Source material

Capítulo 3 Tecnologías de recirculación de la acuicultura

1. 3.1 Introducción

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

   Los sistemas acuícolas de recirculación (RAS) describen sistemas intensivos de producción de peces que utilizan una serie de pasos de tratamiento del agua para depurar el agua de cría y facilitar su reutilización. Las RAS incluirán generalmente: 1) dispositivos para eliminar partículas sólidas del agua compuestos por heces de pescado, piensos no consumidos y flotas bacterianas (Chen et al. 1994; Couturier et al. 2009), 2) biofiltros nitriantes para oxidar el amoníaco excretado por los peces a nitrato (Gutierrez-Wing y Malone 2006) y 3) un número de dispositivos de intercambio de gases para eliminar el dióxido de carbono disuelto expulsado por los peces, así como la adición de oxígeno requerido por los peces y las bacterias nitrificantes (Colt and Watten 1988; Moran 2010; Summerfelt 2003; Wagner et al. 1995). Además, RAS también puede utilizar la irradiación UV para la desinfección del agua (Sharrer et al. 2005; Summerfelt et al. 2009), ozonización y desnatación de proteínas para sólidos finos y control microbiano (Attramadal et al. 2012a; Gonçalves y Gagnon 2011; Summerfelt y Hochheimer 1997) y sistemas de desnitrificación para eliminar nitratos (van Rijn y otros 2006).

   La moderna tecnología acuícola de recirculación se ha desarrollado durante más de 40 años, pero las nuevas tecnologías ofrecen cada vez más formas de cambiar los paradigmas de las RAS tradicionales, incluyendo mejoras en procesos clásicos como la captura de sólidos, la biofiltración y el intercambio de gases. La RAS también ha experimentado importantes avances en términos de escala, capacidad de producción y aceptación del mercado, con sistemas cada vez más grandes y robustos.

   En este capítulo se analiza cómo la tecnología RAS se ha desarrollado en las últimas dos décadas desde un período de consolidación tecnológica hasta una nueva era de implementación industrial.

   3.1.1 Historia de RAS

   La primera investigación científica sobre RAS llevada a cabo en Japón en la década de 1950 se centró en el diseño de biofiltros para la producción de carpas impulsada por la necesidad de utilizar recursos hídricos localmente limitados de manera más productiva (Murray et al. 2014). En Europa y los Estados Unidos, los científicos intentaron también adaptar las tecnologías desarrolladas para el tratamiento de aguas residuales domésticas a fin de reutilizar mejor el agua dentro de los sistemas de recirculación (por ejemplo, procesos de lodos activados para el tratamiento de aguas residuales, goteo, biofiltros sumergidos y de flujo descendente y varios sistemas de filtración). Estos primeros esfuerzos incluyeron principalmente trabajos sobre sistemas marinos para la producción de peces y crustáceos, pero pronto se adoptaron en regiones áridas donde el sector agrícola está restringido por el abastecimiento de agua. En acuicultura, se han diseñado diferentes soluciones para maximizar el uso del agua, incluyendo sistemas de recirculación altamente intensivos que incorporan sistemas de filtración de agua como filtros de tambor, filtros biológicos, espumadores de proteínas y sistemas de inyección de oxígeno (Hulata y Simon 2011). A pesar de la fuerte convicción de los pioneros de la industria sobre la viabilidad comercial de su trabajo, la mayoría de los primeros estudios se centraron exclusivamente en la oxidación de residuos tóxicos de nitrógeno inorgánico derivados del metabolismo proteico. La confianza en la tecnología se vio reforzada por el funcionamiento exitoso de acuarios públicos y domésticos, que generalmente cuentan con unidades de tratamiento de gran tamaño para garantizar el agua cristalina. Además, las densidades de existencias extremadamente bajas y los insumos de piensos asociados significaron que esa sobreingeniería todavía contribuía relativamente pequeña a los costos de capital y de funcionamiento del sistema en comparación con las RAS intensivas. En consecuencia, no se tuvieron en cuenta los cambios en la dinámica de los procesos asociados con el cambio de escala, lo que dio lugar a la reducción del tamaño de las unidades de tratamiento de la RAS a fin de minimizar los costos de capital. Como consecuencia, los márgenes de seguridad eran demasiado estrechos o inexistentes (Murray et al. 2014). Debido a que muchos de los científicos pioneros tenían antecedentes biológicos y no de ingeniería, las mejoras técnicas también se vieron limitadas por la falta de comunicación entre científicos, diseñadores, personal de construcción y operadores. La elaboración de una terminología normalizada, unidades de medida y formatos de presentación de informes en 1980 (EIFAC/CIEM 1980) contribuyó a resolver la situación, aunque aún persistían las diferencias regionales. No fue hasta mediados de la década de 1980 que los parámetros cíclicos de calidad del agua se reconocieron como importantes en la producción de estanques, por ejemplo, midiendo periódicamente las concentraciones de pH, oxígeno, TAN (nitrógeno amoniaco total), NO2 (nitrato), DBO (demanda bioquímica de oxígeno) y DQO (demanda química de oxígeno).

   En la última parte del siglo pasado, se publicaron numerosos artículos sobre el desarrollo temprano de la RAS. Rosenthal (1980) analizó el estado de los sistemas de recirculación en Europa occidental, mientras que Bovendeur et al. (1987) desarrollaron un sistema de recirculación de agua para el cultivo del bagre africano en relación con la producción de residuos y la cinética de eliminación de residuos (se presentó un diseño para un sistema de tratamiento de aguas compuesto por un clarificador primario y un reactor aeróbico de película fija que demostró resultados satisfactorios para el cultivo de alta densidad del bagre africano). Este trabajo formó parte del rápido desarrollo de los sistemas de cultivo de peces hasta mediados de la década de 1990 en Europa septentrional y occidental (Rosenthal y Black 1993), así como en América del Norte (Colt 1991). Nuevas clasificaciones, como la clasificación según la forma en que el agua fluye a través de un sistema acuícola, proporcionaron información clave con respecto a los procesos de calidad del agua que son importantes para la producción de peces (Krom y van Rijn 1989). En trabajos posteriores de van Rijn (1996), se introdujeron conceptos centrados en los procesos biológicos subyacentes a los sistemas de tratamiento. Las conclusiones de este trabajo fueron que la incorporación de métodos para reducir la acumulación de lodos y nitratos resultó en condiciones de calidad del agua más estables dentro de las unidades de cultivo. Durante este período, la producción de RAS aumentó significativamente en volumen y diversidad de especies (Rosenthal 1980; Verreth y Eding 1993; Martins et al. 2005). Hoy en día, más de 10 especies se producen en RAS (bagre africano, anguila y trucha como principales especies de agua dulce y rodaballo, lubina y lenguado como especies marinas principales) (Martins et al 2010b), convirtiéndose también en un elemento crucial en la producción de larvas y juveniles de diversas especies.

   Si bien se han alcanzado o pronto se alcanzarán los máximos rendimientos sostenibles de muchas especies acuáticas silvestres, y muchas especies ya están sobreexplotadas, RAS se considera una tecnología clave que ayudará al sector acuícola a satisfacer las necesidades de especies acuáticas en las próximas décadas (Ebeling y Timmons 2012).

   3.1.2 Una breve historia de la acuapónica en el contexto de la RAS

   

   Fig. 3.1 Chinampas (jardines flotantes) en Centroamérica — construcción artificial de islas como antecedente de la tecnología acuapónica. (De Marzolino/ Shutterstock.com)

   La acuapónica es un término que ha sido 'acuñado' en la década de 1970, pero en la práctica tiene raíces antiguas, aunque todavía hay discusiones sobre su primera aparición. Las islas agrícolas aztecas cultivadas conocidas como chinampas (las primeras 1150—1350CE), en un sistema considerado por algunos como la primera forma de acuapónica para uso agrícola (Fig. 3.1). En tales sistemas, las plantas se criaron en islas estables, o en algún momento móviles y flotantes colocadas en aguas poco profundas del lago, donde el lodo rico en nutrientes podría ser dragado de los canales chinampa y colocado en las islas para apoyar el crecimiento de las plantas (Crossley 2004).

   Un ejemplo incluso anterior de acuapónica comenzó en el otro lado del mundo en el sur de China y se cree que se ha extendido dentro del sudeste de Asia, donde colonos chinos de Yunnan se establecieron alrededor del 5 de la CE. Los agricultores cultivaron y cultivaron arroz en arrozales en combinación con pescado (FAO 2001). Estos sistemas de cultivo policultural existían en muchos países del Lejano Oriente para la cría de peces como la locha oriental (Misgurnus anguillicaudatus) (Tomita-Yokotani et al. 2009), la anguila de pantano (fam. Synbranchidae), carpa común (Cyprinus carpio) y carpa crucian (Carassius carassius) (FAO 2004). En esencia, sin embargo, estos no eran sistemas acuapónicos, pero pueden describirse mejor como primeros ejemplos de sistemas integrados de acuicultura (Gómez 2011). En el siglo XX, los primeros intentos de crear sistemas de producción de pescado prácticos, eficientes e integrados junto a las verduras se realizaron en la década de 1970 con el trabajo de Lewis y Naegel (Lewis y Wehr 1976; Naegel 1977; Lewis et al. 1978). Otros sistemas tempranos fueron diseñados por Waten y Busch en 1984 y Rakocy en 1989 (Palm et al. 2018).

2. 3.2 Revisión del control de calidad del agua en RAS

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

   Las RAS son sistemas complejos de producción acuática que implican una serie de interacciones físicas, químicas y biológicas (Timmons y Ebeling 2010). Comprender estas interacciones y las relaciones entre los peces en el sistema y el equipo utilizado es crucial para predecir cualquier cambio en la calidad del agua y el rendimiento del sistema. Existen más de 40 parámetros de calidad del agua de los que se pueden utilizar para determinar la calidad del agua en la acuicultura (Timmons y Ebeling 2010). De ellos, sólo unos pocos (como se describe en las Secciones. [3.2.1](#321 -disuelvo oxígeno-do), [3.2.2](#322 -amoníaco), [3.2.3](#323 -biosólidos), [3.2.4](#324 -dióxido-cosub2sub), [3.2.5](#325 -total-gas-presión-tgp), [3.2.6](#326 -nitrato) y [3.2.7](#327 -alcalinidad)) se controlan tradicionalmente en la recirculación principal , dado que estos procesos pueden afectar rápidamente la supervivencia de los peces y son propensos a cambiar con la adición de piensos al sistema. Muchos otros parámetros de calidad del agua normalmente no se controlan o controlan porque (1) el análisis de la calidad del agua puede ser costoso, (2) el contaminante que se analizará puede diluirse con el intercambio diario de agua, (3) se descartan las fuentes potenciales de agua que las contengan o (4) porque su potencial negativo no se han observado efectos en la práctica. Por lo tanto, los siguientes parámetros de calidad del agua se controlan normalmente en RAS.

   3.2.1 Oxígeno disuelto (DO)

   El oxígeno disuelto (DO) es generalmente el parámetro de calidad del agua más importante en los sistemas acuáticos intensivos, ya que los bajos niveles de DO pueden provocar rápidamente un alto estrés en los peces, un mal funcionamiento del biofiltro nitrificante y, de hecho, pérdidas significativas de peces. Comúnmente, las densidades de población, la adición de piensos, la temperatura y la tolerancia de las especies de peces a la hipoxia determinarán las necesidades de oxígeno de un sistema. Dado que el oxígeno puede transferirse al agua en concentraciones superiores a su concentración de saturación en condiciones atmosféricas (esto se denomina supersaturación), existe una gama de dispositivos y diseños para garantizar que los peces reciban suficiente oxígeno.

   En RAS, la DO se puede controlar a través de aireación, adición de oxígeno puro, o una combinación de estos. Dado que la aireación sólo es capaz de elevar las concentraciones de DO hasta el punto de saturación atmosférica, la técnica está generalmente reservada para sistemas con carga ligera o sistemas con especies tolerantes como Tilapia o bagre. Sin embargo, los aireadores son también un componente importante de las RAS comerciales, donde el uso de oxígeno técnico costoso se reduce aireando el agua con un bajo contenido de oxígeno disuelto hasta el punto de saturación antes de sobreaturar el agua con oxígeno técnico.

   

   Fig. 3.2 Diagramas de dos ejemplos de transferencia de gas a líquido: aireación difusa e inyectores/aspiradores Venturi

   Hay varios tipos de aireadores y oxigenadores que se pueden utilizar en RAS y estos se encuentran dentro de dos grandes categorías: sistemas de gas a líquido y de líquido a gas (Lekang 2013). Los aireadores de gas a líquido comprenden principalmente sistemas de aireación difusos en los que el gas (aire u oxígeno) se transfiere al agua, creando burbujas que intercambian gases con el medio líquido (Fig. 3.2). Otros sistemas de gas a líquido incluyen el paso de gases a través de difusores, tubos perforados o placas perforadas para crear burbujas utilizando inyectores Venturi que crean masas de pequeñas burbujas o dispositivos que atrapan burbujas de gas en la corriente de agua, como el Speece Cone y el oxigenador de tubo en U.

   

   Fig. 3.3 Diagramas de dos ejemplos de transferencia de líquido a gas: el aireador de columna empacado y las salpicaduras de superficie en un tanque cerrado. El aireador de columna empacado permite que el agua gotee por un recipiente cerrado, generalmente lleno de medios estructurados, donde el aire es forzado a través de un ventilador o un soplador. Las salpicaduras de superficie que se encuentran en la acuicultura de estanques también se pueden utilizar en atmósferas cerradas enriquecidas con gases — normalmente oxígeno — para la transferencia de gas

   Los aireadores de líquido a gas se basan en la difusión del agua en pequeñas gotas para aumentar la superficie disponible para el contacto con el aire, o en la creación de una atmósfera enriquecida con una mezcla de gases (Fig. 3.3). El aireador de columna embalado (Colt y Bouck 1984) y los oxigenadores de cabeza baja (LHO) (Wagner et al. 1995) son ejemplos de sistemas de líquido a gas utilizados en la recirculación de la acuicultura. Sin embargo, otros sistemas de líquido a gas populares en estanques y granjas al aire libre, como los aireadores de rueda de paleta (Fast et al. 1999) también se utilizan en RAS.

   Existe una considerable literatura disponible sobre la teoría del intercambio de gases y los fundamentos de la transferencia de gas en el agua, y se alienta al lector no solo a consultar los textos de ingeniería de acuicultura y acuicultura, sino también a referirse a la ingeniería de procesos y a los materiales de tratamiento de aguas residuales para una mejor comprensión de estos procesos.

   3.2.2 Amoníaco

   En un medio acuoso, el amoníaco existe en dos formas: una forma no ionizada (NHSub3/sub) que es tóxica para los peces y una forma ionizada (NHSub4/Subsup+/SUP) que tiene baja toxicidad para los peces. Estos dos forman el nitrógeno amoníaco total (TAN), en el que la relación entre las dos formas es controlada por el pH, la temperatura y la salinidad. El amoníaco se acumula en el agua de cría como producto del metabolismo proteico de los peces (Altinok y Grizzle 2004) y puede alcanzar concentraciones tóxicas si no se trata. De los 35 tipos diferentes de peces de agua dulce que se han estudiado, el valor promedio de toxicidad aguda para amoníaco es de 2,79 mg NH3/L (Randall y Tsui 2002).

   El amoníaco se ha tratado tradicionalmente en sistemas de recirculación con biofiltros nitrificantes, dispositivos que están diseñados para promover comunidades microbianas que pueden oxidar el amoníaco en nitrato (NoSub3/sub). Aunque el uso de biofiltros nitrificantes no es nuevo, el RAS contemporáneo ha visto una racionalización de los diseños de biofiltro, con sólo unos pocos diseños bien estudiados que tienen una amplia aceptación. En los últimos años se han desarrollado otras técnicas altamente innovadoras para tratar el amoníaco, pero no se aplican ampliamente a nivel comercial (ejemplos que se indican a continuación).

   El amoníaco se oxida en biofiltros por comunidades de bacterias nitrificantes. Las bacterias nitrificantes son organismos quimiolitotróficos que incluyen especies de los géneros Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrospira, Nitrobacter y Nitrococcus (Prosser 1989). Estas bacterias obtienen su energía de la oxidación de compuestos nitrogenados inorgánicos (Mancinelli 1996) y crecen lentamente (la replicación ocurre 40 veces más lenta que para las bacterias heterotróficas) por lo que son fácilmente superadas por bacterias heterotróficas si el carbono orgánico, principalmente presente en biosólidos suspendidos en el cultivo agua, se les permite acumular (Grady y Lim 1980). Durante la operación RAS, una buena gestión del sistema depende en gran medida de minimizar los sólidos en suspensión mediante técnicas adecuadas de eliminación de sólidos (Fig. 3.4).

   Los biofiltros nitrificantes o los reactores de biofiltro se han clasificado aproximadamente en dos categorías principales: sistemas de crecimiento suspendido y sistemas de crecimiento asociados (Malone y Pfeiffer 2006). En los sistemas de crecimiento suspendido, las comunidades bacterianas nitrificantes crecen libremente en el agua, formando flojos bacterianos que también albergan ecosistemas ricos en los que están presentes protozoos, ciliados, nematodos y algas (Manan et al. 2017). Con una mezcla y aireación adecuadas, las algas, las bacterias, el zooplancton, las partículas de piensos y la materia fecal permanecen suspendidas en la columna de agua y floculan naturalmente juntas, formando las partículas que dan nombre a los sistemas de cultivo biofloc (Browdy et al. 2012). La principal desventaja de los sistemas de crecimiento suspendido es su tendencia a perder su biomasa bacteriana a medida que el agua del proceso fluye fuera del reactor, lo que requiere un medio para capturarla y devolverla al sistema. En los sistemas de crecimiento adjuntos, las formas sólidas (granos de arena, piedras, elementos plásticos) se utilizan como sustratos para retener las bacterias dentro del reactor y, por lo tanto, no necesitan un paso de captura de sólidos post-tratamiento. Generalmente, los sistemas de crecimiento adjuntos proporcionan más área superficial para la fijación bacteriana que los sistemas de crecimiento suspendido, y no producen sólidos significativos en su flujo de salida, que es una de las principales razones por las que los biofiltros de crecimiento adjuntos se han utilizado tan comúnmente en RAS.

   

   Fig. 3.4 Bacterias nitrificantes Nitrosomonas (izquierda) y Nitrobacter (derecha). (Foto izquierda: Bock et al. 1983. Foto derecha: Murray y Watson 1965)

   Se han hecho esfuerzos para clasificar los biofiltros y documentar su rendimiento a fin de ayudar a los agricultores y diseñadores a especificar sistemas con un mayor grado de fiabilidad (Drennan et al. 2006; Gutierrez-Wing y Malone 2006). En los últimos años, la industria acuícola ha optado por diseños de biofiltros que han sido ampliamente estudiados y por lo tanto pueden ofrecer un rendimiento predecible. El biorreactor de lecho móvil (Rusten et al. 2006), el biorreactor de filtro de arena fluidizada (Summerfelt 2006) y el biorreactor de lecho fijo (Emparanza 2009; Zhu y Chen 2002) son ejemplos de diseños de biofiltros de crecimiento adjuntos que se han convertido en estándar en RAS comerciales modernas. Los filtros de goteo (Díaz et al. 2012), otro diseño popular, han visto su popularidad reducida debido a sus requisitos de bombeo relativamente altos y tamaños relativamente grandes.

   3.2.3 Biosólidos

   Los biosólidos en RAS proceden de piensos para peces, heces y biofilms (Timmons y Ebeling 2010) y son uno de los parámetros de calidad del agua más críticos y difíciles de controlar. Dado que los biosólidos sirven como sustrato para el crecimiento bacteriano heterotrófico, un aumento en su concentración puede eventualmente resultar en un aumento del consumo de oxígeno, un rendimiento deficiente del biofiltro (Michaud et al. 2006), un aumento de la turbidez del agua e incluso un bloqueo mecánico de partes del sistema (Becke et al. 2016; Chen y otros 1994; Couturier y otros 2009).

   En las RAS, los biosólidos generalmente se clasifican tanto por su tamaño como por su capacidad de extracción mediante determinadas técnicas. De la fracción total de sólidos producidos en un RAS, los sólidos sedimentables son generalmente mayores de 100 μm y que pueden eliminarse por separación por gravedad. Los sólidos suspendidos, con tamaños que van desde 100 μm hasta 30 μm, son aquellos que no se depositan fuera de la suspensión, pero que pueden eliminarse por medios mecánicos (es decir, tamizado). Los sólidos finos, con tamaños inferiores a 30 μm, son generalmente aquellos que no pueden eliminarse por tamizado y deben controlarse por otros medios, como procesos físico-químicos, procesos de filtración de membrana, dilución o bioclarificación (Chen et al. 1994; Lee 2014; Summerfelt y Hochheimer 1997; Timmons y Ebeling 2010; Wold y otros 2014). Las técnicas de control de sólidos sedimentables y suspendidos son bien conocidas y desarrolladas, y existe una extensa literatura sobre el tema. Por ejemplo, el uso de tanques de doble drenaje, separadores de remolinos, separadores de flujo radial y cuencas de sedimentación es un medio popular para controlar sólidos asentables (Couturier et al. 2009; Davidson y Summerfelt 2004; De Carvalho et al. 2013; Ebeling et al. 2006; Veerapen et al. 2005). Los filtros de micropantalla son el método más popular para el control de sólidos suspendidos (Dolan et al. 2013; Fernandes et al. 2015) y a menudo se utilizan en la industria para controlar tanto sólidos asentables como en suspensión con una sola técnica. Otros dispositivos de captura de sólidos populares son los filtros de profundidad como los filtros de cuentas (Cripps y Bergheim 2000) y los filtros rápidos de arena, que también son populares en aplicaciones de piscinas. Además, las directrices de diseño para evitar la acumulación de sólidos en tanques, tuberías, sumideros y otros componentes del sistema también están disponibles en la literatura (Davidson y Summerfelt 2004; Lekang 2013; Wong y Piedrahita 2000). Por último, los sólidos finos en RAS se tratan comúnmente mediante ozonización, bioclarificación, fraccionamiento de espuma o una combinación de estas técnicas. Los últimos años en el desarrollo de RAS se han centrado en una mayor comprensión de cómo controlar la fracción de sólidos finos y comprender su efecto sobre el bienestar de los peces y el rendimiento del sistema.

   3.2.4 Dióxido de carbono (COSub2/sub)

   En RAS, el control de los gases disueltos no se detiene con el suministro de oxígeno a los peces. Otros gases disueltos en el agua de cría pueden afectar el bienestar de los peces si no se controlan. Las altas concentraciones de dióxido de carbono disuelto (COSub2/sub) en el agua inhiben la difusión de COSub2/sub de la sangre de los peces. En los peces, el aumento de COSub2/sub en sangre reduce el pH de la sangre y, a su vez, la afinidad de la hemoglobina por el oxígeno (Noga 2010). Las altas concentraciones de COSub2/sub también se han asociado con nefrocalcinosis, granulomas sistémicos y depósitos de cal en órganos de salmónidos (Noga 2010). El COSub2/sub en RAS se origina como un producto de la respiración heterotrófica por peces y bacterias. Como gas altamente soluble, el dióxido de carbono no alcanza el equilibrio atmosférico tan fácilmente como el oxígeno o el nitrógeno y, por lo tanto, debe ponerse en contacto con grandes volúmenes de aire con una baja concentración de COSub2/sub para garantizar la transferencia fuera del agua (Summerfelt 2003). Como regla general, las RAS que se suministran con oxígeno puro requerirán alguna forma de extracción de dióxido de carbono, mientras que las RAS que se suministran con aireación para la suplementación de oxígeno no requerirán la extracción activa de COSub2/sub (Eshchar et al. 2003; Loyless y Malone 1998).

   En teoría, cualquier dispositivo de transferencia de gas/aireación abierto a la atmósfera ofrecerá alguna forma de extracción COSub2/sub. Sin embargo, los dispositivos especializados de extracción de dióxido de carbono requieren que se pongan en contacto grandes volúmenes de aire con el agua de proceso. Los diseños de stripper COSub2/sub se han centrado principalmente en dispositivos tipo cascada como aireadores en cascada, biofiltros de goteo y, lo que es más importante, el aireador de columna embalado (Colt y Bouck 1984; Moran 2010; Summerfelt 2003), que se ha convertido en una pieza estándar de equipo en RAS comerciales que opera con oxígeno puro. Aunque el desarrollo de la tecnología de aireación de columnas empacadas ha avanzado en los últimos años, la mayor parte de la investigación realizada en este dispositivo se ha centrado en comprender su rendimiento bajo diferentes condiciones (es decir, agua dulce frente al agua de mar) y variaciones de diseño tales como alturas, tipos de embalaje y tasas de ventilación . Se sabe que el efecto de la velocidad de carga hidráulica (flujo unitario por unidad de área de desgasificador) tiene un efecto en la eficiencia de un desgasificador, pero es necesario investigar más a fondo para comprender mejor este parámetro de diseño.

   3.2.5 Presión total de gas (TGP)

   La presión total del gas (TGP) se define como la suma de las presiones parciales de todos los gases disueltos en una solución acuosa. Cuanto menos soluble es un gas, más «espacio» ocupa en la solución acuosa y, por lo tanto, más presión ejerce en él. De los principales gases atmosféricos (nitrógeno, oxígeno y dióxido de carbono), el nitrógeno es el menos soluble (por ejemplo, 2,3 veces menos soluble que el oxígeno y más de 90 veces menos soluble que el dióxido de carbono). Por lo tanto, el nitrógeno contribuye a la presión total del gas más que cualquier otro gas, pero no es consumido por peces o bacterias heterotróficas, por lo que se acumulará en el agua a menos que se despoje. También es importante tener en cuenta que el oxígeno también contribuirá a un alto TGP si el proceso de transferencia de gases no permite que los gases excedentes se desplacen fuera de la solución. Un ejemplo clásico de esto son los estanques con actividad fotoautotrófica en ellos. Los fotoautotróficos (generalmente organismos vegetales que llevan a cabo la fotosíntesis) liberan oxígeno en el agua, mientras que una superficie de agua silenciosa puede no proporcionar suficiente intercambio de gases para que el exceso de gas escape a la atmósfera y, por lo tanto, puede producirse una supersaturación.

   Los peces requieren presiones totales de gas iguales a la presión atmosférica. Si los peces respiran agua con una alta presión total de gas, el exceso de gas (generalmente nitrógeno) sale del torrente sanguíneo y forma burbujas, con efectos a menudo graves para la salud de los peces (Noga 2010). En acuicultura esto se conoce como enfermedad de burbujas gaseosas.

   Evitar un alto TGP requiere un examen cuidadoso de todas las áreas de la RAS donde puede producirse la transferencia de gas. La inyección de oxígeno a alta presión sin desgasificación (permitiendo que el exceso de nitrógeno se desplace fuera del agua) también puede contribuir a un alto TGP. En sistemas con peces muy sensibles al TGP, el uso de desgasificadores al vacío es una opción (Colt y Bouck 1984). Sin embargo, mantener un RAS libre de áreas de presurización incontrolada de gases, utilizando separadores de dióxido de carbono (que también eliminarán nitrógeno) y dosificando oxígeno técnico con cuidado, es suficiente para mantener el TGP a niveles seguros en RAS comerciales.

   3.2.6 Nitrato

   El nitrato (NoSub3/sub) es el producto final de la nitrificación y comúnmente el último parámetro que se controla en RAS, debido a su toxicidad relativamente baja (Davidson et al. 2014; Schroeder et al. 2011; van Rijn 2013). Esto se atribuye principalmente a su baja permeabilidad en la membrana branquial de peces (Camargo y Alonso 2006). La acción tóxica del nitrato es similar a la del nitrito, afectando la capacidad de las moléculas portadoras de oxígeno. El control de las concentraciones de nitratos en RAS se ha logrado tradicionalmente por dilución, controlando eficazmente el tiempo de retención hidráulica o el tipo de cambio diario. Sin embargo, el control biológico del nitrato mediante reactores de desnitrificación es un área creciente de investigación y desarrollo en RAS.

   La tolerancia al nitrato puede variar según las especies acuáticas y la etapa de vida, y la salinidad tiene un efecto mejorador sobre su toxicidad. Es importante que los operadores de RAS comprendan los efectos crónicos de la exposición a los nitratos en lugar de los efectos agudos, ya que es probable que no se alcancen concentraciones agudas durante el funcionamiento normal de la RAS.

   3.2.7 Alcalinidad

   La alcalinidad se define, en términos generales, como la capacidad de amortiguación del pH del agua (Timmons y Ebeling 2010). El control de la alcalinidad en RAS es importante ya que la nitrificación es un proceso de formación de ácido que la destruye. Además, las bacterias nitrificantes requieren un suministro constante de alcalinidad. La baja alcalinidad en RAS dará lugar a oscilaciones de pH y mal funcionamiento del biofiltro nitrificante (Summerfelt et al. 2015; Colt 2006). La adición de alcalinidad en RAS estará determinada por la actividad de nitrificación en los sistemas, que a su vez está relacionada con la adición de piensos, por el contenido de alcalinidad del agua de maquillaje (intercambio diario) y por la presencia de actividad desnitrificante, que restaura la alcalinidad (van Rijn et al. 2006).

3. 3.3 Evolución del RAS

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

   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).

   

   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).

4. 3.4 Cuestiones relativas al bienestar animal

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

   3.4.1 Introducción

   Durante la última década, el bienestar de los peces ha atraído mucha atención, y esto ha llevado a que la industria acuícola incorpore una serie de prácticas de cría y tecnologías específicamente desarrolladas para mejorar este aspecto. La neocorteza, que en los seres humanos es una parte importante del mecanismo neuronal que genera la experiencia subjetiva del sufrimiento, carece de peces y animales no mamíferos, y se ha argumentado que su ausencia en peces indica que los peces no pueden sufrir. Sin embargo, una fuerte opinión alternativa es que los animales complejos con comportamientos sofisticados, como los peces, probablemente tienen la capacidad de sufrir, aunque esto puede ser diferente en grado y tipo de la experiencia humana de este estado (Huntingford et al. 2006).

   El Comité de Bienestar Agrícola y Animal del Gobierno del Reino Unido (FAWC) ha basado sus directrices en el marco de las «Cinco Libertades», que define estados ideales en lugar de niveles específicos de bienestar aceptable (FAWC 2014). La libertad contra el hambre y la sed, las molestias, el dolor, las lesiones, las enfermedades, el miedo y la angustia, así como la libertad de expresar un comportamiento normal, nos proporciona un marco definido para evaluar las cuestiones de bienestar. La salud física es la medida de bienestar más universalmente aceptada y es, sin duda, un requisito necesario para el buen bienestar. En una industria competitiva, en expansión y emergente, los acuicultores que incorporan consideraciones de bienestar en sus prácticas diarias de cría pueden obtener una ventaja competitiva y una prima de precio añadido (Olesen et al. 2010) a través de una mejor percepción del consumidor y confianza en sus productos. Grimsrud et al. (2013) aportaron pruebas de que existe una alta disposición a pagar, entre todos los hogares noruegos, para mejorar el bienestar del salmón atlántico de piscifactoría mediante una mayor resistencia a las enfermedades y los piojos de salmón, lo que puede implicar un menor uso de medicamentos y productos químicos en el proceso de producción.

   En RAS intensivas, el bienestar animal está estrechamente relacionado con el rendimiento de los sistemas. En los últimos años, el bienestar animal en la RAS se ha estudiado principalmente desde la perspectiva de la calidad del agua y los efectos del hacinamiento de peces en el rendimiento del crecimiento, los bioindicadores de estrés o el desarrollo de trastornos de salud. El objetivo principal de la investigación sobre bienestar animal en el RAS ha sido construir y operar sistemas que maximicen la productividad y minimicen el estrés y la mortalidad. Temas de interés han sido los límites de densidad de población (Calabrese et al. 2017), los límites de concentración de compuestos nitrogenados en el agua de cría (Davidson et al. 2014), los límites de concentración para dióxido de carbono disuelto (Good et al. 2018), los efectos de la ozonización (Good et al. 2011; Reiser et al. 2011) y a una menor medida, la acumulación de compuestos recalcitrantes en el RAS (van Rijn y Nussinovitch 1997) con intercambios de agua y ruido limitados (Martins et al. 2012; Davidson et al. 2017).

   

   Fig. 3.6 Los factores estresantes físicos, químicos y otros percibidos pueden afectar a los peces y causar respuestas primarias, secundarias y/o de todo el cuerpo. (Después de Barton 2002)

   3.4.2 Estrés

   La respuesta al estrés en peces es una función adaptativa frente a una amenaza percibida para la homeostasis y la fisiología del estrés no necesariamente equivale al sufrimiento y la disminución del bienestar (Ashley 2007) (Fig. 3.6). Las respuestas al estrés sirven una función muy importante para preservar al individuo. Las medidas de bienestar en la acuicultura están, por lo tanto, asociadas en gran medida a los efectos terciarios de la respuesta al estrés que generalmente son indicativos de estrés prolongado, repetido o inevitable (Conte 2004).

   La densidad de población es un factor fundamental que afecta el bienestar de los peces en la industria acuícola, especialmente las RAS donde las altas densidades en ambientes confinados están dirigidas a una alta productividad. Aunque rara vez se define, la densidad de población es el término utilizado normalmente para referirse al peso de los peces por unidad de volumen o por unidad de volumen en unidad de tiempo de flujo de agua a través del entorno de explotación (Ellis et al. 2001). El concepto de espacio mínimo para un pez es más complejo que para las especies terrestres, ya que los peces utilizan un medio tridimensional (Conte 2004).

   Más allá de satisfacer las necesidades fisiológicas, la FAWC (2014) recomienda que los peces «necesiten espacio suficiente para mostrar el comportamiento más normal con un mínimo de dolor, estrés y miedo». La densidad de población es, por lo tanto, un área que ilustra tanto la importancia de las diferencias de especies como la existencia de una compleja red de factores interactivos que afectan el bienestar de los peces. Calabrese et al. (2017) han investigado los límites de densidad de población para salmón del Atlántico post-esmolto (Salmosalar L.) con énfasis en el rendimiento productivo y el bienestar en el que se observaron daños de aletas y cataratas en densidades de población de 100 kg msup-3/sup y superiores. Sin embargo, el efecto de la densidad de población en las medidas de bienestar varía de una especie a otra. Por ejemplo, la lubina (Dicentrarchus labrax) mostró mayores niveles de estrés a altas densidades, como lo indica el cortisol, la respuesta inmune innata y la expresión de genes relacionados con el estrés (Vazzana et al. 2002; Gornati et al. 2004). Las altas densidades de población en dorada juvenil (S. aurata) también producen una situación de estrés crónico, reflejada por altos niveles de cortisol, inmunosupresión y alteración del metabolismo (Montero et al. 1999). Por el contrario, el charr ártico (Salvelinus alpinus) se alimenta y crecen bien cuando se abastece a altas densidades, mientras que muestra una ingesta de alimentos deprimida y tasas de crecimiento a bajas densidades (Jorgensen et al. 1993).

   La dieta también puede jugar un papel importante en la sensibilidad al estrés. El bagre africano (Clarias gariepinus) que recibió una dieta con una alta suplementación de ácido ascórbico (vitamina C) durante el desarrollo temprano mostró una menor sensibilidad al estrés (Merchie et al. 1997). Por otro lado, la carpa común (Cyprinus carpio), alimentada con grandes dosis de vitamina C, mostró un aumento más pronunciado del cortisol (una hormona esteroide liberada con el estrés) en respuesta al estrés en comparación con los peces alimentados con los niveles recomendados de vitamina (Dabrowska et al. 1991). Tort et al. (2004) han demostrado que una dieta modificada que proporciona una dosis suplementaria de vitaminas y oligominerales para ayudar al sistema inmunológico puede ayudar a coreducir algunos de los efectos del síndrome de la enfermedad invernal. Otras enfermedades acuícolas comunes relacionadas con el bienestar animal y el estrés son revisadas en Ashley (2007).

   3.4.3 Acumulación de sustancias en el agua de proceso

   Las RAS intensivas y de descarga cero ofrecen importantes ventajas ambientales. Sin embargo, el cultivo de peces en agua reciclada continuamente plantea la cuestión de si las sustancias liberadas por los peces en el agua pueden acumularse, lo que da como resultado una disminución de las tasas de crecimiento y un deterioro del bienestar. Martins et al. (2010a) investigó la existencia de retardo del crecimiento en tilapia del Nilo (Oreochromis niloticus) comparando el crecimiento, comportamiento alimentario y respuesta al estrés de los peces cultivados en el RAS con diferentes niveles de sustancias acumuladas (TAN, NoSub2/sub-N y NoSub3/sub-N, Ortofosfato P). . Los resultados mostraron que los individuos grandes tenían una tendencia hacia el retraso del crecimiento en la mayor acumulación de RAS, mientras que los individuos pequeños, por el contrario, parecen crecer mejor en estos sistemas basados en altos niveles de glucosa sanguínea como indicador de estrés. Un estudio similar realizado por el mismo autor sobre embriones y larvas de carpa (Martins et al. 2011) encontró resultados que sugieren que la concentración de sustancias (ortofosfato P, nitrato, arsénico y cobre) podría afectar el desarrollo. A pesar de estos hallazgos, los autores afirman que, en general, el porcentaje de mortalidades y deformidades registradas en el estudio fue relativamente bajo en comparación con otros estudios. En ambos estudios, los autores utilizaron sistemas con tasas de intercambio de agua muy limitadas con la ayuda de reactores de desnitrificación (30 litros de agua nueva por Kg de pienso al día). Del mismo modo, la acumulación de hormonas en las RAS salmónidas de agua fría ha sido estudiada por Good et al. 2014, 2017). Su investigación en 2014 no encontró ninguna relación entre la tasa de cambio de agua y la acumulación de hormonas (a excepción de la testosterona) ni un vínculo entre la acumulación de hormonas y la maduración precoz en el salmón del Atlántico, pero se sugirió un estudio adicional. Su estudio en 2017 se centró en el uso de ozonización para la reducción de hormonas en el mismo RAS, con resultados no concluyentes en cuanto a la acumulación de hormonas esteroides, pero con una reducción positiva del estradiol por ozono.

   Por otro lado, la acumulación de sustancias húmicas en el RAS de «intercambio cero» ha demostrado tener un efecto protector contra infecciones bacterianas (Yamin et al. 2017a) y ectoparásitos (Yamin et al. 2017b). También se ha demostrado que los ácidos húmicos reducen la toxicidad del amoníaco y los nitritos (Meinelt et al. 2010). Esto tiene implicaciones para las RAS operadas con ozonización, ya que el ozono puede mejorar la calidad del agua al tiempo que sacrifica los efectos aparentemente beneficiosos de las sustancias húmicas.

   3.4.4 Salud y comportamiento

   Las características fundamentales del buen bienestar son la buena salud y la ausencia de enfermedades y, con respecto a la acuicultura, la buena productividad (Turnbull y Kadri 2007; Volpato et al. 2007). Si bien la salud física de un animal es fundamental para el buen bienestar (Ashley 2007; Duncan 2005), el hecho de que un animal esté sano no significa necesariamente que su estado de bienestar sea adecuado. Por lo tanto, el bienestar es un concepto más amplio y más amplio que el concepto de salud. Las medidas fisiológicas y conductuales están intrínsecamente vinculadas y dependen unas de otras para una interpretación correcta con respecto al bienestar (Dawkins 1998).

   El comportamiento de los animales y, en nuestro caso, de los peces, representa una reacción al medio ambiente ya que los peces lo perciben y, por lo tanto, el comportamiento es un elemento clave del bienestar de los peces. Los cambios en el comportamiento de forrajeo, la actividad de ventilación branquial, la agresión, el comportamiento individual y grupal de natación, los comportamientos estereotipados y anormales se han relacionado con factores estresantes agudos y crónicos en la acuicultura y, por lo tanto, pueden considerarse indicadores probables de bienestar deficiente (Martins et al. 2011). Los indicadores de bienestar del comportamiento tienen la ventaja de ser rápidos y fáciles de observar y, por lo tanto, son buenos candidatos para su uso «en la granja». Algunos ejemplos de comportamiento que se utilizan comúnmente como indicadores de bienestar son los cambios en el comportamiento preventivo de alimentos, la ingesta de piensos, la actividad de natación y las tasas de ventilación (Huntingford et al. 2006). Sin embargo, Barreto y Volpato (2004) advierten el uso de la frecuencia de ventilación como indicador de estrés en peces porque aunque la frecuencia de ventilación es una respuesta muy sensible a la alteración, es de uso limitado porque no refleja la severidad del estímulo.

   3.4.5 Ruido

   Los peces de cría se cultivan durante largos períodos de tiempo en los mismos tanques del mismo color y de la misma forma y se exponen a los mismos ruidos de fondo potencialmente nocivos (Martins et al. 2012). Los sistemas intensivos de acuicultura y, en particular, los sistemas de recirculación utilizan equipos como aireadores, bombas de aire y agua, sopladores y sistemas de filtración que aumentan inadvertidamente los niveles de ruido en los tanques de cultivo de peces. Los niveles de sonido y frecuencias medidos dentro de los sistemas de acuicultura intensiva están dentro del rango de audición de los peces, pero los efectos específicos de la especie del ruido de la producción acuícola no están bien definidos (Davidson et al. 2009).

   Bart et al. (2001) encontraron que los niveles medios de presión acústica de banda ancha (SPL) difieren entre varios sistemas acuícolas intensivos. En su estudio, se midió un nivel sonoro de 135 dB re 1μPa en un estanque de tierra cerca de un aireador operativo, mientras que los grandes tanques de fibra de vidrio (14 m de diámetro) dentro de un sistema de recirculación tuvieron los SPLs más altos de 153 dB re 1μPa.

   Los estudios de campo y de laboratorio han demostrado que el comportamiento y la fisiología de los peces pueden verse afectados negativamente por un sonido intenso. Terhune et al. (1990) han observado una disminución de las tasas de crecimiento y de esmoltificación del salmón del Atlántico, Salmo salar, en tanques de fibra de vidrio que tenían niveles sonoros submarinos de 2—10 dB re 1μPa superiores a 100—500 Hz que en tanques de hormigón. Por lo tanto, la exposición crónica al ruido de la producción acuícola podría causar mayor estrés, reducción de las tasas de crecimiento y eficiencia de conversión de piensos y disminución de la supervivencia. Sin embargo, Davidson et al. (2009) encontraron que después de 5 meses de exposición al ruido, no se identificaron diferencias significativas entre los tratamientos de peso medio, longitud, tasas de crecimiento específicas, factor condición, conversión de alimento o supervivencia de trucha arco iris, Oncorhynchus mykiss. Hallazgos similares son descritos por Wvysocki et al. (2007). Sin embargo, estos hallazgos no deben generalizarse en todas las especies de peces cultivados, ya que muchas especies, incluidos el bagre y los ciprínidos, tienen una sensibilidad auditiva mucho mayor que la trucha arco iris y podrían verse afectadas de manera diferente por el ruido. Por ejemplo, Papoutsoglou et al. (2008) aportaron pruebas iniciales de que la transmisión de música en condiciones específicas de cría podría tener efectos potenciadores sobre el rendimiento de crecimiento de S. aurata, al menos en tamaños específicos de peces. Además, los efectos musicales observados en varios aspectos de la fisiología de los peces (por ejemplo, enzimas digestivas, composición de ácidos grasos y neurotransmisores cerebrales) implican que cierta música podría potenciar aún más el crecimiento, la calidad, el bienestar y la producción.

5. 3.5 Desafíos de escalabilidad en RAS

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

   Las RAS son operaciones de gran densidad de capital, que requieren elevados gastos de financiación en equipo, infraestructura, sistemas de tratamiento de afluentes y efluentes, ingeniería, construcción y gestión. Una vez construida la granja RAS, también se necesita capital de trabajo hasta que se logren cosechas y ventas exitosas. Los gastos operativos también son sustanciales y se componen principalmente de costos fijos como alquiler, intereses sobre préstamos, depreciación y costos variables como piensos para peces, semillas (alevines o huevos), mano de obra, electricidad, oxígeno técnico, amortiguadores de pH, electricidad, ventas/comercialización, costes de mantenimiento, etc.

   Al comparar la productividad y la economía, RAS competirá invariablemente con otras formas de producción de pescado e incluso con otras fuentes de producción de proteínas para el consumo humano. Es probable que esta competencia ejerza una presión a la baja sobre el precio de venta del pescado, que a su vez debe ser lo suficientemente alto para que una empresa RAS sea rentable. Al igual que en otras formas de producción acuícola, alcanzar mayores economías de escala es generalmente una forma de reducir el costo de producción y así obtener acceso a los mercados. Algunos ejemplos de reducción de los costos de producción que se puede lograr con instalaciones más grandes son:

   1. Reducción de los costos de transporte en pedidos a granel de piensos, productos químicos, oxígeno.

   2. Descuentos en la compra de grandes cantidades de equipos.

   3. Acceso a tarifas eléctricas industriales.

   4. Automatización de procesos agrícolas tales como monitoreo y control de procesos, alimentación, cosecha, sacrificio y procesamiento.

   5. Maximización del uso de mano de obra: se necesitaba la misma mano de obra para cuidar 10 toneladas de pescado que para cuidar 100 toneladas de pescado o más.

   Tras el aumento de las economías de escala en el sector de la acuicultura neta, las RAS más grandes se están desarrollando en escalas no consideradas hace una década. La última década ha sido testigo de la construcción de instalaciones con capacidades de producción de miles de toneladas por año, y este aumento de tamaño de las instalaciones de RAS está trayendo nuevos desafíos técnicos, que se exploran en la siguiente sección.

   3.5.1 Hidrodinámica y Transporte de Agua

   Un control adecuado de las condiciones hidrodinámicas en los tanques de peces es esencial para garantizar una calidad uniforme del agua y un transporte adecuado de los sólidos hacia los puntos de salida del tanque (Masaló 2008; Oca y Masalo 2012). Los tanques que no son capaces de enjuagar metabolitos con la suficiente rapidez tendrán menos capacidad de carga. Garantizar un rendimiento hidrodinámico adecuado en tanques de peces es un importante tema de investigación en ingeniería acuícola que ha ayudado a la industria a diseñar y operar tanques de diferentes formas y tamaños. Sin embargo, el aumento del tamaño de los tanques utilizados en RAS comerciales está planteando nuevos desafíos de ingeniería a los diseñadores y operadores. Se están llevando a cabo investigaciones recientes para optimizar las características hidrodinámicas de los grandes tanques octogonales utilizados para la producción de esmotos de salmón (Gorle et al. 2018), mediante el estudio del efecto de la biomasa, la geometría y las estructuras de entrada y salida de peces en grandes tanques utilizados en instalaciones de esmotos noruegas. Del mismo modo, Summerfelt et al. (2016) encontraron una tendencia hacia una tasa de carga de alimentación decreciente por unidad de flujo en los tanques modernos en comparación con los tanques construidos hace más de una década en instalaciones noruegas de humos. Una reducción de la carga de alimentación da como resultado una mejor calidad del agua del tanque, ya que el agua de recirculación se trata a un ritmo más rápido, evitando la acumulación de metabolitos y el agotamiento de oxígeno en el tanque aún más en comparación con los tanques más antiguos que funcionan con cargas de alimentación más altas. Los trabajos futuros probablemente proporcionarán más información sobre la hidrodinámica de tanques con más de 1000 msup3/sup en volumen. Otros ejemplos de enormes tanques que se están utilizando actualmente son los tanques utilizados en los sistemas RAS 2020 (Kruger, Dinamarca) o el concepto Niri (Niri, Noruega). La adopción de estos nuevos conceptos utilizando tanques más grandes desempeñará un papel vital en su rentabilidad, siempre y cuando se alcancen las condiciones hidrodinámicas adecuadas.

   3.5.2 Riesgo de pérdida de existencias

   En RAS, las condiciones de cría intensiva pueden conducir a una pérdida repentina y catastrófica de peces si el sistema falla. Las fuentes de fallo del sistema pueden incluir fallos mecánicos de sistemas de bombeo y equipos RAS, cortes de energía, pérdida de sistemas de oxigenación/aireación, acumulación y liberación de sulfuro de hidrógeno, accidentes operacionales y más. Estos riesgos y soluciones para ellos deben identificarse e incorporarse en los procedimientos operativos.

   El aumento del tamaño de las operaciones de RAS también puede significar un mayor riesgo de pérdidas financieras si se produce una pérdida catastrófica de peces. Por otra parte, las medidas de mitigación de riesgos y la redundancia del sistema también pueden aumentar el costo de un proyecto RAS y, por lo tanto, los diseñadores e ingenieros deben encontrar un equilibrio entre estos elementos.

   Aparte de los informes de la industria y los medios de comunicación, se han realizado pocas investigaciones académicas sobre el riesgo de las empresas comerciales de RAS. Badiola et al. (2012) estudiaron las explotaciones de la RAS y analizaron los principales aspectos técnicos, encontrando que el diseño deficiente del sistema, los problemas de calidad del agua y los problemas mecánicos eran los principales elementos de riesgo que afectaban a la viabilidad de las RAS.

   3.5.3 Economía

   El debate sobre la viabilidad económica de las RAS se centra principalmente en los altos costos de puesta en marcha de las explotaciones acuícolas de recirculación y el largo tiempo de preparación antes de que los peces estén listos para ser comercializados, así como en la percepción de que las granjas RAS tienen altos costos operativos. De Ionno et al. (2007) estudiaron el desempeño comercial de las granjas RAS, concluyendo que la viabilidad económica aumenta con la escala de la operación. Según este estudio, las granjas de menos de 100 toneladas anuales de capacidad de producción sólo son marginalmente rentables en el contexto australiano donde se llevó a cabo el estudio. Timmons y Ebeling (2010) también ofrecen argumentos para lograr grandes economías de escala (en el orden de magnitud de miles de toneladas de producción al año) que permitan reducir los costos de producción a través de proyectos de integración vertical como la inclusión de instalaciones de procesamiento, incubadoras o piensos molinos. Liu et al. (2016) estudiaron el desempeño económico de una granja teórica RAS con una capacidad de 3300 toneladas anuales, en comparación con una granja tradicional de plumillas netas de la misma capacidad. A esta escala, la operación RAS alcanza costes de producción similares en comparación con la explotación de corrales netos, pero la mayor inversión de capital duplica el período de amortización en comparación, incluso cuando el pescado de la granja RAS se vende a un precio premium. En el futuro, las licencias costosas y estrictas que requieren un buen comportamiento ambiental pueden aumentar la viabilidad de las RAS como opción competitiva para la producción de salmón del Atlántico.

   3.5.4 Manipulación de peces

   En las granjas terrestres, la manipulación del pescado suele ser necesaria por diversas razones: separar el pescado en clases de peso, reducir la densidad de población, transportar pescado a través de los departamentos de cultivo (es decir, de un vivero a un departamento de cultivo en continuo) o cosechar pescado cuando esté listo para el mercado. Según Lekang (2013), los peces se manejan más eficazmente con métodos activos como bombas de pescado y también con métodos pasivos como el uso de señales visuales o químicas que permiten que los peces se muevan de un lugar a otro en la granja.

   Summerfeltet al. (2009) estudió varios medios para acumular y cosechar salmónidos de grandes tanques circulares utilizando desagües dobles tipo Cornell. Las estrategias incluían el hacinamiento de peces con cerco de jareta, los hacineros de barras de concha y el pastoreo de peces entre tanques aprovechando su respuesta innata de evitación al dióxido de carbono. Las técnicas de recolección incluían la extracción de peces a través del puerto de descarga lateral de un tanque de drenaje doble tipo Cornell o el uso de un transporte aéreo para levantar los peces atestados a una caja de deshidratación. AquaMaof (Israel) emplea vías de baño y tanques que comparten un muro común para transferir pasivamente el pescado a través de la granja, y la cosecha se lleva a cabo utilizando un pescalador (bomba de tornillo Arquímedes) al final de un camino de baño. El concepto RAS2020 de Kruger (Dinamarca) utiliza niveladoras de barras/Crowders instalados permanentemente en un tanque de rodadura circular o en forma de rodadura para mover y amontonar a los peces sin necesidad de bombas de pescado.

   A pesar de los continuos desarrollos sobre este tema, el creciente tamaño de las granjas RAS seguirá desafiando a los diseñadores y operadores sobre cómo manejar el pescado de forma segura, económica y sin estrés. La creciente gama de diseños, especies bajo producción y intensidad de operación de las granjas RAS puede dar lugar a diversas y novedosas tecnologías de transporte y captura de peces.

6. 3.6 RAS y acuapónica

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

   Los sistemas acuapónicos son una rama de la tecnología acuícola de recirculación en la que se incluyen cultivos vegetales para diversificar la producción de un negocio, proporcionar capacidad adicional de filtración de agua, o una combinación de ambos.

   Como rama de RAS, los sistemas acuapónicos están ligados a los mismos fenómenos físicos, químicos y biológicos que ocurren en RAS. Por lo tanto, los mismos fundamentos de la ecología del agua, la mecánica de fluidos, la transferencia de gas, la depuración de agua, etc. se aplican en términos más o menos iguales a la acuapónica, con excepción del control de calidad del agua, ya que las plantas y los peces pueden tener requisitos específicos y diferentes.

   Las realidades económicas fundamentales de la RAS y la acuapónica también están relacionadas. Ambas tecnologías son intensivas en capital y altamente técnicas y se ven afectadas por las economías de escala, el diseño adecuado de los componentes, la dependencia de las condiciones del mercado y la experiencia de los operadores.

   3.6.1 Bienestar

   En los sistemas acuapónicos, la absorción de nutrientes debe ser maximizada para la producción saludable de biomasa vegetal, pero sin descuidar las mejores condiciones de bienestar para los peces en términos de calidad del agua (Yildiz et al. 2017). También son importantes las medidas para reducir los riesgos de introducción o propagación de enfermedades o infecciones y para aumentar la bioseguridad en la acuapónica. También deben tenerse en cuenta los posibles efectos de los aleloquímicos, es decir, los productos químicos liberados por las plantas. Además, se debe considerar cuidadosamente el efecto de la digestibilidad de la dieta, el tamaño de las partículas de las heces y la relación de sedimentación sobre la calidad del agua. Todavía hay falta de conocimiento sobre la relación entre los niveles adecuados de minerales que necesitan las plantas, y el metabolismo, la salud y el bienestar de los peces (Yildiz et al. 2017), lo que requiere más investigación.

   3.6.2 Diversidad microbiana y control

   Como se mencionó anteriormente en el capítulo, la acuapónica combina un sistema acuícola recirculante con una unidad hidropónica. Una de sus características más importantes es la dependencia de las bacterias y sus productos metabólicos. Además, Sect. 3.2.6 .analizó la importancia de las comunidades microbianas y su control en las RAS. Las bacterias sirven como puente que conecta los excrementos de peces, que son altos en concentración de amonio, al fertilizante vegetal, que debe ser una combinación de bajo amonio y alto nitrato (Somerville et al. 2014). Dado que los sistemas acuapónicos pueden tener diferentes subunidades, es decir, tanques de peces, biofiltro, filtro de tambor, tanques de colonos y unidades hidropónicas, cada uno con diferentes diseños posibles y diferentes condiciones óptimas, las comunidades microbianas de estos componentes pueden diferir considerablemente. Esto proporciona un interesante tema de investigación con el objetivo final de mejorar los procesos de gestión de sistemas. Schmautz et al. (2017) intentaron caracterizar la comunidad microbiana en diferentes áreas de sistemas acuapónicos. Concluyeron que las heces de peces contenían una comunidad separada dominada por bacterias del género Cetobacterium, mientras que las muestras de raíces vegetales, biofiltro y perifitón fueron más similares entre sí, con comunidades bacterianas más diversas. Las muestras de biofiltro contenían grandes cantidades de Nitrospira (3,9% de la comunidad total) que se encontraron solo en números bajos en el perifitón o en las raíces de las plantas. Por otro lado, sólo se encontraron pequeños porcentajes de Nitrosomonadales (0.64%) y Nitrobacter (0.11%) en las mismas muestras. Este segundo grupo de organismos se prueba comúnmente para determinar su presencia en sistemas acuapónicos, ya que son los principales responsables de la nitrificación (Rurangwa y Verdegem 2015; Zou et al. 2016); Nitrospira ha sido descrito recientemente como nitrificador total (Daims et al. 2015), pudiendo convertir directamente amonio a nitrato en el sistema. El dominio de Nitrospira es, por tanto, una novedad en estos sistemas y podría estar correlacionado con una diferencia en la configuración básica (Graber et al. 2014).

   Schmautz et al. (2017) también enfatizaron que el aumento de la presencia de Nitrospira no necesariamente se correlaciona con una mayor actividad de estos organismos en el sistema, ya que no se midieron sus actividades metabólicas. Además, muchas especies de bacterias y coliformes están inherentemente presentes en biofiltros recirculantes acuapónicos que llevan a cabo transformaciones de materia orgánica y residuos de peces. Esto implica la presencia de muchos microorganismos que pueden ser patógenos para plantas y peces, así como para personas. Para ello, algunos microorganismos han sido considerados indicadores de seguridad para productos y calidad del agua en el sistema (Fox et al. 2012). Algunos de estos indicadores de seguridad son Escherichia coli y Salmonella spp. Por lo tanto, recientemente se han llevado a cabo investigaciones muy necesarias para determinar la seguridad microbiana de los productos acuapónicos (Fox et al. 2012; Sirsat y Neal 2013). Una dirección futura para el análisis de la actividad microbiana en acuapónica ha sido identificada por Munguia-Fragozo et al. (2015), quienes revisaron las tecnologías Omic para el análisis de la comunidad microbiana. Concluyeron que el análisis de metagenómica y metatranscriptomía será crucial en futuros estudios de diversidad microbiana en biosistemas acuapónicos.

   • Desde un período de consolidación tecnológica hasta una nueva era de implementación industrial, la tecnología RAS se ha desarrollado considerablemente en las últimas dos décadas. En los últimos años se ha observado un aumento en el número y escala de las explotaciones acuícolas recirculantes. Con el aumento de la aceptación de la tecnología, siguen surgiendo mejoras respecto a los enfoques tradicionales de ingeniería, innovaciones y nuevos desafíos técnicos.

   • Aquaponics combina un sistema acuícola recirculante con una unidad hidropónica. Las RAS son sistemas complejos de producción acuática que implican una serie de interacciones físicas, químicas y biológicas.

   • El oxígeno disuelto (DO) es generalmente el parámetro de calidad del agua más importante en sistemas acuáticos intensivos. Sin embargo, la adición de suficiente oxígeno al agua de cría se puede lograr de manera relativamente simple y, por lo tanto, el control de otros parámetros del agua se vuelve más difícil.

   • Las altas concentraciones de dióxido de carbono disuelto (COSub2/sub) tienen un efecto negativo en el crecimiento de los peces. La eliminación de COSub2/sub del agua a concentraciones inferiores a 15 mg/L es un reto debido a su alta solubilidad y a la limitada eficiencia de los equipos de desgasificación.

   • El amoníaco ha sido tratado tradicionalmente en sistemas de recirculación con biofiltros nitrificantes. Se están estudiando algunas tecnologías emergentes como alternativas a la eliminación del amoníaco.

   • Los biosólidos en RAS proceden de piensos para peces, heces y biofilms y son uno de los parámetros de calidad del agua más críticos y difíciles de controlar. Un sistema de tratamiento de varios pasos donde sólidos de diferentes tamaños y eliminados a través de diferentes mecanismos, es el enfoque más común.

   • El ozono, como un poderoso oxidante, se puede utilizar en RAS para eliminar microorganismos, nitritos y sustancias húmicas. La ozonización mejora el rendimiento del filtro de micropantalla y minimiza la acumulación de materia disuelta que afecta al color del agua.

   • Los reactores de desnitrificación son reactores biológicos que normalmente funcionan en condiciones anaeróbicas y generalmente se dosifican con algún tipo de fuente de carbono, como el etanol, el metanol, la glucosa y la melaza. Una de las aplicaciones más notables de los sistemas de desnitrificación en la acuicultura es el RAS de «intercambio cero».

   • En los sistemas de producción acuícola, las comunidades microbianas desempeñan un papel importante en el reciclaje de nutrientes, la degradación de la materia orgánica y el tratamiento y control de enfermedades. El papel de la desinfección del agua en la RAS está siendo desafiado por la idea de utilizar agua microbiamente madura para controlar patógenos oportunistas.

   • En RAS intensivas, el bienestar animal está estrechamente relacionado con el rendimiento de los sistemas. El objetivo principal de la investigación sobre bienestar animal en RAS ha sido construir y operar sistemas que maximicen la productividad y minimicen el estrés y la mortalidad.