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3.3 Evolución del RAS

3 years ago

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En los últimos años se ha registrado un aumento en el número y tamaño de las explotaciones acuícolas de recirculación, especialmente en Europa. Con el aumento de la aceptación de la tecnología, siguen surgiendo mejoras respecto a los enfoques tradicionales de ingeniería, innovaciones y nuevos desafíos técnicos. En la siguiente sección se describen las principales tendencias de diseño e ingeniería y los nuevos desafíos a los que se enfrenta la tecnología acuícola de recirculación.

3.3.1 Oxigenación de flujo principal

El control del oxígeno disuelto en el RAS moderno tiene como objetivo aumentar la eficiencia de la transferencia de oxígeno y disminuir los requerimientos energéticos de este proceso. El aumento de la eficiencia de transferencia de oxígeno puede lograrse mediante la creación de sistemas que retengan el gas de oxígeno en contacto con el agua durante más tiempo, mientras que una disminución de las necesidades de energía puede lograrse mediante el uso de sistemas de transferencia de oxígeno de cabeza baja o el uso de sistemas que no utilizan electricidad en absoluto, como el oxígeno líquido conectados a difusores de oxígeno que funcionan solo por presión. Un factor determinante de los oxigenadores de cabeza baja es la concentración disuelta relativamente baja que se puede lograr en comparación con los sistemas de alta presión. Para superar esta limitación, los dispositivos de oxigenación de cabeza baja se colocan estratégicamente para tratar el flujo completo de recirculación en lugar de utilizar una derivación más pequeña de agua altamente superaturada, asegurando así un transporte masivo suficiente de oxígeno. El uso de dispositivos de oxigenación instalados en el flujo principal de recirculación genera ahorros en el consumo de electricidad, ya que se evita el uso de sistemas de alta presión energéticamente intensivos que son necesarios para lograr altas concentraciones de DO en pequeños flujos. Los sistemas de oxigenación de cabeza baja también pueden reducir la cantidad de sistemas de bombeo necesarios, ya que los sistemas de oxigenación de alta presión se colocan comúnmente en un bypass en las tuberías que van a los tanques de peces. Por el contrario, los dispositivos de oxigenación de cabeza baja tienden a ser comparativamente más grandes debido a su necesidad de manejar flujos más grandes y, por lo tanto, su costo inicial puede ser mayor. Ejemplos de dispositivos que pueden tratar la totalidad del flujo incluyen el oxigenador de cabeza baja (LHO) (Wagner et al. 1995), operado por gravedad cuando el agua se bombea primero en un biofiltro y una columna empaquetada (Summerfelt et al. 2004), conos de oxígeno de cabeza baja, variantes del Speece Cone (Ashley et al. 2008; Timmons y otros Losordo 1994) operaron a baja presión, los conos del eje profundo (Kruger Kaldnes, Noruega), también una variante del cono Speece diseñada para alcanzar mayores presiones de funcionamiento mediante el aumento de la presión hidrostática resultante de colocar los dispositivos más bajos que los tanques de peces y los sumideros de la bomba, el oxigenador del tubo en U y sus variantes de diseño como el tubo Farrell o el sistema de disuelve de oxígeno patentado (AquamaOf, Israel) y el uso de oxigenación difusa en tanques de peces profundos (Fig. 3.5).

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Fig. 3.5 Alternativas de transferencia de gas para recircular el agua que regresa a los tanques de peces. Si el recipiente de contacto de gas permite la presurización, el oxígeno puede transferirse a altas concentraciones en corrientes relativamente pequeñas y de alta presión (a, b). Sin embargo, el oxígeno a concentraciones más bajas se puede transferir al bucle principal de recirculación, pero para esto, el dispositivo de transferencia de oxígeno debe ser mucho más grande para manejar el flujo completo del sistema (c)

3.3.2 Alternativas de biofiltración nitrificante

Aunque los biofiltros nitrificantes siguen siendo el principal método de eliminación de amoníaco aceptado comercialmente en RAS comerciales, en los últimos años se han desarrollado nuevas tecnologías de eliminación de nitrógeno. Algunas de estas tecnologías consideran vías biológicas alternativas para eliminar el amoníaco del agua de cultivo, mientras que otras pretenden reemplazar o trabajar en paralelo con los biofiltros nitrificantes a fin de reducir las limitaciones inherentes. Estos incluyen grandes tamaños de reactores, susceptibilidad a los choques, largos tiempos de arranque y peor rendimiento tanto en sistemas de agua fría como en sistemas marinos.

Procesos basados en Anammox

Una vía biológica alternativa de eliminación de amoníaco considerada para la RAS es el proceso anammox (Tal et al. 2006), que ocurre en condiciones anaeróbicas. La oxidación anaeróbica del amoníaco es un proceso que elimina el nitrógeno mediante la combinación de amoníaco y nitrito para producir gas nitrogenado (van Rijn et al. 2006). El proceso anammox es de interés para RAS porque permite la eliminación autotrófica completa del nitrógeno, en contraste con las combinaciones tradicionales de biofiltros nitrificantes con sistemas de desnitrificación heterotrófica que requieren adición de carbono orgánico (van Rijn et al. 2006). Además, en la vía anammox, solo la mitad del amoníaco liberado por los peces se oxida aeróbicamente a nitrito (que requiere oxígeno), mientras que la otra mitad se convierte anaeróbicamente en gas nitrógeno junto con el nitrito producido. Esto puede proporcionar ahorros en el uso de oxígeno y energía en RAS (van Rijn et al. 2006).

Los prototipos del reactor Anammox se han demostrado con éxito (Tal et al. 2006, 2009), mientras que se sospecha que la actividad anammox se produce en sistemas de desnitrificación marina (Klas et al. 2006). El proyecto europeo del 7PM DEAMNRECIRC también tuvo éxito en la creación de prototipos de reactores anammox para aplicaciones acuícolas en agua fría y agua de mar. Sin embargo, las aplicaciones comerciales de la tecnología aún no han sido identificadas por los autores.

Eliminación química de amonia

Se proponen sistemas de eliminación de amoníaco basados en procesos de intercambio iónico y oxidación electroquímica como alternativas a los biofiltros nitrificantes. Los procesos de intercambio iónico dependen del uso de materiales adsortivos como zeolitas o resinas selectivas de iones para extraer amoníaco disuelto del agua (Lekang 2013), mientras que los procesos de oxidación electroquímica convierten el amoníaco en gas nitrógeno a través de una serie de reacciones de oxidación complejas (Lahav et al. 2015). En comparación, los procesos de intercambio iónico son adecuados para aguas con bajas concentraciones de iones (es decir, agua dulce), mientras que los procesos de oxidación electroquímica aprovechan los iones cloruro presentes en el agua para producir especies de cloro activas que reaccionan fácilmente con el amoníaco (Lahav et al. 2015) y por lo tanto adecuado para aguas con concentraciones más altas de iones cloruro (es decir, aguas salobres y marinas).

Aunque los procesos de intercambio iónico no son nuevos, su aplicación en RAS se ha visto limitada por su capacidad de mantener el rendimiento a lo largo del tiempo: el material filtrante finalmente se «saturará», perdiendo su capacidad de adsorción y, por lo tanto, debe ser regenerado. Gendel y Lahav (2013), propusieron un enfoque novedoso para un proceso de amoníaco basado en intercambio iónico junto con un innovador proceso de regeneración adsorbente mediante oxidación electroquímica. La oxidación electroquímica del amoníaco es un proceso que ha recibido mayor atención en los últimos años, y se han investigado varios conceptos y se han puesto en marcha comercialmente, por ejemplo, eloxiras en España.

Entre los factores que limitan la aplicación de estas tecnologías en las RAS comerciales se encuentran, en el caso de los procesos de intercambio iónico, el bajo rendimiento económico, la dificultad para regenerar grandes cantidades de materiales adsorbentes bajo demanda (Lekang 2013), la complejidad del sistema que requiere la adición de reactivos químicos, la alta consumo de electricidad y un alto grado de eliminación de sólidos en suspensión (Lahav et al. 2015), que a menudo es poco práctico en RAS a gran escala. En el caso de los procesos de electrooxidación de amoníaco, la producción de especies reactivas tóxicas que requieren eliminación activa es su limitación más importante, aunque su alto requisito de control de sólidos, a menudo posible sólo con filtros mecánicos presurizados, también es un desafío en RAS que operan con grandes flujos y baja presión.

3.3.3 Control de sólidos finos

Los sólidos finos son la fracción de sólidos dominante en RAS con partículas\ 30 μm que forman más del 90% del total de sólidos suspendidos en el agua de cultivo. Investigaciones recientes han encontrado que más del 94% de los sólidos presentes en el agua de cultivo de un RAS son\ <20 μm de tamaño o 'finos' (Fernandes et al. 2015). La acumulación de sólidos finos se produce principalmente a medida que los sólidos más grandes pasan por alto los filtros mecánicos (que no son 100% eficientes) y finalmente se descomponen por bombas, fricción con las superficies y actividad bacteriana. Una vez que se reducen los tamaños de los sólidos, las técnicas tradicionales de filtración mecánica se vuelven inútiles.

En los últimos años, se siguen explorando la producción, el control, los efectos de bienestar de los peces y los efectos de rendimiento del sistema de sólidos finos. Los efectos de los sólidos finos en el bienestar de los peces se investigaron inicialmente mediante investigaciones pesqueras (Chen et al. 1994). Sin embargo, los efectos directos de los sólidos finos en RAS sobre el bienestar de los peces no se han investigado exhaustivamente hasta hace poco. Sorprendentemente, el trabajo separado sobre trucha arco iris realizado por Becke et al. (2016) y Fernandes et al. (2015) no mostró efectos negativos en el bienestar en sistemas con concentraciones de sólidos suspendidos de hasta 30 mg/l en ensayos de exposición de 4 y 6 semanas, respectivamente. A pesar de estos hallazgos, se conocen los efectos indirectos de la acumulación de sólidos finos en RAS (Pedersen et al. 2017) y se informa que están relacionados principalmente con la proliferación de microorganismos oportunistas (Vadstein et al. 2004; Attramadal et al. 2014; Pedersen et al. 2017) ya que los sólidos finos proporcionan una superficie alta área de sustrato para que las bacterias colonicen. Otro efecto negativo importante de la acumulación de sólidos finos es el aumento de la turbidez, lo que dificulta la inspección visual de los peces y puede obstaculizar las estrategias de control del fotoperíodo que requieren la penetración de la luz en la columna de agua. Las estrategias de control de sólidos finos utilizadas en las RAS modernas incluyen ozonización, desnatación de proteínas, flotación, filtración de cartuchos y filtración de membranas (Couturier et al. 2009; Cripps y Bergheim 2000; Summerfelt y Hochheimer 1997; Wold et al. 2014). Los espumaderos de proteínas, también conocidos como fraccionadores de espuma, también son dispositivos de control de sólidos finos relativamente populares, especialmente en sistemas marinos (Badiola et al. 2012).

3.3.4 Ozonación

El conocimiento de la aplicación del ozono (O<Sub3/sub) en RAS ha existido desde los años setenta y ochenta (Summerfelt y Hochheimer 1997). Sin embargo, su aplicación no ha sido tan generalizada como otros procesos como los biofiltros nitrificantes o filtros mecánicos (Badiola et al. 2012). Aparte del tratamiento de sólidos finos, el ozono, como un poderoso oxidante, puede ser utilizado en RAS para eliminar microorganismos, nitritos y sustancias húmicas (Gonçalves y Gagnon 2011). En los últimos años se ha observado un aumento en los conocimientos sobre los potenciales y limitaciones del ozono aplicados tanto en las RAS de agua dulce como en las marinas. Es importante destacar que las dosis de ozono que se pueden lograr con seguridad para mejorar la calidad del agua tanto en los sistemas de agua dulce como de agua de mar han sido confirmadas en varias publicaciones (Li et al. 2015; Park et al. 2013, 2015; Schroeder et al. 2011; Summerfelt 2003; Timmons y Ebeling 2010), con la conclusión de que las dosis de ozono por encima de los límites recomendados (1) no mejoran aún más la calidad del agua y (2) pueden causar efectos negativos en el bienestar, especialmente en los sistemas de agua de mar donde la excesiva ozonización provocará la formación de oxidantes residuales tóxicos. En las RAS de agua fría, se han determinado los requisitos de ozonización para lograr la desinfección completa del flujo del proceso (Summerfelt et al. 2009).

La ozonización mejora el rendimiento del filtro de micropantalla y minimiza la acumulación de materia disuelta que afecta al color del agua (Summerfelt et al. 2009).

Sin embargo, la ozonización excesiva puede afectar gravemente a los peces de piscifactoría causando efectos adversos, incluyendo daño histopatológico en los tejidos (Richardson et al. 1983; Reiser et al. 2010) y alteraciones en el comportamiento alimentario (Reiser et al. 2010), así como estrés oxidativo (Ritola et al. 2000, 2002; Livingstone 2003). Además, los subproductos de la ozonización pueden ser perjudiciales. El bromato es uno de estos y es potencialmente tóxico. Tango y Gagnon (2003) mostraron que las RAS marinas ozonizadas tienen concentraciones de bromato que pueden perjudicar la salud de los peces. Reiser et al. (2011) investigó la toxicidad crónica de oxidantes subletales producidos por ozono (OPO) en rodaballo juvenil, mientras que Good et al. (2011) evaluó la salud y el bienestar de la trucha arco iris en RAS ozonadas y no ozonizadas por Good et al. (2011). El aumento de la trucha arco iris al tamaño del mercado en RAS ozonadas mejoró el rendimiento de los peces sin afectar significativamente su salud y bienestar, mientras que las altas dosis de OPO afectan el bienestar del rodaballo juvenil.

3.3.5 Desnitrificación

En la mayoría de los sistemas acuícolas de recirculación, el nitrato, el producto final de la nitrificación, tiende a acumularse. Dicha acumulación se controla comúnmente por dilución (introduciendo agua nueva en el sistema). El control del nitrato por dilución puede ser un factor limitante para una operación de RAS debido a las regulaciones ambientales, la escasa disponibilidad de agua nueva, el costo de tratamiento de las corrientes de agua entrantes y efluentes o los costos asociados con enfriar o calentar el agua nueva.

La eliminación biológica de nitratos en RAS puede lograrse mediante bacterias anaeróbicas facultativas utilizando una vía disimilatoria para convertir nitrato en gas nitrógeno en presencia de carbono y nitrato como donantes de electrones (van Rijn et al. 2006). Por lo tanto, los reactores de desnitrificación son reactores biológicos que normalmente funcionan en condiciones anaeróbicas y generalmente dosificados con algún tipo de fuente de carbono como etanol, metanol, glucosa, melaza, etc. La tecnología de desnitrificación ha estado en desarrollo desde la década de 1990 (van Rijn y Riviera 1990), pero su popularidad entre la industria acuícola recirculante sólo ha aumentado en los últimos años, ofreciendo soluciones innovadoras para reactores de desnitrificación.

Una de las aplicaciones más notables de los sistemas de desnitrificación en la acuicultura es el «intercambio cero» RAS (Yogev et al. 2016), que emplean la digestión anaeróbica de biosólidos producidos en el sistema para producir ácidos grasos volátiles (VFA) que luego son utilizados por los desnitrificadores como fuente de carbono. Klas at al. (2006) desarrolló un sistema de desnitrificación «singlesludge», donde la producción de VFA a partir de biosólidos y la desnitrificación se produce en un solo reactor mixto. Suhr et al. (2014) desarrollaron aún más el concepto de ludge único, adaptándolo para el tratamiento final de la tubería de efluentes de piscicultura y añadiendo un paso adicional que separa la producción de VFA del reactor de desnitrificación en un tanque de hidrólisis. Estos trabajos han proporcionado información valiosa sobre las posibilidades de utilizar biosólidos acuícolas en lugar de costosas fuentes de carbono inorgánico para la desnitrificación. Además, Christianson et al. (2015) estudiaron la efectividad de los reactores autotróficos de desnitrificación basados en azufre como alternativa a los reactores de desnitrificación heterotrófica convencionales. Los reactores autotróficos producen menos biomasa (sólidos) y pueden suministrarse con partículas de azufre, que son más baratas que las fuentes convencionales de carbono inorgánico.

Los AVA son también el componente precursor en la producción de biopolímeros como los polihidroalcanoatos (PHA), utilizados para producir plásticos biodegradables (Pittmann y Steinmetz 2013). Esto podría tener la posibilidad de que las piscifactorías que empleen procesos de lodos activados anaeróbicos formen parte del concepto de «biorefinería» aplicado a las plantas de tratamiento de aguas residuales.

3.3.6 Control microbiano

Las comunidades microbianas son componentes importantes del ecosistema acuático. En los sistemas de producción acuícola, desempeñan un papel significativo en el reciclaje de nutrientes, la degradación de la materia orgánica y el tratamiento y control de enfermedades (Zeng et al. 2017). El desarrollo de RAS eficientes, productivos, biológicamente seguros y libres de enfermedades requiere un conocimiento exhaustivo de todos los procesos de soporte vital, desde los procesos físicos y químicos (transferencia de gases, tratamiento térmico, ozonización, irradiación UV, ajustes de pH y salinidad) hasta los procesos biológicos (nitrificación, desnitrificación y la actividad heterotrófica aeróbica). Aunque los procesos físicos y químicos pueden controlarse, los sistemas de filtración biológica dependen de la interacción de las comunidades microbianas entre sí y con su medio ambiente como consecuencia de la aportación de nutrientes (producción de residuos de peces) y, como tales, no se controlan tan fácilmente (Schreier et al. 2010). Estudios recientes que utilizan herramientas moleculares no sólo han permitido evaluar la diversidad microbiana en las RAS, sino que también han proporcionado algunas ideas sobre sus actividades que deberían conducir a una mejor comprensión de las interacciones de la comunidad microbiana. Estos enfoques seguramente proporcionarán nuevos arreglos de procesos RAS, así como información sobre nuevos procesos y herramientas para mejorar y monitorear estos sistemas (Schreier et al. 2010). La comprensión actual de la diversidad microbiana del biofiltro RAS tanto en sistemas de agua dulce como en sistemas marinos se basa en estudios que utilizan ARNr 16S y sondas funcionales específicas del gen o bibliotecas genéticas 16S rRNA en lugar de técnicas basadas en el cultivo (Tabla 3.1).

Los conocimientos sobre la dinámica temporal y espacial de la microbiota en RAS también son limitados (Schreier et al. 2010), y faltan soluciones potenciales para mantener o restaurar comunidades microbianas beneficiosas en RAS (Rurangwa y Verdegem 2015). Además de una comunidad microbiana que purifica el agua, la microbiota en RAS también puede albergar patógenos o producir compuestos que causan sabor fuera de sabor (Guttman y van Rijn 2008). Dada la dificultad para tratar la enfermedad durante la operación sin afectar negativamente a la microbiota beneficiosa, el manejo microbiano en RAS es más bien una necesidad desde la puesta en marcha hasta todo el proceso de producción. Los microorganismos se introducen en la RAS a través de diferentes vías: agua de maquillaje, aire, vectores animales, piensos, peces, equipo sucio y a través del personal o visitantes (Sharrer et al. 2005; Blancheton et al. 2013). Por otro lado, también se pueden aplicar intencionalmente microbios específicos para dirigir la colonización microbiana para mejorar el rendimiento del sistema o la salud animal (Rurangwa y Verdegem 2015).

Cuadro 3.1 Actividades primarias asociadas a las unidades de biofiltración RAS y los microorganismos participantes. (De Schreier et al. 2010)

tabla tead tr class="encabezado» Thproceso/th Threacción/th th colspan="2"Microorganism/th /tr tr td/td td/td TDAgua fresca/TD TDMARINE/TD /tr /thead tbody tr class="incluso» TDnitrificación/TD td/td td/td td/td /tr tr class="impar» Oxidación de Tdamonio td NHSub4/Subsup+/SUP + 1.5OSub2/Sub → νOSub2/Sub + 2hSUP+/SUP + HSub2/subo /td Tdinitrosomonas oligotropha/i/td Tdinitrosomonas sp. /i/td /tr tr class="incluso» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas criotolerantes/i/td /tr tr class="impar» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas europaea/i/td /tr tr class="incluso» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas cinnybus/ nitrosa/i/td /tr tr class="impar» td/td td/td td/td TdinitrosoCoccus mobilis/i/td /tr tr class="incluso» Oxidación de TDNitrito/td td νo2sup-/SUP + H2O → NO3SUP-/SUP + 2HSUP+/SUP + 2esup -/sup

/td TdinitroSpira spp. /i/td td/td /tr tr class="impar» td/td td/td TdinitroSpira marina/isupa/sup/td TdinitroSpira marina/isupa/sup/td /tr tr class="incluso» td/td td/td TdinitroSpira moscoviensis/isupa/sup/td TdinitroSpira moscoviensis/isupa/sup/td /tr tr class="impar» TDDenitrificación/TD td/td td/td td/td /tr tr class="incluso» TDAutotrophic/TD td SSub2/Subsup-/SUP + 1.6NOSub3/Subsup-/SUP + 1.6Hsup +/sup

→ /td td/td TDITIOMICrosporia denitrificantes/i/td /tr tr class="impar» td (dependiente del sulfuro) /td td SOSub4/Subsup2-/SUP + 0.8NSub2/sub (g) + 0.8hSub2/subo /td td/td TDithioThrix disciformis/isupa/sup/td /tr tr class="incluso» td/td td/td td/td tDirhodoBacter litoralis/isupa/sup/td /tr tr class="impar» td/td td/td td/td TdiHydrogenophaga sp. /i/td /tr tr class="incluso» TDheterotrofico/TD td 5CHSub3/SubCOOSUP-/SUP + 8NOSub3/SubSUP-/SUP + 3Hsup +/sup

→ /td td/td TdiPseudomonas fluorescensas/i/td /tr tr class="impar» td/td td 10hCOSub3/Subsup-/SUP + 4NSub2/sub (g) + 4hSub2/subo /td TdiPseudomonas sp. /i/td TdiPseudomonas stutzeri/i/td /tr tr class="incluso» td/td td/td TdicoMamonas sp. /i/td TdiPseudomonas sp. /i/td /tr tr class="impar» td/td td/td td/td TdiParacoccus denitrificans/i/td /tr tr class="incluso» TD Nitrato disimilatorio/td td NOSub3/Subsup-/SUP + 2HSUP+/SUP + 4HSub2/Sub → NHSub4/Subsup+/SUP + 3HSub2/Subo /td td/td TDiDiDiversas Proteobacterias y Firmicutes/I/TD /tr tr class="impar» TdReducción a amoníaco (DNRA) /td td/td td/td td/td /tr tr class="incluso» TDANAeróbico/td td NHSub4/Subsup+/SUP + NoSub2/Subsup-/SUP → NSub2/sub (g) + 2hSub2/subo /td td/td TDiPlanctomyCetes spp. /i/td /tr tr class="impar» tdoxidación (Anammox) /td td/td td/td TDibrocadia sp. /isupa/sup/td /tr tr class="incluso» Reducción de TDsulfato/td td SO4SUP2-/SUP + CHSub3/SubCOOSUP-/SUP + 3HSUP+/SUP → /td td/td TdidesulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class="impar» td/td TDHSSUP-/SUP + 2HCOSub3/Subsup-/SUP + 3HSUP+/SUP/TD td/td Tdidetiosulfovibrio sp. , /i/td /tr tr class="incluso» td/td td/td td/td Tdifusibacter/I sp., Ibacteroides sp. /i/td /tr tr class="impar» Oxidación de sulfuro/td td HSSUP-/SUP + 2OSub2/Sub → SOSub4/Subsup2-/SUP + HSUP+/SUP /td td/td Tdithiomicrospira sp. /i/td /tr tr class="incluso» TDmetanogénesis/TD td 4hSub2/Sub + HSUP+/SUP + HCOSub3/SubSUP-/SUP → CHSub4/sub (g) + 3hSub2/subo /td td/td TDmetanogénica Archea [Mirzoyan y Gross, inédito] /td /tr /tbody /tabla

SUPA/supmicroorganismos identificados únicamente sobre la base de un gen parcial del ARN 16S o secuencias genéticas funcionales

Uno de los enfoques para inhibir la colonización de patógenos es el uso de bacterias probióticas que pueden competir por nutrientes, producir inhibidores del crecimiento o, apagar la comunicación celular a célula (detección de quórum) que permite asentarse dentro de las biopelículas (Defoirdt et al. 2007, 2008; Kesarcodi-Watson et al. 2008). Las bacterias probióticas incluyen Bacillus, Pseudomonas (Kesarcodi-Watson et al. 2008) y Roseobacter spp. (Bruhn et al. 2005), y las bacterias relacionadas con ellos también se han identificado en los biofiltros RAS (Schreier et al. 2010) (Tabla 3.1). Para obtener la información necesaria para manejar la estabilidad microbiana en RAS, Rojas-Tirado et al. (2017) han identificado los factores que afectan los cambios en la dinámica bacteriana en términos de abundancia y actividad. Sus estudios muestran que la actividad bacteriana no fue un parámetro predecible sencillo en la fase hídrica, ya que los niveles de nitrato-N en RAS idénticas mostraron cambios repentinos inesperados y fluctuaciones dentro de uno de los sistemas. Las partículas suspendidas en RAS proporcionan una superficie que puede ser colonizada por bacterias. Más partículas se acumulan a medida que aumenta la intensidad de la recirculación, aumentando potencialmente la capacidad de carga bacteriana de los sistemas. Pedersen et al. (2017) exploraron la relación entre el área superficial total de partículas (TSA) y la actividad bacteriana en RAS de agua dulce. Indicaron una correlación fuerte, positiva y lineal entre la TSA y la actividad bacteriana en todos los sistemas con intensidad de recirculación baja a moderada. Sin embargo, la relación aparentemente dejó de existir en los sistemas con mayor intensidad de recirculación. Esto se debe probablemente a la acumulación de nutrientes disueltos que sustentan poblaciones bacterianas de vida libre, y/o a la acumulación de coloides suspendidos y partículas finas de menos de 5 μm de diámetro, que no se caracterizaron en su estudio pero pueden proporcionar una superficie significativa.

En RAS, varios compuestos químicos (principalmente nitratos y carbono orgánico) se acumulan en el agua de cría. Estos sustratos químicos regulan la ecofisiología de las comunidades bacterianas sobre el biofiltro y tienen un impacto en su eficiencia y fiabilidad de nitrificación. Michaud et al. (2014) investigaron el cambio de la estructura de la comunidad bacteriana y la abundancia relativa de taxones mayores en dos filtros biológicos diferentes y concluyeron que la dinámica y flexibilidad de la comunidad bacteriana para adaptarse a los cambios influyentes en el agua parecía estar relacionada con el rendimiento del biofiltro. Uno de los aspectos clave para mejorar la fiabilidad y sostenibilidad de las RAS es el adecuado manejo de las poblaciones bacterianas de biofiltro, que está directamente relacionado con la disponibilidad de C (carbono) (Avnimelech 1999). Cabe señalar que las RAS tienen propiedades que realmente pueden contribuir a la estabilización microbiana, incluyendo un largo tiempo de retención de agua y una gran superficie de biofiltros para el crecimiento bacteriano, lo que podría limitar las posibilidades de proliferación de microbios oportunistas en el agua de cría ( Attramadal y otros 2012a).

Attramadal et al. (2012a) compararon el desarrollo de la comunidad microbiana en un RAS con ozonización moderada (a 350 mV) con el de un sistema de flujo convencional (FTS) para el mismo grupo de bacalao atlántico, Gadus morhua. Encontraron menor variabilidad en la composición bacteriana entre tanques de peces replicados del RAS que entre tanques del FTS. La RAS tuvo una estructura comunitaria microbiana más uniforme con mayor diversidad de especies y periódicamente una fracción menor de oportunistas. Los peces en RAS tuvieron un mejor rendimiento que su control en el FTS, a pesar de estar expuestos a una calidad físico-química aparente inferior del agua. Al investigar los efectos de la ozonización moderada o de la irradiación UV de alta intensidad sobre el medio microbiano en las larvas de peces marinos, Attramadal et al. (2012b) hicieron hincapié en que una RAS para esas larvas probablemente no debería incluir una desinfección fuerte porque conduce a una reducción del número de bacterias, lo que probablemente provoque una desestabilización de la comunidad microbiana. Además, sus resultados apoyan la hipótesis de RAS como estrategia de control microbiano durante la primera alimentación de larvas de peces.

El RAS y la maduración microbiana como herramientas para la selección K de comunidades microbianas fue el tema del estudio de Attramadal et al. (2014) en el que se planteó que las larvas de peces que se crían en agua dominada por K-estrategas (comunidades microbianas maduras) tendrán un mejor rendimiento, porque son menos probables para encontrar microbios oportunistas (seleccionados R) y desarrollar interacciones perjudiciales entre el huésped y el microbio. Los resultados de su experimento mostraron un alto potencial para aumentar la supervivencia de los peces mediante la selección K de bacterias, que es un método barato y fácil que puede ser utilizado en todo tipo de sistemas acuícolas nuevos o existentes. Pequeños cambios en el manejo (carga orgánica y maduración del agua) del tratamiento del agua dan una microbiota significativamente diferente en tanques de peces (Attramadal et al. 2016). Por otro lado, las sustancias húmicas (SA) son compuestos orgánicos naturales, que comprenden una amplia gama de polímeros pigmentados de alto peso orgánico. Son productos finales en la degradación de compuestos orgánicos complejos y, cuando abundan, producen un típico color marrón a marrón oscuro del suelo y el agua (Stevenson 1994). En un sistema de acuicultura de descarga cero, se detectaron sustancias similares al HS en el agua de cultivo, así como en la sangre de los peces (Yamin et al. 2017a). Se notificó un efecto protector del SA en peces expuestos a metales tóxicos (Peuranen et al. 1994; Hammock et al. 2003) y concentraciones tóxicas de amoníaco y nitrito (Meinelt et al. 2010). Además, se aportaron pruebas de su efecto fungistático contra el patógeno del pez, Saprolengia parasitica (Meinelt et al. 2007). En carpa común (Cyprinus carpio) expuesta a (a) agua rica en húmos y lodos de un sistema recirculante, (b) ácido húmico sintético y (c) extracto rico en húmicoderivado de Leonardita, las tasas de infección se redujeron a 14,9%, 17,0% y 18,8%, respectivamente, frente a una tasa de infección del 46,8% en el control tratamiento (Yamin et al. 2017b). Asimismo, la exposición de peces guppy (Poecilia reticulata), infectados con los monogenea Gyrodactylus turnbulli y Dactylogyrus sp. a agua y piensos ricos en húmesis, redujo tanto la prevalencia de infección (% de peces infectados) como la intensidad de infección (parásitos por pez) de los dos parásitos (Yamin et al. 2017c).

Se cree que la investigación fundamental en el área de la ecología microbiana de los sistemas de reactores de nitrificación/desnitrificación en RAS puede proporcionar innovaciones que pueden alterar y/o mejorar drásticamente el rendimiento del reactor en RAS. Hasta ahora, la comunidad microbiana en los reactores sigue siendo difícil de controlar (Leonard et al. 2000, 2002; Michaud et al. 2006, 2009; Schreier et al. 2010; Rojas-Tirado et al. 2017) y muchas de las ineficiencias del sistema se originan de esto (Martins et al. 2010b).

3.3.7 Eficiencia Energética

La viabilidad económica de la producción pesquera en un sistema acuícola de recirculación depende, en parte, de minimizar los requerimientos energéticos de operar tales instalaciones. Las RAS requieren una infraestructura técnica más elevada que los sistemas abiertos, por lo que los costes energéticos de las RAS ya se han calificado como limitaciones importantes que pueden impedir que esta tecnología se aplique ampliamente (Singh y Marsh 1996). De todos los costos asociados con el uso de electricidad en RAS, la ventilación y el enfriamiento por agua son generalmente los más importantes. En RAS interiores, la ventilación del edificio es importante para controlar la humedad y los niveles de dióxido de carbono. Un control deficiente de la humedad puede provocar un rápido deterioro de las estructuras de los edificios, mientras que la acumulación de dióxido de carbono atmosférico afectará a los procesos de extracción de dióxido de carbono que operan en el RAS y causará mareos en los trabajadores. Con el fin de mantener una atmósfera aceptable dentro de las instalaciones, las plantas de ventilación o aire acondicionado están ampliamente en funcionamiento (Gehlert et al. 2018). Estos sistemas de ventilación pueden estar equipados con medidas para reducir el consumo de energía. Además, con el fin de desarrollar un RAS ecológicamente sostenible, la energía puede considerarse un parámetro clave de conducción y, en particular, la energía puede considerarse un indicador importante. Kucuk et al. (2010) ha realizado un análisis del rendimiento energético del RAS para contribuir a la gestión de la energía en el RAS. Con el fin de mejorar el rendimiento energético de la RAS, recomendaron que las condiciones de funcionamiento de los componentes, en particular, las bombas se optimizaran y mejoraran en función de la capacidad de producción de pescado del sistema.

Para aumentar la eficiencia, los gerentes de RAS necesitan directrices y herramientas para optimizar la producción. Las auditorías energéticas pueden proporcionar datos reales que pueden utilizarse para la toma de decisiones. Badiola et al. (2014) investigaron el consumo total de energía (kWh) de un sistema de bacalao RAS de forma continua durante 14 meses e identificaron a la bomba de calor como uno de los principales consumidores de energía para la cría de peces que requieren un tratamiento térmico de agua elevada. Gehlert et al. (2018) concluyeron que las unidades de ventilación ofrecían un potencial significativo para el ahorro energético en el RAS. La mayoría de las veces, cuando los parámetros climáticos de la instalación permanecen dentro de un rango deseado, los caudales de aire pueden mantenerse a niveles bajos para ahorrar energía. Además, las medidas de ahorro de energía en el RAS pueden incluir: software con datos de rendimiento energético, fuentes de energía alternativas para calentar el agua y el uso de convertidores de frecuencia (Badiola et al. 2014).


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