser el criterio más importante en el diseño; la combinación entre área y volumen almacenado puede ser una directriz más conveniente, aunque se reconoce que se trata de un índice que debe ser técnicamente establecido y normativamente precisado, todo con base en las carácterísticas actuales de desarrollo piscicola nacional. Boyd y Gross (1998) demuestran que la concentración de sólidos totales, fósforo total, turbidez, demanda bioquímica de oxígeno, nitrógeno amoniacal y nitrógeno total, pueden reducirse en el efluente mediante una adecuada sedimentación. La eliminación del 75% o más de sólidos totales y de fósforo total, la reducción del 40% en la demanda bioquímica de oxígeno y la turbidez, se producen dentro de las 8 primeras horas de colmatación. El uso de sedimentos piscícolas para la actividad agrícola, debe cumplir con requisitos que lo habilitan como acondicionador de suelos; la relación C:N cercana a 30:1 es uno fundamental, pues es clave para la disponibilidad del nitrógeno y la tasa de descomposición de la materia orgánica; esta relación en el suelo, comúnmente se halla en un rango de 8:1 a 15:1, con un promedio de 10:1. Para este parámetro, el sedimento de la laguna de oxidación tuvo un valor medio de 10, 58, lo cual lo haría apto para su uso como acondicionador; los suelos con alto contenido de materia orgánica tienen mejoradas sus condiciones físicas, por estas razones algunas marcas de acondicionadores de suelo, prueban y disponen de la materia orgánica para mejorar las propiedades físicas de los suelos (Klute, 1986). Adicionalmente, para los cuatro nutrientes a saber calcio, magnesio, potasio y sodio, este tipo de sedimento revela su buena calidad para ser utilizado como acondicionador de suelos, lo que se busca es que el compuesto agregado libere algunos nutrientes disponibles, más no que contarreste una deficiencia, labor esta asumida por los fertilizantes (Sánchez, com. per. 2014). En países con legislaciones más estrictas se utiliza la aplicación de los lodos residuales sobre suelos agrícolas (Banks, 2004), con lo que se mejoran la estructura, porosidad y permeablilidad, además de una adecuada cantidad de materia orgánica incorporada. Según Hickman y Whitney (1992), esto ha generado un excelente mercado para los biosólidos o sedimentos ya trabajados, con un bien de valor económico y con potencial interesante, lo que cumple postulados de verdadera sustentabilidad ambiental. El uso de biosólidos provenientes de cultivos de salmónidos no afecta significativamente las propiedades químicas del suelo, aumentando el fósforo y algunas bases en la caso de aplicar altas dosis (Salazar et al. 2005). Olson (1992), al respecto indica que, previa establización, los

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sedimentos provenientes de salmonicultura se pueden utilizar como buenos recuperadores del suelo. Métodos de aprovechamiento de este tipo de sedimentos para agricultura o suelos degradados, especificando las etapas de manejo, en términos de temperaturas de digestión, tiempos de retención, formación de biosólidos y forma de aplicación se describen en EAAB (2014). Los protocolos de Teuber et al. (2007) y Celis (2007) son más específicos en lo referente a manejo para acondicionar suelos con base en sedimentos provenientes de producciones intensivas de salmones; en estos casos, los suelos tratados incluyeron cultivos de papa, maíz y pasturas; los autores puntualizan sobre cantidades y modos de aplicación, incluyendo las relaciones de los tratamientos con la productividad, la cual demostró ser incrementada. Finalmente sobre las estructuras destinadas para la captura de sólidos producidos en piscicultura, se debe reconocer la existencia de vacios importantes en lo que se refiere a diseño, contrucción y regulación legal. Yossa et al. (2011), aclaran incluso el concepto y en cuanto al interior de las denominadas lagunas de oxidación, ocurren procesos de descomposición de materia orgánica, remoción de patógenos y menor descarga de nutrientes a los cuerpos receptores se deben denominar como lagunas de estabilización. Aglutinando criterios de Olson (1992), Tebbut (2008) y Wedler (1998) las siguientes son directrices que deben ser tenidas en cuenta para el montaje de este tipo de estructuras en granjas específicamente destinadas a la producción de truchas: a) Área mínima del 30% del espejo total de agua en la explotación b) Profundidad media entre 1 y 2 metros c) Forma rectangular, en una relación 3:1 d) El mayor tiempo de retención posible e) Tasa promedio de acumulación de sólidos de 0,3 m3 año-1 f) Promover una concentración uniforme de sólidos a medida que el flujo ingresa

a la zona de sedimentación g) Evitar la resuspensión de sólidos h) Varios contenedores en serie i) Presencia de macrófitas 3.5 Conclusiones De los nueve parámetros que hicieron parte del análisis puntual de los sedimentos, solo para sólidos totales se demostró la existencia de diferencias estadísticamente significativas; para los restantes (pH, nitrógeno total, nitrógeno amoniacal, fósforo total, fósforo como P2O5, acidez total, nitratos y nitritos), la igualdad estadística entre afluente, laguna de oxidación y efluente, indica que la

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operación productiva no afectó estas variables, lo que ambientalmente se considera positivo. En el caso de sólidos totales, los datos confirman la eficiencia de la laguna de oxidación, lugar en el que los valores fueron significativamente menores. La adecuada sedimentación en esta estructura se considera uno de los métodos válidos para tratamiento de los efluentes. Registros que no son consistentes evidencian la necesidad de validar los esquemas teóricos que han sido planteados para precisar las características de este tipo de instalaciones en la producción piscícola. Los valores que caracterizan el sedimento en la laguna de oxidación, sobre macronutrientes, compuestos orgánicos y fósforo disponible, se encuentran en rangos que permiten inferir que se trata de un interesante material, con posibilidades para ser utilizado como acondicionador en suelos agrícolas o restaurador de suelos erosionados; las limitaciones que se presentan con parámetros como pH y fósforo disponible, son modificables para promover su uso sin restricciones. Con un adecuado proceso, este tipo de sedimentos se puede constituir en una alternativa económica complementaria a la que corresponde a la actividad principal de producción; se convierte también en un elemento de manejo con implicaciones en la reducción de costos asociados a las actuales tasas retributivas que, ligadas a las concesiones sobre el recurso hídrico, establecen las Corporaciones Autonomas Regionales en el país. 3.6 Bibliografía Banks, K. (2004). A safety assessment for land application of biosolids. WERF Report Series: Biosolids & Residuals (Project 00-PUM-6). Boyd, C.E. (2008). Ponds bottom soil analyses. Global Aquaculture Advocate, Vol. 11, pp 91-92.

Boyd, C.E. y Gross, R. (1998). Laboratory study of sedimentation for Improving quality of pond effluents. Journal of Applied Aquaculture. Vol. (8): No. 2, pp 39 – 48.

Boyd, C.E. (2002). Sediment quality in Arkansas bait minnow ponds. Journal of the World Aquaculture Society. Vol. 33/3, 221-232. Boyd, C.E. y Queiroz, J. (2001). Feasibility of retention structures, settling basins, and best management practices in effluent regulation for Alabama channel catfish farming. Reviews in Fisheries Science 9, pp 43– 67.

100

Brinker, A. y Rosch, R. (2005). Factors determining the size of suspended solids in flow – through fish farm. Aquacultural Engineering (33): pp 1-19. Camargo, J. A. y Alonso, A. (2006). Ecological and toxicological effects of inorganic nitrogen pollution in aquatic ecosystems: A global assessment. Environment International (32): pp 831-849. Castro, H. y Gómez, M. (2010). Fertilidad de suelos y fertilizantes. En: Ciencia del Suelo Principios Básicos. Publicación de la Sociedad Colombiana de la Ciencia del Suelo. Editorial Guadalupe S.A. Bogotá D.C. pp213-303. Celis, J. (2007). Biosólidos residuales de la salmonicultura (BRS) y su potencial uso como remediadores de suelos. Ciencia Ahora, año 10, Vol. (20): Septiembre – Octubre. Chanratchakool, P., Truernbull, J.F., Funge-Smith, S. y Linsuwan, C. (1995). Health Management. In Shrimp Ponds, Bangkok, Thailand; 5-8. EAAB - Empresa de Acueducto y de Alcantarillado de Bogotá, (2014). Programa de Saneamiento del Río Bogotá, cuenca Media. Línea de lodos. Memorias VIII Encuentro Nacional Ambiental. Universidad Santo Tomás. Bogotá, D.C. Gobernación Departamento del Meta. (2007). Guía Ambiental Piscícola. Villavicencio, Meta. 40 p. Gross A., Boyd, C.E. y Wood C.W. (2000). Nitrogen transformations and balance in channel cat fish in ponds. Aquacultural Engineering Vol (24): 1-14. Hernández, G., Yossa, M. y Vásquez, W. (2009). Composición del sedimento en estanques piscícolas. Memorias XV Jornada de Acuicultura. Instituto de acuicultura de Los Llanos IALL, pp 82-86. Hickman, J. y Whitney, D. (1992). Soil conditioners. North Central Regional Extension Publication 295. Kansas, USA. 4 p. Instituto Geográfico Agustín Codazzi, IGAC. (2013). Consideraciones generales para interpretar análisis químicos de suelos. Guía práctica. Bogotá, D.C. Klute, A. (1986). Methods of soils analysis. Part I: Physical and mineralogical methods. Second edition. American Society of Agronomy, Madison, Wisconsin. USA. Lora, R. (2010). Propiedades químicas del suelo. En: Ciencia del Suelo Principios Básicos. Publicación de la Sociedad Colombiana de la Ciencia del Suelo. Editorial Guadalupe S.A. Bogotá D.C. pp73 -137.

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Masuda, K. y Boyd, C.E. (1994a). Chemistry of sediment pore water in aquaculture ponds built on clayey, Ultisols at Auburn, Alabama. J. World Aquac. Soc. Vol (25): pp 96–104. Masuda, K. y Boyd, C.E. (1994b). Phosphorus fractions in soil and water of aquaculture ponds built on clayey, Ultisols at Auburn, Alabama. J. World Aquac. Soc. Vol (25): 379–395. Norma Técnica Colombiana NTC 5167. (2004). Materiales orgánicos utilizados como fertilizantes o acondicionadores de Suelos. Olson, G. L. (1992). The use of trout manure as a fertilizer for Idaho crops. Center for Environmental Monitoring and Assessment, EG&G Idaho Inc., Idaho Falls, Idaho. USA. Ozbay, G. y Boyd, C.E. (2004). Treatment of cahnnel catfish ponds effluents in sedimentation basins. World Aquaculture, Vol. 35, No. 3. Pardo, S., Suárez, H. y Soriano E. (2006). Tratamiento de efluentes: una vía para la acuicultura responsable. Rev. MVZ Córdoba, Enero -Junio; 11: suplemento 1: pp 20 -29. Rodríguez, H. y Anzola, E. (2001). La calidad del agua y la productividad de un estanque en acuicultura. En: Fundamentos de Acuicultura Continental, 43 - 73. H. Rodríguez, P. Daza y M. Carillo (Eds). Bogotá. Salazar, F., Alfaro, M., Teuber, N. y Saldaña, R. (2005). Uso de lodos de la industria salmonera en suelos agrícolas. Rev. Tierra Adentro, Vol (60): Enero-Febrero, 53 p. Tebbutt, T.H. (2008). Principles of water quality control. Pergamon Press Ltd. 240 p. UK. Teuber, N., Salazar, F. y Valdebenito, A. (2007). Efecto de diferentes dosis de lodo de la crianza de salmones, en el cultivo de papa y su efecto residual en Ballica anual. Agricultura Técnica, 67 (4): pp 393-400. Wedler, E. (1998). Introducción en la acuacultura con énfasis en los neotrópicos. Litoflash Impresión. Santa Marta, Colombia. 388 p. Yossa, M., Hernández, G., Vásquez, W. y Ortega, J. (2011). Materia orgánica en estanques piscícolas. Universidad de Los Llanos – Instituto de Acuicultura de Los Llanos IALL – Ministerio de Agricultura y Desarrollo Rural. 26 p.

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ANEXO 1. Valores de análisis general obtenidos en s edimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

Parámetro Afluente Laguna oxidación

Efluente Método analítico

CIC (cmoles/kg)* 4,5 4,8 5,8

38,6 38,9 32,8

10,4 9,8

10,7

Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Ca (cmoles/kg) 1,7 5,6 3,6

4,2 3,8 3,0

1,1 3,4 2,4

Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Mg (cmoles/kg) 0,44 0,67 0,76

0,55 0,72 0,37

0,24 0,36 0,35

Acetato de amonio 1N y pH 7,0

K (cmoles/kg) 0,15 0,08 0,13

0,32 0,08 0,09

0,16 0,04 0,12

Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Na (cmoles/kg) 0,15 0,12 0,12

0,36 0,12 0,08

0,20 0,04 0,08

Acetato de amonio 1N y pH 7,0

Fósforo disponible (mg/kg) 27,3 17,0 31,1

189,0 114,0 206,0

99,0 42,8 55,5

Bray II

Saturación de bases % 54,2 100,0 79,5

14,1 12,1 10,8

16,3 39,2 27,6

(B.T./CIC x 100)

Bases Totales (B.T.) 2,4 6,4 4,6

5,4 4,7 3,5

1,7 3,8 3,0

(Ca + Mg + K + Na)

Carbono Orgánico % (C.O.)

0,27 0,38 0,45

7,1 7,8 8,7

1,5 1,5 1,9

Walkley-Black

Materia Orgánica % (M.O.) 0,51 0,72 0,85

13,49 14,82 16,53

2,85 2,85 3,61

C.O. x 1,9

Relación C:N 13,50 12,66 11,25

10,59 10,54 10,62

10,71 10,71 10,55

(N calculado como M.O./20)

pH 5,8 5,9 5,7

5,6 5,3 5,2

5,9 5,5 5,4

Potenciómetro relación suelo/agua

1:1

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(Continuación) Valores de análisis general obtenidos en sedimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

Granulometría Arena % 93,9 82,3 90,3

46,1 51,4 57,7

83,9 82,0 80,2

Bouyoucos

Granulometría Limo %

2,0 7,9 5,3

46,4 33,3 35,2

11,9 8,1

11,4

Bouyoucos

Granulometría Arcilla % 4,1 9,8 4,4

7,5 15,3 7,1

4,2 9,9 8,4

Bouyoucos

* cmoles/kg = miliequivalente/100g

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ANEXO 2. Valores de análisis puntual obtenidos en s edimento de afluente, laguna de oxidación y efluente.

Parámetro Afluente Laguna oxidación

Efluente Método analítico

pH 6,0 5,32 6,31

5,87 6,32 5,50

5,79 5,86 6,74

LBC 44 potenciómetro

Nitrógeno total (g/100g)

0,07 0,07 0,07

0,16 0,16 0,04

0,25 0,20 0,55

Suma de nitrógenos

Nitrógeno amoniacal (g/100g)

0,01 0,01 0,01

0,01 0,01 0,01

0,01 0,01 0,01

NTC 211 destilación

Fósforo total (g/100g) 0,06 0,06 0,08

0,05 0,05 0,02

0,05 0,06 0,19

NTC 234 colorimetría

Fósforo total P2O5 (g/100g)

0,15 0,13 0,18

0,13 0,12 0,04

0,11 0,12 0,44

NTC 234 colorimetría

Sólidos totales (g/100g)

90,94 88,20 91,33

21,85 25,53 23,61

77,12 61,43 76,33

NTC 35 gravimetría

Acidez total (g/100g) 0,05 0,02 0,06

0,02 0,01 0,02

0,05 0,02 0,08

LBC 349 volumetría

Nitratos (g/100g) 0,0020 0,0005 0,006

0,0005 0,0005 0,001

0,0005 0,0005 0,002

LBC 109 colorimetría

Nitritos (g/100g) 0,00002 0,00001 0,00002

0,00001 0,00001 0,00015

0,00010 0,00001 0,0003

LBC 303 colorimetría