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