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Capítulo 10 Tratamientos aeróbicos y anaeróbicos para la reducción de lodos acuapónicos y mineralización

1. 10.1 Introducción

   Original publication 2019 · Publicado por primera vez en FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   El concepto de acuapónica se asocia a ser un sistema de producción sostenible, ya que reutiliza aguas residuales del sistema acuícola recirculante (RAS) enriquecidas en macronutrientes (nitrógeno (N), fósforo (P), potasio (K), calcio (Ca), magnesio (Mg) y azufre (S)) y micronutrientes (es decir, hierro (Fe (Fe)), manganeso (Mn), zinc (Zn), cobre (Cu), boro (B) y molibdeno (Mo)) para fertilizar las plantas (Graber y Junge 2009; Licamele 2009; Nichols y Savidov 2012; Turcios y Papenbrock 2014). Una cuestión muy debatida es si este concepto puede igualar su propia ambición de ser un sistema de bucle casi cerrado, ya que grandes cantidades de nutrientes que entran en el sistema se desperdician al descargar los lodos de peces ricos en nutrientes (Endut et al. 2010; Naylor et al. 1999; Neto y Ostrensky 2013). De hecho, para mantener una buena calidad del agua en sistemas RAS y aquapónicos, el agua debe filtrarse constantemente para su eliminación. Las dos técnicas principales para la filtración de sólidos son retener las partículas en una malla (es decir, filtración de malla como filtros de tambor) y permitir que las partículas se decanten en clarificadores. En la mayoría de las plantas convencionales, los lodos se recuperan de estos dispositivos mecánicos de filtración y se descargan como aguas residuales. En el mejor de los casos, el lodo se seca y se aplica como fertilizante en terrenos (Brod et al. 2017). Cabe destacar que hasta el 50% (en materia seca) de los piensos ingeridos se excreta como sólidos por los peces (Chen et al. 1997), y la mayoría de los nutrientes que entran en los sistemas acuapónicos a través de piensos para peces se acumulan en estos sólidos y así en los lodos (Neto y Ostrensky 2013; Schneider et al. 2005). Por lo tanto, una filtración sólida eficaz elimina, por ejemplo, más del 80% de la valiosa P (Monsees et al. 2017) que de otro modo podría utilizarse para la producción de plantas. Por lo tanto, reciclar estos valiosos nutrientes para aplicaciones acuapónicas es de gran importancia. El desarrollo de un tratamiento adecuado de lodos capaz de mineralizar los nutrientes contenidos en los lodos para su reutilización en la unidad hidropónica parece ser un proceso necesario para contribuir a cerrar el bucle nutritivo a un mayor grado y reducir así el impacto ambiental de los sistemas acuapónicos (Goddek et al. 2015; Goddek y Keesman 2018; Goddek y Körner 2019).

   Se ha demostrado en estudios experimentales que la solución nutritiva acuapónica complementada (es decir, después de la adición de nutrientes carentes) promueve el crecimiento de la planta en comparación con la hidropónica (Delaide et al. 2016; Ru et al. 2017; Saha et al. 2016). Por lo tanto, la mineralización de lodos es también una forma prometedora de mejorar el rendimiento del sistema acuapónico, ya que los nutrientes recuperados se utilizan para complementar la solución acuapónica. Además, las unidades de mineralización in situ también pueden aumentar la autosuficiencia de las instalaciones acuapónicas, especialmente con respecto a los recursos finitos como P, que es esencial para el crecimiento de las plantas. P es producido por actividades mineras, por lo que los yacimientos no se distribuyen equitativamente en todo el mundo. Además, su precio ha subido hasta un 800% en la última década (McGill 2012). Por lo tanto, las unidades de mineralización aplicadas en sistemas acuapónicos también pueden aumentar su éxito económico futuro y su estabilidad.

   El tratamiento de lodos en acuapónica debe abordarse de manera diferente a lo que se ha hecho en el pasado. De hecho, en el tratamiento de aguas residuales convencionales, el objetivo principal es obtener un efluente descontaminado y limpio. Los resultados del tratamiento se expresan en términos de eliminación de contaminantes (por ejemplo, sólidos, nitrógeno (N), fósforo (P), etc.) de las aguas residuales y cuantificando los efluentes con respecto a la calidad alcanzada (Techobanoglous et al. 2014). Utilizando este enfoque convencional, varios estudios han proporcionado evidencia cuantitativa de que una proporción consistente de la demanda química de oxígeno (DQO) y de sólidos suspendidos totales (SST) puede eliminarse mediante la digestión de las aguas residuales de RAS en condiciones aeróbicas, anaeróbicas y secuenciales (Goddek et al. 2018; Chowdhury et al. 2010; Mirzoyan et al. 2010; Van Rijn 2013). Sin embargo, en los sistemas acuapónicos, las aguas residuales de los peces se consideran una valiosa fuente de fertilizantes. Dentro de un enfoque de ciclo cerrado, es necesario minimizar la parte sólida descargada (es decir, maximizar la reducción orgánica) y maximizar el contenido de nutrientes en los efluentes (es decir, maximizar la mineralización de nutrientes). Por lo tanto, el rendimiento del tratamiento de aguas residuales en acuapónica ya no necesita expresarse en términos de eliminación de contaminantes, sino en términos de reducción de contaminantes y capacidad de mineralización de nutrientes.

   Algunos estudios han demostrado la capacidad funcional de digerir lodos de peces con tratamientos aeróbicos y anaeróbicos con fines de reducción orgánica (Goddek et al. 2018; van Rijn et al. 1995). Con el tratamiento anaeróbico en biorreactor, se puede lograr un alto rendimiento de reducción de la materia seca (es decir, TSS) (por ejemplo, superior al 90%), mientras que también se puede producir metano (van Lier et al. 2008; Mirzoyan y Gross 2013; Yogev et al. 2016).

   El tratamiento aeróbico de lodos es también una forma muy eficaz de reducir la materia orgánica, que se oxida a COSub2/sub durante la respiración (ver Eq. 10.1). Por ejemplo, se reportaron tasas de reducción del 90% (aquí determinados como sólidos suspendidos, DQO y DBO) desde una instalación de recuperación de recursos hídricos (Seo et al. 2017). Los procesos aeróbicos son más rápidos que los anaeróbicos, pero pueden ser más caros (Chen et al. 1997) ya que una aireación constante de la mezcla de lodo y agua requiere bombas o motores intensivos de energía. Además, las fracciones significativas de los nutrientes se convierten en biomasa microbiana y no permanecen disueltas en el agua.

   Aunque estos estudios han demostrado el potencial de reducción orgánica de lodos de peces, sólo unos pocos autores han examinado la liberación de nutrientes específicos (por ejemplo, para N y P) de lodos de peces. La mayoría de estos estudios fueron para experimentos breves in vitro por lotes (Conroy y Couturier 2010; Monsees et al. 2017; Stewart et al. 2006) y de un RAS operativo (Yogev et al. 2016), en lugar de una configuración acuapónica. Aunque se discute hasta cierto punto en teoría (Goddek et al. 2016; Yogev et al. 2017), la investigación tiene que comenzar ahora para investigar sistemáticamente la reducción orgánica y el rendimiento de la mineralización de nutrientes de lodos de peces tanto para reactores aeróbicos como anaeróbicos y su efecto sobre la composición del agua y la planta crecimiento. Por lo tanto, este capítulo tiene como objetivo dar una visión general de los diversos tratamientos de lodos de peces que pueden integrarse en configuraciones acuapónicas para lograr la reducción orgánica y la mineralización de nutrientes. Se destacarán algunos enfoques de diseño. Se discutirá el enfoque del balance de masa de nutrientes en el contexto del tratamiento de lodos acuapónicos y se desarrollará una metodología específica para cuantificar el rendimiento del tratamiento de lodos.

2. 10.2 Implementación del tratamiento de aguas residuales en acuapónica

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   En acuapónica, las aguas residuales cargadas de sólidos (es decir, el lodo) son una valiosa fuente de nutrientes, y es necesario llevar a cabo los tratamientos adecuados. Los objetivos de tratamiento difieren del tratamiento convencional de aguas residuales porque en acuapónica es de interés la conservación de sólidos y agua. Además, independientemente del tratamiento de aguas residuales aplicado, su objetivo debe ser reducir los sólidos y, al mismo tiempo, mineralizar sus nutrientes. En otras palabras, el objetivo es obtener un efluente libre de sólidos pero rico en nutrientes solubilizados (es decir, aniones y cationes) que pueda ser reinsertado en el bucle de agua en una configuración acoplada (Fig. 10.1a) o directamente en los lechos de cultivo hidropónico en una configuración desacoplada (Fig. 10.1b). Los sólidos de lodos de peces se componen principalmente de materia orgánica degradable, por lo que la reducción de sólidos puede llamarse reducción orgánica. De hecho, las moléculas orgánicas complejas (por ejemplo, proteínas, lípidos, carbohidratos, etc.) están compuestas principalmente por carbono y se reducirán sucesivamente a compuestos de menor peso molecular hasta las últimas formas gaseosas de COSub2/sub y CHSub4/sub (en el caso de la fermentación anaeróbica). Durante este proceso de degradación, los macronutrientes (es decir, N, P, K, Ca, Mg y S) y micronutrientes (es decir, Fe, Mn, Zn, Cu, B y Mo) que estaban unidos a las moléculas orgánicas se liberan en el agua en sus formas iónicas. Este fenómeno se denomina lixiviación de nutrientes o mineralización de nutrientes. Se puede suponer que cuando se logra una alta reducción orgánica, también se lograría una alta mineralización de nutrientes. Por un lado, el lodo contiene una proporción de minerales no disueltos y, por otro lado, algunos macro y micronutrientes se liberan durante el proceso de mineralización. Estos pueden precipitar rápidamente juntos y formar minerales insolubles. El estado entre los iones y los minerales precipitados de la mayoría de los macro y micronutrientes depende del pH. Los minerales más conocidos que precipitan en los biorreactores son el fosfato de calcio, el sulfato de calcio, el carbonato de calcio, la pirita y la estruvita (Peng et al. 2018; Zhang et al. 2016). Conroy y Couturier (2010) observaron que Ca y P fueron liberados en el reactor anaeróbico cuando el pH cayó por debajo de 6. Mostraron que la liberación correspondía exactamente a la mineralización del fosfato cálcico. Goddek et al. (2018) también observaron la solubilización de P, Ca y otros macronutrientes en el reactor de manta de lodos anaeróbicos de flujo ascendente (UASB) que se volvió ácido. Jung y Lovitt (2011) reportaron una movilización de nutrientes del 90% de lodos derivados de la acuicultura a un valor de pH muy bajo de 4. En esta condición, todos los macro y micronutrientes fueron solubilizados. Existe, pues, un antagonismo entre la reducción orgánica y la mineralización de nutrientes. De hecho, la reducción orgánica es máxima cuando los microorganismos son activos para degradar los compuestos orgánicos, y esto ocurre a pH en un rango de 6-8. Debido a que la lixiviación de nutrientes se produce a un pH inferior a 6, para una óptima reducción orgánica y mineralización de nutrientes, lo más eficaz sería dividir el proceso en dos pasos, es decir, un paso de reducción orgánica a un pH cercano al neutro y un paso de lixiviación de nutrientes en condiciones ácidas. Hasta donde sabemos, todavía no se ha informado de ninguna operación que utilice este enfoque de dos pasos. Esto abre un nuevo campo en el tratamiento de aguas residuales y se necesita más investigación para su implementación en acuapónica.

   

   Fig. 10.1 Implementación esquemática del tratamiento de lodos en un sistema acuapónico de bucle ** (a) ** y en el sistema aquapónico desacoplado ** (b) **

   La elección del alimento también es importante en este contexto. En los piensos a base de animales en los que una fracción de ingrediente principal se basa todavía en fuentes animales (por ejemplo, harina de pescado, harina de huesos), el fosfato unido, por ejemplo, como apatita (derivado de harina ósea), está fácilmente disponible en condiciones ácidas, mientras que los piensos a base de plantas contienen fitato como una fuente importante de fosfato. El fitato en contraste con, por ejemplo, apatita requiere conversión enzimática (fitasa) (Kumar et al. 2012), por lo que el fosfato no es tan fácil de obtener.

3. 10.3 Tratamientos aeróbicos

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   El tratamiento aeróbico mejora la oxidación del lodo al apoyar su contacto con el oxígeno. En este caso, la oxidación de la materia orgánica es impulsada principalmente por la respiración de microorganismos heterotróficos. El COSub2/sub, el producto final de la respiración, se libera como se muestra en la Eq. (10.1).

   $C_6H_ {12} O_6 + 6\ O_2\ rarr 6\ CO_2+6\ H_2O +energía$ (10.1)

   Este proceso en los reactores aeróbicos se logra principalmente inyectando aire en la mezcla de lodo y agua con sopladores de aire conectados a difusores y hélices. La inyección de aire también garantiza una mezcla adecuada del lodo.

   Durante este proceso oxidativo, se liberan los macro y micronutrientes ligados a la materia orgánica. Este proceso se denomina mineralización aeróbica. Por lo tanto, se pueden reciclar otros nutrientes durante el proceso de mineralización, mientras que algunos nutrientes, como el sodio y el cloruro, también pueden superar su umbral para la aplicación hidropónica y deben controlarse cuidadosamente antes de su aplicación (Rakocy et al. 2007). La mineralización aeróbica de la materia orgánica, derivada de la unidad de eliminación de sólidos (por ejemplo, clarificador o filtro de tambor) en RAS, es una forma fácil de reciclar nutrientes para su posterior aplicación acuapónica.

   Además, durante el proceso de digestión aeróbica, el pH disminuye y promueve la mineralización de los minerales ligados atrapados en el lodo. Por ejemplo, Monsees et al. (2017) mostraron que P se liberó del lodo RAS debido a este cambio de pH. Esta disminución del pH se debe principalmente a la respiración y, en menor medida, probablemente, a la nitrificación.

   Debido al suministro constante de oxígeno a través de la aireación de la cámara de mineralización y a la abundancia de materia orgánica, los microorganismos heterotróficos encuentran condiciones ideales para crecer. Esto resulta en un aumento de la respiración y la liberación de COSub2/sub que se disuelve en agua. El COSub2/sub forma ácido carbónico que disocia y reduce así el pH del agua de proceso, como se ilustra en la ecuación siguiente:

   $CO_ {2 (g)} +2\ H_2O\ rarr H_3O^++ {HCO_3} ^-$ (10.2)

   Las aguas residuales derivadas del RAS suelen contener NHSub4/SubSUP+/SUP y, además, se caracterizan por un pH neutro de alrededor de 7, ya que el pH del RAS debe mantenerse a ese nivel para garantizar la conversión microbiana óptima de NHSub4/SubSUP+/SUP a NOSub3/sub dentro del biofiltro (es decir, nitrificación). El proceso de nitrificación puede contribuir a la disminución del pH en los reactores aeróbicos en la fase inicial mediante la liberación de protones en el agua de proceso, como se puede observar en la siguiente ecuación:

   $ {NH_4} ^+ 2\ O_2\ rarr {NO_3} ^- +2\ H^++H_2O+Energía$ (10.3)

   Esto es válido al menos para la fase inicial en la que el pH sigue siendo superior a 6. A un pH ≤ 6, la nitrificación podría disminuir significativamente o incluso cesar (Ebeling et al. 2006). Sin embargo, esto no representa un problema para la unidad de mineralización.

   La disminución general del pH en la unidad de mineralización aeróbica en el proceso en curso es el principal impulsor de la liberación de nutrientes presentes bajo la forma de minerales precipitados como fosfatos de calcio. Monsees et al. (2017) señalaron que alrededor del 50% del fosfato en el lodo era soluble en ácido, derivado de un Tilapia RAS donde se aplicó un pienso estándar que contenía harina de pescado. Aquí, alrededor del 80% del fosfato dentro del RAS se perdió por la limpieza del decantador y el descarte de la mezcla de lodo y agua. Teniendo en cuenta este hecho, se aclara el gran potencial de las unidades de mineralización para aplicaciones acuapónicas.

   Las ventajas de la mineralización aeróbica son el bajo mantenimiento, sin necesidad de personal cualificado y sin reoxigenación posterior. El agua enriquecida se puede utilizar directamente para la fertilización de plantas, gestionada idealmente por un sistema en línea para la preparación adecuada de la solución nutritiva. Una desventaja en comparación con la mineralización anaeróbica es que no se produce metano (Chen et al. 1997) y, como ya se ha mencionado, la mayor demanda de energía debido a la necesidad de aireación constante.

   10.3.1 Unidades de mineralización aeróbica

   

   Fig. 10.2 Ejemplo esquemático de una unidad de mineralización aeróbica operada en modo lote. La cámara de mineralización (marrón) está separada de la cámara de salida (azul) por una placa tamiz que está cubierta por una placa de cubierta sólida durante el proceso de mineralización (aireación fuerte) para evitar la obstrucción y la formación de partículas finas. El agua rica en orgánicas procedente de un clarificador o filtro de tambor entra en la unidad de mineralización a través de la entrada. Después de completar un ciclo de mineralización, el agua rica en nutrientes y libre de sólidos sale de la unidad de mineralización a través de la salida y se transfiere directamente a la unidad hidropónica o se mantiene en un tanque de almacenamiento hasta que sea necesario

   En la Fig. 10.2 se presenta un ejemplo de diseño de una unidad de mineralización aeróbica. La entrada se conecta a la unidad de extracción de sólidos a través de una válvula, que permite el llenado discontinuo de la cámara de mineralización con una mezcla de lodo y agua. La cámara de mineralización se airea a través de aire comprimido para promover la respiración de bacterias heterotróficas y para mantener los procesos de desnitrificación anaeróbica lo más mínimo posible. Para evitar que el material orgánico salga de la cámara de mineralización, una placa de tamiz podría servir como barrera. Idealmente, se debe utilizar una segunda placa de cubierta impermeable para cubrir el tamiz durante el proceso de mineralización (durante la aireación). Esto debería evitar que la placa del tamiz se obstruya, ya que durante la aireación pesada el material orgánico se movería constantemente contra la placa del tamiz. Antes de transferir el agua rica en nutrientes de la cámara de mineralización a la unidad hidropónica, la aireación se detiene para permitir que las partículas se asienten. Posteriormente, se retira la placa de cubierta y el agua enriquecida con nutrientes puede pasar a través de la placa tamiz y salir de la cámara de mineralización a través de la salida, como se sugiere en la Fig. 10.2. Finalmente, la placa de cubierta se vuelve a colocar, la cámara de mineralización se rellena con mezcla de lodo y agua derivada del RAS, y el proceso de mineralización comienza de nuevo (es decir, proceso por lotes).

   La unidad de mineralización debe tener al menos el doble del volumen del clarificador para permitir una mineralización continua. Un ciclo de mineralización puede durar hasta 5-30 días dependiendo del sistema, la carga orgánica y el perfil de nutrientes requerido, y debe elaborarse para cada sistema individual. Para los sistemas que incluyen un filtro de tambor, como ocurre en la mayoría de las RAS modernas, el tamaño de la unidad de mineralización debe ajustarse según la salida diaria o semanal de lodos del filtro de tambor. Dado que hasta ahora no se ha ensayado en una configuración experimental, actualmente no es posible formular recomendaciones específicas.

   Implementación ## 10.3.2

   En la Fig. 10.3 se presenta un ejemplo de la implementación de una unidad de mineralización aeróbica en un sistema aquapónico desacoplado. Dado que no se requiere tratamiento previo y posterior (por ejemplo, reoxigenación), la unidad de mineralización puede colocarse directamente entre la unidad de eliminación de sólidos y los lechos hidropónicos. Al instalar una válvula antes y después de la unidad de mineralización, es posible una operación discontinua y la entrega de nutrientes a la unidad hidropónica bajo demanda, pero en muchos casos, se requeriría un tanque de almacenamiento adicional. Idealmente, después de dirigir el agua rica en nutrientes a la unidad hidropónica, el agua desplazada se reemplaza con lodos nuevos y agua de la unidad de eliminación de sólidos. Dependiendo del volumen de la unidad de mineralización, es importante tener en cuenta que la recarga con nueva mezcla de lodo y agua puede dar lugar a un aumento del pH de nuevo, por lo que el proceso de mineralización podría interrumpirse. Al aumentar el tamaño de la unidad de mineralización, este efecto sería amortiguado. En el estudio realizado por Rakocy et al. (2007) que investigó residuos orgánicos líquidos de dos sistemas acuícolas, un tiempo de retención de 29 días para la mineralización aeróbica resultó en un éxito sustancial de la mineralización. Sin embargo, esto también depende del contenido de TS dentro de la cámara de mineralización, del alimento aplicado al RAS, de la temperatura y de los requerimientos nutritivos de las plantas que se producen dentro de la unidad hidropónica.

   

   Fig. 10.3 Imagen esquemática de un sistema aquapónico desacoplado que incluye una unidad de mineralización aeróbica. El agua puede transferirse al depósito de nutrientes ya sea desde el bucle de agua RAS o directamente desde la unidad de mineralización

4. 10.4 Tratamientos anaeróbicos

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   La digestión anaeróbica (DA) se ha utilizado durante mucho tiempo para la estabilización y reducción del proceso de masa de lodos, principalmente debido a la simplicidad de operación, los costos relativamente bajos y la producción de biogás como fuente de energía potencial. La representación estequiométrica general de la digestión anaeróbica puede describirse de la siguiente manera:

   $cnhaOB+ (n-a/4-b/2)\ cpunto H_2O\ rarr (n/2-a/8+b/4)\ cpunto CO_2+ (n/2+a/8-b/4)\ cdot CH4$ (10.4)

   Ecuación 10.4 Balance general de masa de biogás (Marchaim 1992).

   Y la concentración teórica de metano se puede calcular de la siguiente manera:

   $ [CH_4] =0.5+ (a/4+b/2) /2n$ (10,5)

   Ecuación 10.5 Concentración teórica esperada de metano en el biogás (Marchaim 1992).

   Los productos finales de AD son principalmente materiales inorgánicos (por ejemplo, minerales), compuestos orgánicos ligeramente degradados y biogás que normalmente se compone de\ > 55% de metano (CHSub4/sub) y dióxido de carbono (COSub2/sub), con sólo niveles pequeños (\ 1%) de sulfuro de hidrógeno (H<sub2/subs) y nitrógeno amoníaco total (NHSub3/ SubSUP+/SUP/NH4SUP+/SUP) (Appels et al. 2008).

   

   Fig. 10.4 Diagrama esquemático que muestra la degradación anaeróbica de la materia orgánica basada en García et al. (2000)

   Durante el proceso de AD, el lodo orgánico sufre cambios considerables en sus propiedades físicas, químicas y biológicas y puede dividirse esquemáticamente en cuatro etapas (Fig. 10.4). La primera etapa es la hidrólisis, donde la materia orgánica compleja como lípidos, polisacáridos, proteínas y ácidos nucleicos se degradan en sustancias orgánicas solubles (azúcares, aminoácidos y ácidos grasos). Este paso se considera generalmente limitante de tasas (Deublein y Steinhauser 2010). En el segundo paso de acidogénesis, los monómeros formados en el primer paso se dividen más, y los ácidos grasos volátiles (VFA) son producidos por bacterias acidogénicas (fermentativas) junto con amoníaco, COSub2/sub, HSub2/subs y otros subproductos. El tercer paso es la acetogénesis, donde el VFA y los alcoholes son aún más digeridos por los acetógenos para producir principalmente ácido acético, así como COSub2/sub y HSub2/sub. Esta conversión se controla en gran medida por la presión parcial de HSub2/sub en la mezcla. El último paso es la metanogénesis, donde el metano es producido principalmente por dos grupos de bacterias metanogénicas: las arcas acetotróficas, que dividen el acetato en metano y COSub2/sub, y las arqueas hidrogenotróficas, que utilizan hidrógeno como donante de electrones y dióxido de carbono como aceptor de electrones para producir metano (Appels y otros, 2008).

   Diversos factores como el pH del lodo, la salinidad, la composición mineral, la temperatura, la tasa de carga, el tiempo de retención hidráulica (HRT), la relación carbono-nitrógeno (C/N) y el contenido de ácidos grasos volátiles influyen en la digestibilidad del lodo y la producción de biogás (Khalid et al. 2011).

   

   Fig. 10.5 Esquema de un reactor de manta de lodos anaeróbicos de flujo ascendente (UASB)

   El tratamiento de lodos anaeróbicos de la RAS comenzó hace unos 30 años con informes sobre lodos de agua dulce (Lanari y Franci 1998) seguidos de informes sobre operaciones marinas (Arbiv y van Rijn 1995; Klas et al. 2006; McDermott et al. 2001) y aguas salobres (Gebauer y Eikebrokk 2006; Mirzoyan et al. 2008). Recientemente, se sugirió el uso de UASB (Fig. 10.5) para AD de lodos RAS seguido de la producción de biogás como fuente alternativa de energía (Mirzoyan et al. 2010). El reactor está hecho de un tanque, parte del cual se llena con una manta de lodos granulares anaeróbicos que contiene las especies de microorganismos activos. El lodo fluye hacia arriba a través de una «manta microbiana» donde es degradado por los microorganismos anaeróbicos y se produce biogás. Un colono de cono invertido en la parte superior del digestor permite la separación de gases y líquidos. Cuando el biogás se libera del floc, se orienta hacia el cono por los deflectores que se van a recoger. Una mezcla lenta en el reactor resulta del flujo ascendente junto con el movimiento natural de los flojos microbianos que se unen a las burbujas de biogás. En algún momento, el floc deja la burbuja de gas y se instala de nuevo permitiendo que el efluente esté libre de TSS, que luego puede ser reciclado de nuevo al sistema o liberado. Las principales ventajas de la UASB son los bajos costos operativos y la simplicidad de operación, al tiempo que proporciona una alta eficiencia solidremoval (\ > 92%) para residuos con bajo contenido de SST (1 — 3%) (Marchaim 1992; Yogev et al. 2017).

   Dos estudios de caso recientes demostraron el uso de UASB como tratamiento de sólidos en RAS marinas y salinas a escala piloto, que proporcionan un ejemplo de las ventajas potenciales de esta unidad en acuapónica (Tal et al. 2009; Yogev et al. 2017). Un análisis detallado del balance de carbono sugiere que alrededor del 50% del carbono introducido (del alimento) se eliminó por asimilación y respiración de los peces, el 10% se eliminó por biodegradación aeróbica en el biorreactor de nitrificación y el 10% se eliminó en el reactor de desnitrificación (Yogev et al. 2017). Por lo tanto, en general se introdujo alrededor del 25% de carbono en el reactor UASB, de los cuales el 12,5% se convirtió en metano, el 7,5% en COSub2/sub y el resto (\ ~ 5%) se mantuvo como carbono no degradable en el UASB. En resumen, se demostró que el uso de UASB permitió una mejor recirculación del agua (\ > 99%), menor producción de lodos (\ 8%) en comparación con RAS típicas que no tienen tratamiento sólido in situ, y recuperación de energía que puede representar el 12% de la demanda total de energía del RAS. Cabe señalar que el uso de UASB en acuapónica también permitirá una recuperación significativa de hasta un 50% más de nutrientes como nitrógeno, fósforo y potasio, ya que se liberan en el agua como resultado de la biodegradación sólida (Goddek et al. 2018).

   El biorreactor de membrana anaeróbica (AnmBR) es una tecnología más avanzada. El proceso principal consiste en usar una membrana especial para separar los sólidos del líquido en lugar de usar un proceso de decantación como en UASB. La fermentación de lodos se produce en un tanque anaeróbico simple y los efluentes lo dejan a través de la membrana. Dependiendo del tamaño del poro de la membrana (bajando a 0.1—0.5 μm), incluso los microorganismos pueden ser retenidos. Existen dos tipos de diseño biorreactor de membrana: uno utiliza un modo de corriente lateral fuera del tanque, y el otro tiene la unidad de membrana sumergida en el tanque (Fig. 10.6), siendo este último más favorable en la aplicación ANMBR debido a su configuración más compacta y menor consumo de energía (Chang 2014). Las membranas de diferentes materiales, como cerámica o polimérica (por ejemplo, fluoruro de polivinildeno (PVDF), polietileno, politersulfona (PES), cloruro de polivinilo (PVC)) pueden configurarse como placas y bastidores, fibras huecas o unidades tubulares (Gander et al. 2000; Huang et al. 2010). AnmBR tiene varias ventajas significativas sobre los reactores biológicos típicos como el UASB, a saber, el desacoplamiento del tiempo de retención de lodos (largo) y (corto) tiempo de residencia hidráulica (HRT), lo que permite superar el problema de la cinética lenta del proceso AD; muy alta calidad de efluentes en la que la mayoría de los los nutrientes permanecen; y la eliminación de patógenos y una pequeña huella (Judd y Judd 2008). Además, la producción eficiente de biogás en el ANMBR puede resultar en un balance energético neto.

   

   Fig. 10.6 (a) MBR de corriente lateral con una unidad de filtración separada con el fluido retenido reciclado de nuevo al biorreactor; (b) MBR sumergido: unidad de filtración integrada en el biorreactor. (Gander y otros 2000)

   Si bien esta tecnología merece mucha atención e investigación, cabe señalar que, dado que se trata de una tecnología bastante nueva, todavía hay varios inconvenientes importantes que deben abordarse antes de que la industria acuícola adopte ANMBR. Estos son los altos costos operativos debidos al mantenimiento de la membrana para evitar el biofouling, el intercambio regular de membranas y la alta co<sub2/subfracción (30— 50%) en el biogás, lo que limita su utilización y contribuye a la emisión de gases de efecto invernadero (GEI) (Cui et al. 2003). Como aspecto positivo, en un futuro próximo se desarrollarán nuevas técnicas de prevención de la biotecnología, mientras que el costo de la membrana disminuirá con el uso más amplio de esta tecnología. La combinación de un UASB con un reactor de membrana para filtrar el efluente UASB ha sido estudiada con éxito para eliminar el carbono orgánico y el nitrógeno (An et al. 2009). Esta combinación parece una opción prometedora para la acuapónica para el uso seguro y sanitario de los efluentes UASB.

   Implementación ## 10.4.1

   Una posible solución para la aplicación de reactores anaeróbicos es de manera secuencial (véase también cap. 8. Una combinación de «pH alto y pH bajo» permite cosechar metano (y así reducir el carbono) en el primer paso de pH alto y movilizar nutrientes en el lodo descarbonizado en un entorno posterior de pH bajo. La ventaja de este método es que la reducción de carbono en condiciones de pH alto resulta en menos VFA, lo que puede ocurrir durante el segundo paso de pH bajo (Fig. 10.7). Este enfoque también permite la co-digestión de la materia vegetativa verde (es decir, de cualquier cosecha de plantas, habrá materia vegetativa residual que podría pasar a través de dicho digestor) para aumentar tanto la producción de biogás como la recuperación de nutrientes del esquema general.

   Otra posibilidad de integración técnica ha sido presentada por Ayre et al. (2017). Proponen descargar el efluente de un digestor anaeróbico de alto pH a un estanque de cultivo de algas. Dentro de ese estanque se cultivan algas, cuya biomasa se puede utilizar para la alimentación animal de acuicultura o biofertilización (Fig. 10.8). Puede encontrarse información más detallada sobre este enfoque en cap. 11.

   

   Fig. 10.7 Sistema anaeróbico de dos etapas. En la primera etapa (pH alto), el carbono se eliminará del lodo como biogás, mientras que el bajo pH en la segunda etapa permite que los nutrientes atrapados en el lodo se disuelvan en el agua. Por lo general, los ácidos grasos volátiles (VFA) se formarían en ambientes de bajo pH. Sin embargo, la eliminación de la fuente de carbono en la primera etapa limita la producción de VFA en una configuración secuencial de este tipo

   

   Fig. 10.8 Sistema de digestión anaeróbica integrado con acuicultura y cultivo de algas basado en Ayre et al. (2017)

5. 10.5 Metodología para cuantificar el rendimiento de reducción de lodos y mineralización

   Original publication 2019 · Publicado por primera vez en FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Para determinar la digestión del tratamiento de lodos acuapónicos en biorreactores aeróbicos y anaeróbicos, es necesario seguir una metodología específica. En este capítulo se presenta una metodología adaptada para el tratamiento de lodos acuapónicos. Se han desarrollado ecuaciones específicas para cuantificar con precisión su desempeño (Delaide et al. 2018), y estas deben ser utilizadas para evaluar el desempeño del tratamiento aplicado en una planta acuapónica específica.

   Para evaluar el rendimiento del tratamiento, es necesario lograr un enfoque de equilibrio de masas. Requiere que las masas de SAT, DQO y nutrientes se determinen para todos los insumos y salidas del reactor (es decir, lodos frescos). El contenido del reactor también debe muestrearse al principio y al final del período estudiado. La entrada, la salida y el contenido de los reactores deben mezclarse perfectamente para el muestreo. La entrada y la salida de los reactores deben muestrearse básicamente cada vez que los reactores se alimentan con lodos frescos.

   A continuación, el rendimiento de reducción de lodos del reactor (η) puede formularse de la siguiente manera:

   $\ eta_s = 100% (1- (\ Delta S + S_ {out}) /S_ {in}) $ (10.6)

   donde ΔS es el lodo que se encuentra dentro del reactor al final del período estudiado menos el que está al principio del período, Ssubout/sub es el lodo total que dejó el reactor en la salida, y Ssubin/sub es el lodo total que entró en el reactor a través de la entrada.

   Para la reducción orgánica, el lodo (es decir, el término S) puede caracterizarse por la masa seca de lodo (es decir, SAT) o la masa de oxígeno necesaria para oxidar el lodo (es decir, DQO). Por lo tanto, para los rendimientos de reducción de DQO y TSS, cuanto menor sea la acumulación y menor sea la cantidad en el flujo de salida, mayor será el rendimiento de reducción (es decir, alto porcentaje) y, por lo tanto, menos sólidos descargados fuera del bucle.

   Basándose en el mismo balance de masa, el rendimiento de mineralización de nutrientes del tratamiento (), es decir, la conversión en iones solubles de los macro y micronutrientes presentes en el lodo bajo formas no disueltas, se puede utilizar la fórmula siguiente:

   $\ Zeta_n = 100% ((DN_ {out} -DN_ {in})/(TN_ {in} -DN_ {in}) $ (10.7)

   donde es la recuperación del nutriente N al final del período estudiado en porcentaje, DNSubout/sub es la masa total de nutriente disuelto en el flujo de salida, DNSubin/sub es la masa total de nutriente disuelto en la entrada y TNSubin/sub es la masa total de nutrientes disueltos más no disueltos en la entrada.

   Así, al igual que los rendimientos de reducción orgánica, cuanto menor sea la acumulación dentro del reactor y el contenido de nutrientes no disueltos en el flujo de salida, mayor será el rendimiento de mineralización (es decir, alto porcentaje) y por lo tanto el nutriente disuelto recuperado en el efluente (o flujo de salida) para el cultivo acuapónico fertilización (véase el ejemplo 10.1). Las ecuaciones de balance de masas presentadas se utilizan en el cuadro de ejemplo.

   Ejemplo 10.1

   El rendimiento digestión de un biorreactor anaeróbico de 250-L ha sido evaluado durante un periodo de 8 semanas. Se alimentó una vez al día con 25 L de lodo fresco proveniente de un sistema Tilapia RAS, y se retiró del biorreactor el volumen (o salida) equivalente sobrenadante. El lodo fresco (entrada) tuvo una SST de 10 g de masa seca (MS) por litro o 1%, y el sobrenadante (salida) tuvo un SST de 1 GDM/L o 0,1%. El SAT dentro del biorreactor al principio y al final del período fue de 20 GDM/L. En consecuencia, las entradas totales de DM, salidas y dentro del biorreactor durante el período evaluado se calculan de la siguiente manera:

   DM en = 0,01 kg/LD $\ veces $25 L $\ veces $7 días $\ veces$ 8 semanas = 14 kg

   DM fuera = 0,001 kg/LD $\ veces$ 25 L $\ veces $7 días $\ veces$ 8 semanas = 1,4 kg

   DM a = DM tf = 250 L $\ veces$ 0.02 kg/l = 5kg

   El rendimiento de reducción del SAT (ηSST) del biorreactor puede calcularse de la siguiente manera:

   $\ bold {\ eta} _ {TSS} =100% (1- ((5-5) +1.4) /14) = 90\ %$

   El rendimiento de mineralización P del biorreactor puede evaluarse sabiendo que el lodo fresco (entrada) tenía una concentración de P disuelta de 15 mg/L y un contenido total de P de 90 mg/L. La concentración de P disuelta en el sobrenadante (salida) fue de 20 mg/L. P disuelto en las entradas y salidas durante el período evaluado se calculan de la siguiente manera:

   TP en = 0,090 g/LD $\ veces $25 L $\ veces $7 días $\ veces$ 8 semanas = 126 kg

   DP in = 0.015 g/LD $\ veces$ 25 L $\ veces $7 días $\ veces$ 8 semanas = 21 kg

   DP out = 0.020 g/LD $\ veces$ 25 L $\ veces $7 días $\ veces$ 8 semanas = 28 kg

   El rendimiento de mineralización P (subp/sub) del biorreactor puede calcularse de la siguiente manera:

   $_p = 100% ((28 - 21)/(126 - 21)) = 6.67\ %$

6. 10.6 Conclusiones

   Original publication 2019 · Publicado por primera vez en FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   El tratamiento de lodos de peces para la reducción y la recuperación de nutrientes se encuentra en una fase temprana de aplicación. Se necesitan más investigaciones y mejoras, que verán el día con la creciente preocupación de la economía circular. De hecho, los lodos de peces deben considerarse más como una fuente valiosa en lugar de un residuo desechable.