Ces dernières années, le nombre et la taille des exploitations aquacoles en recirculation ont augmenté, en particulier en Europe. Avec l’acceptation croissante de la technologie, des améliorations par rapport aux approches techniques traditionnelles, aux innovations et aux nouveaux défis techniques ne cessent d’émerger. La section suivante décrit les principales tendances en matière de conception et d’ingénierie ainsi que les nouveaux défis auxquels fait face la technologie de recirculation de l’aquaculture.

3.3.1 Oxygénation du débit principal

Le contrôle de l’oxygène dissous dans le RAS moderne vise à augmenter l’efficacité du transfert d’oxygène et à diminuer les besoins énergétiques de ce processus. L’amélioration de l’efficacité du transfert d’oxygène peut être obtenue en concevant des systèmes qui maintiennent l’oxygène gazeux en contact avec l’eau plus longtemps, tandis qu’une diminution des besoins énergétiques peut être obtenue par l’utilisation de systèmes de transfert d’oxygène à faible tête ou par l’utilisation de systèmes qui n’utilisent pas du tout l’électricité, comme l’oxygène liquide systèmes connectés à des diffuseurs d’oxygène fonctionnant uniquement par pression. Un facteur déterminant des oxygénateurs à faible tête est la concentration dissoute relativement faible qui peut être atteinte par rapport aux systèmes à haute pression. Pour surmonter cette limite, les dispositifs d’oxygénation à faible tête sont stratégiquement placés pour traiter le flux de recirculation complet au lieu d’utiliser un dérivation plus petit d’eau hautement sursaturée, assurant ainsi un transport de masse suffisant de l’oxygène. L’utilisation de dispositifs d’oxygénation installés dans le flux principal de recirculation permet de réaliser des économies dans la consommation d’électricité, car l’utilisation de systèmes haute pression à forte intensité énergétique qui sont nécessaires pour atteindre des concentrations élevées d’OD dans les petits débits est évitée. Les systèmes d’oxygénation à faible tête peuvent également réduire la quantité de systèmes de pompage nécessaires, étant donné que les systèmes d’oxygénation à haute pression sont généralement placés sur un dérivation dans les canalisations qui vont aux bassins à poissons. En revanche, les dispositifs d’oxygénation à faible tête ont tendance à être relativement plus grands en raison de leur nécessité de gérer des débits plus importants et, par conséquent, leur coût initial peut être plus élevé. Parmi les dispositifs qui peuvent traiter la totalité du débit, mentionnons l’oxygénateur à tête basse (LHO) (Wagner et al., 1995), actionné par gravité lorsque l’eau est d’abord pompée dans un biofiltre et une colonne remplie (Summerfelt et al., 2004), les cônes d’oxygène à tête basse et les variantes du cône Speece (Ashley et al., 2008 ; Timmons et Losordo 1994) fonctionnait à basse pression, les cônes de puits profonds (Kruger Kaldnes, Norvège), également une variante du cône Speece conçu pour atteindre des pressions de fonctionnement plus élevées au moyen d’une pression hydrostatique accrue résultant de placer les dispositifs plus bas que les bassins à poissons et les puisards de pompe, l’oxygénateur à tube en U et ses variantes de conception telles que le tube Farrell ou le système breveté de dissolveur d’oxygène (AquaMoof, Israël) et l’utilisation de l’oxygénation diffuse dans les bassins à poissons profonds (fig. 3.5).

Fig. 3.5 Alternatives de transfert de gaz pour la recirculation de l’eau qui retourne dans les bassins à poissons. Si le récipient en contact avec le gaz permet une pressurisation, l’oxygène peut être transféré à des concentrations élevées dans des flux à haute pression relativement petits (a, b). Cependant, l’oxygène à des concentrations plus faibles peut être transféré dans la boucle principale de recirculation, mais pour cela, le dispositif de transfert d’oxygène doit être beaucoup plus grand pour gérer l’écoulement complet du système (c)

3.3.2 Alternatives de biofiltration nitrifiantes

Bien que les biofiltres nitrifiants continuent d’être la principale méthode commercialement acceptée d’élimination de l’ammoniac dans les SAR commerciaux, de nouvelles technologies d’élimination de l’azote ont été mises au point au cours des dernières années. Certaines de ces technologies envisagent d’autres voies biologiques pour éliminer l’ammoniac de l’eau de culture, tandis que d’autres visent à remplacer ou à travailler en parallèle avec les biofiltres nitrifiants afin de réduire les limites inhérentes. Il s’agit notamment de la grande taille des réacteurs, de la susceptibilité aux collisions, des temps de démarrage longs et des performances plus faibles dans les systèmes d’eau froide et les systèmes marins.

Procédés basés sur Anammox

Une autre voie biologique d’élimination de l’ammoniac envisagée pour le RAS est le processus d’anammox (Tal et al., 2006), qui se produit dans des conditions anaérobies. L’oxydation anaérobie de l’ammoniac est un procédé qui élimine l’azote en combinant l’ammoniac et le nitrite pour produire de l’azote gazeux (van Rijn et al., 2006). Le procédé de l’anammox présente un intérêt pour le RAS car il permet une élimination autotrophique complète de l’azote, contrairement aux combinaisons traditionnelles de biofiltres nitrifiants avec des systèmes de dénitrification hétérotrophe nécessitant une addition de carbone organique (van Rijn et al. 2006). De plus, dans la voie de l’anammox, seule la moitié de l’ammoniac libéré par les poissons est oxydé aérobiquement en nitrite (nécessitant de l’oxygène), tandis que l’autre moitié est convertie en azote gazeux avec le nitrite produit. Cela pourrait permettre d’économiser de l’oxygène et de l’énergie dans le RAS (van Rijn et al., 2006).

Des prototypes de réacteurs anammox ont été démontrés avec succès (Tal et al., 2006, 2009), tandis que l’activité de l’anammox a été suspectée dans les systèmes de dénitrification marine (Klas et al., 2006). Le projet européen DEAMNRECIRC a également réussi à créer des prototypes de réacteurs anammox pour les applications en eau froide et en eau de mer. Toutefois, les applications commerciales de la technologie n’ont pas encore été identifiées par les auteurs.

Élimination chimique de l’ammonia

Des systèmes d’élimination de l’ammoniac basés sur des processus d’échange d’ions et d’oxydation électrochimique sont proposés comme solutions de rechange aux biofiltres nitrifiants. Les processus d’échange d’ions reposent sur l’utilisation de matériaux adsorbants tels que les zéolites ou les résines sélectives d’ions pour extraire l’ammoniac dissous de l’eau (Lekang, 2013), tandis que les processus d’oxydation électrochimique convertissent l’ammoniac en azote gazeux grâce à un certain nombre de réactions d’oxydation complexes (Lahav et al., 2015). En comparaison, les processus d’échange d’ions conviennent aux eaux à faible concentration d’ions (c.-à-d. d’eau douce), tandis que les processus d’oxydation électrochimique tirent parti des ions chlorures présents dans l’eau pour produire des espèces de chlore actives qui réagissent facilement avec l’ammoniac (Lahav et al. 2015) et sont donc convient aux eaux où les concentrations d’ions chlorure sont plus élevées (c’est-à-dire les eaux saumâtres et marines).

Bien que les processus d’échange d’ions ne soient pas nouveaux, leur application dans le RAS a été limitée par leur capacité à maintenir la performance dans le temps : le matériau filtrant devient finalement « saturé », perdant sa capacité d’adsorption et, par conséquent, doit être régénéré. Gendel et Lahav (2013), ont proposé une nouvelle approche pour un procédé d’ammoniac basé sur un échange d’ions en tandem avec un procédé innovant de régénération adsorbant utilisant l’oxydation électrochimique. L’oxydation électrochimique de l’ammoniac est un processus qui a reçu une plus grande attention ces dernières années, et plusieurs concepts ont été étudiés et ont été lancés commercialement, par exemple EloXiras en Espagne.

Les facteurs limitant l’application de ces technologies dans les RAS commerciaux comprennent, dans le cas des processus d’échange d’ions, la mauvaise performance économique, la difficulté à régénérer de grandes quantités de matériaux adsorbants à la demande (Lekang 2013), la complexité du système nécessitant l’ajout de réactifs chimiques, la la consommation d’électricité et un degré élevé d’élimination des solides en suspension (Lahav et al. 2015), ce qui est souvent peu pratique dans les RAS à grande échelle. Dans le cas des procédés d’électrooxydation de l’ammoniac, la production d’espèces réactives toxiques nécessitant une élimination active est leur principale limite, bien que leur exigence élevée de contrôle des solides, souvent possible uniquement avec des filtres mécaniques pressurisés, constitue également un défi dans le système de gestion des eaux usées fonctionnant avec de grands débits et basse pression.

# 3.3.3 Contrôle des solides fins

Les solides fins sont la fraction solide dominante dans le RAS, les particules \ 30 μm formant plus de 90 % du total des solides en suspension dans l’eau de culture. Des études récentes ont révélé que plus de 94 % des solides présents dans l’eau de culture d’un RAS ont une taille <20 μm ou « fine » (Fernandes et al., 2015). L’accumulation de solides fins se produit principalement lorsque les solides plus gros contournent les filtres mécaniques (qui ne sont pas 100% efficaces) et sont finalement décomposés par les pompes, le frottement avec les surfaces et l’activité bactérienne. Une fois que la taille des solides est réduite, les techniques traditionnelles de filtration mécanique sont rendues inutiles.

Au cours des dernières années, on continue d’étudier les effets sur la production, le contrôle, le bien-être du poisson et les effets sur le rendement du système des solides fins. Les effets des solides fins sur le bien-être des poissons ont d’abord été étudiés dans le cadre de recherches sur les pêches (Chen et al., 1994). Cependant, les effets directs des solides fins dans le RAS sur le bien-être des poissons n’ont pas fait l’objet d’une étude approfondie jusqu’à récemment. Étonnamment, des travaux distincts sur la truite arc-en-ciel réalisés par Becke et al. (2016) et Fernandes et al. (2015) n’ont révélé aucun effet négatif sur le bien-être dans les systèmes dont les concentrations de solides en suspension atteignaient 30 mg/l dans les essais d’exposition de 4 et 6 semaines, respectivement. Malgré ces résultats, les effets indirects de l’accumulation de solides fins dans le RAS sont connus (Pedersen et al., 2017) et seraient principalement liés à la prolifération de micro-organismes opportunistes (Vadstein et al., 2004 ; Attramadal et al., 2014 ; Pedersen et al., 2017) puisque les solides fins fournissent une surface élevée substrat de zone pour les bactéries à coloniser. Un autre effet négatif important de l’accumulation de solides fins est l’augmentation de la turbidité, ce qui rend l’inspection visuelle des poissons difficile et peut entraver les stratégies de contrôle de la photopériode qui exigent une pénétration de la lumière dans la colonne d’eau. Les stratégies de lutte contre les solides fins utilisées dans les RAS modernes comprennent l’ozonation, l’écrémage des protéines, la flottaison, la filtration des cartouches et la filtration membranaire (Couturier et al., 2009 ; Cripps et Bergheim, 2000 ; Summerfelt et Hochheimer, 1997 ; Wold et al., 2014). Les écrémeuses protéiques, aussi connues sous le nom de fractionneurs de mousse, sont aussi des dispositifs de contrôle relativement populaires des solides fins, surtout dans les systèmes marins (Badiola et al., 2012).

3.3.4 Ozonation

Les connaissances sur l’application de l’ozone (O<sub3/sub) dans la RAS existent depuis les années 1970 et 1980 (Summerfelt et Hochheimer, 1997). Cependant, son application n’a pas été aussi répandue que d’autres procédés comme les biofiltres nitrifiants ou les filtres mécaniques (Badiola et al., 2012). Outre le traitement des solides fins, l’ozone, en tant que comburant puissant, peut être utilisé dans le RAS pour éliminer les micro-organismes, les nitrites et les substances humiques (Gonçalves et Gagnon, 2011). Au cours des dernières années, on a constaté une augmentation des connaissances sur les possibilités et les limites de l’ozone appliqué à la fois dans les ZAR d’eau douce et marine. Fait important, les doses d’ozone qui peuvent être atteintes sans danger pour améliorer la qualité de l’eau dans les systèmes d’eau douce et d’eau de mer ont été confirmées dans plusieurs publications (Li et al., 2015 ; Park et al., 2013, 2015 ; Schroeder et al., 2011 ; Summerfelt, 2003 ; Timmons et Ebeling, 2010), avec la conclusion que les doses d’ozone au-delà des limites recommandées (1) n’améliorent pas davantage la qualité de l’eau et (2) peuvent avoir des effets négatifs sur le bien-être, en particulier dans les systèmes d’eau de mer où une ozonation excessive provoquera la formation d’oxydants résiduels toxiques. Dans le RAS d’eau froide, les exigences en matière d’ozonation pour obtenir une désinfection complète du débit du procédé ont été déterminées (Summerfelt et al., 2009).

L’ozonation améliore le rendement du filtre microécran et minimise l’accumulation de matière dissoute affectant la couleur de l’eau (Summerfelt et al., 2009).

Toutefois, une ozonation excessive peut avoir des effets néfastes sur les poissons d’élevage, notamment des dommages histopathologiques aux tissus (Richardson et al., 1983 ; Reiser et al., 2010) et des altérations du comportement alimentaire (Reiser et al., 2010) ainsi que du stress oxydatif (Ritola et al., 2000, 2002 ; Livingstone, 2003). De plus, les sous-produits de l’ozonation peuvent être nocifs. Le bromate est l’un de ces produits et est potentiellement toxique. Tango et Gagnon (2003) ont montré que les SAR marins ozonés ont des concentrations de bromate susceptibles de nuire à la santé des poissons. Reiser et coll. (2011) ont étudié la toxicité chronique et sublétale des oxydants produits par l’ozone (BOA) chez le flétan juvénile, tandis que Good et coll. (2011) ont évalué la santé et le bien-être de la truite arc-en-ciel dans la RAS ozonée et non ozonée. L’augmentation de la truite arc-en-ciel à la taille du marché dans le RAS ozoné a amélioré la performance des poissons sans avoir d’incidence significative sur leur santé et leur bien-être, tandis que des doses élevées du BOA affectent le bien-être du flétan juvénile

3.3.5 Dénitrification

Dans la plupart des systèmes aquacoles en recirculation, le nitrate, produit final de la nitrification, tend à s’accumuler. Cette accumulation est généralement contrôlée par dilution (introduction d’eau nouvelle dans le système). Le contrôle du nitrate par dilution peut être un facteur limitant à l’exploitation d’un SAR en raison de la réglementation environnementale, de la faible disponibilité d’eau nouvelle, du coût du traitement des flux d’eau entrant et d’effluents ou des coûts associés au refroidissement ou au chauffage de l’eau nouvelle.

L’élimination biologique du nitrate dans le RAS peut être obtenue par des bactéries anaérobies facultatives utilisant une voie dissimilatoire pour convertir le nitrate en azote gazeux en présence de carbone et de nitrate comme donneurs d’électrons (van Rijn et al., 2006). Les réacteurs de dénitrification sont donc des réacteurs biologiques généralement exploités dans des conditions anaérobies et généralement dosés avec un certain type de source de carbone comme l’éthanol, le méthanol, le glucose, la mélasse, etc. La technologie de dénitrification est en cours de développement depuis les années 1990 (van Rijn et Riviera, 1990), mais sa popularité auprès de l’industrie aquacole en recirculation n’a fait qu’augmenter au cours des dernières années, offrant des solutions novatrices pour les réacteurs de dénitrification.

L’une des applications les plus notables des systèmes de dénitrification en aquaculture est le RAS « zéro échange » (Yogev et al. 2016), qui utilise la digestion anaérobie des biosolides produits dans le système pour produire des acides gras volatils (VFA) qui sont ensuite utilisés par les dénitrificateurs comme source de carbone. Klas, à al. (2006), a mis au point un système de dénitrification « singlesludge », où la production de VFA à partir de biosolides et la dénitrification se produisent dans un seul réacteur mixte. Suhr et al. (2014) ont développé le concept de ludge simple en l’adaptant pour le traitement en bout de tuyau des effluents de pisciculture et en ajoutant une étape supplémentaire qui sépare la production de VFA du réacteur de dénitrification dans un réservoir d’hydrolyse. Ces travaux ont fourni des informations précieuses sur les possibilités d’utiliser des biosolides aquacoles plutôt que des sources de carbone inorganique coûteuses pour la dénitrification. De plus, Christianson et al. (2015) ont étudié l’efficacité des réacteurs autotrophes de dénitrification à base de soufre comme alternative aux réacteurs de dénitrification hétérotrophe conventionnels. Les réacteurs autotrophes produisent moins de biomasse (solides) et peuvent être alimentés en particules de soufre, qui sont moins chers que les sources classiques de carbone inorganique.

Les VFA sont également la composante précurseur de la production de biopolymères tels que les polyhydroalcanoates (PHA), utilisés pour produire des plastiques biodégradables (Pittmann et Steinmetz, 2013). Cela pourrait permettre aux exploitations piscicoles employant des procédés anaérobies de boues activées de faire partie du concept de « bioraffinerie » appliqué aux usines de traitement des eaux usées.

3.3.6 Contrôle microbien

Les communautés microbiennes sont des constituants importants de l’écosystème aquatique. Dans les systèmes de production aquacole, ils jouent un rôle important dans le recyclage des éléments nutritifs, la dégradation de la matière organique et le traitement et le contrôle des maladies (Zeng et al., 2017). La mise au point d’un RAS efficace, productif, biologiquement sûr et exempt de maladies exige une compréhension approfondie de tous les processus de maintien de la vie, des processus physiques et chimiques (transfert de gaz, traitement thermique, ozonation, irradiation UV, ajustement du pH et de la salinité) aux processus biologiques (nitrification, dénitrification et l’activité hétérotrophique aérobie). Bien que les processus physiques et chimiques puissent être contrôlés, les systèmes de filtration biologique reposent sur l’interaction des communautés microbiennes les unes avec les autres et avec leur environnement en raison de l’apport d’éléments nutritifs (production de déchets de poisson) et, par conséquent, ne sont pas aussi faciles à contrôler (Schreier et al., 2010). Des études récentes utilisant des outils moléculaires ont non seulement permis d’évaluer la diversité microbienne dans les SAR, mais elles ont également fourni un aperçu de leurs activités, ce qui devrait permettre de mieux comprendre les interactions entre les communautés microbiennes. Il est certain que ces approches fourniront de nouvelles modalités de processus du SAR ainsi qu’un aperçu des nouveaux processus et outils permettant d’améliorer et de surveiller ces systèmes (Schreier et coll., 2010). La compréhension actuelle de la diversité microbienne des biofiltres RAS dans les systèmes d’eau douce et marins est fondée sur des études utilisant l’ARNr 16S et des sondes fonctionnelles spécifiques aux gènes ou des bibliothèques de gènes d’ARNr 16S plutôt que sur des techniques basées sur la culture (tableau 3.1).

Les connaissances sur la dynamique temporelle et spatiale du microbiote dans le SRA sont également limitées (Schreier et al., 2010), et les solutions possibles pour maintenir ou restaurer les communautés microbiennes bénéfiques dans le SRA font défaut (Rurangwa et Verdegem, 2015). En plus d’une communauté microbienne qui purifie l’eau, le microbiote de la RAS peut aussi abriter des agents pathogènes ou produire des composés non aromatisants (Guttman et van Rijn, 2008). Étant donné la difficulté de traiter la maladie pendant l’opération sans nuire au microbiote bénéfique, la prise en charge microbienne dans le SRA est plutôt une nécessité depuis le démarrage jusqu’à l’ensemble du processus de production. Les micro-organismes sont introduits dans le RAS par différentes voies : eau de maquillage, air, vecteurs animaux, nourriture, empoissonnement de poissons, équipement sale et par le personnel ou les visiteurs (Sharrer et al., 2005 ; Blancheton et al., 2013). D’autre part, des microbes spécifiques peuvent également être appliqués intentionnellement pour orienter la colonisation microbienne afin d’améliorer le rendement du système ou la santé animale (Rurangwa et Verdegem, 2015).

Tableau 3.1 Activités primaires associées aux unités de biofiltration SAR et aux micro-organismes participants. (Extrait de Schreier et coll. 2010)

table thead tr class=“en-tête » THprocessus/TH Threaction/TH th Colspan=“2"Microorganisme/TH /tr tr td/td td/td TDEau fraîche/TD TDmarine/TD /tr /thead tbody tr class=“même » TDnitrification/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“impair » Tdammonium oxydation/td 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=“même » td/td td/td td/td Tdinitrosomonas cryotolérans/i/td /tr tr class=“impair » td/td td/td td/td Tdinitrosomonas europaea/i/td /tr tr class=“même » td/td td/td td/td Tdinitrosomonas cinnybus/ nitrosa/i/td /tr tr class=“impair » td/td td/td td/td TDinitrosoCoccus mobilis/i/td /tr tr class=“même » TDnitrite oxydation/td td νO2sup-/SUP + H2O → No3sup-/SUP + 2HSUP+/SUP + 2esup -/sup

/td TDinitroSpira spp. /i/td td/td /tr tr class=“impair » td/td td/td TdinitroSpira marina/isupa/sup/td TdinitroSpira marina/isupa/sup/td /tr tr class=“même » td/td td/td TDinitroSpira moscoviensis/isupa/sup/td TDinitroSpira moscoviensis/isupa/sup/td /tr tr class=“impair » TDDénitrification/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“même » TDAutotrophique/TD td Ssub2/Subsup-/SUP + 1.6NoSub3/Subsup-/SUP + 1.6Hsup +/sup

→ /td td/td Tdithiomicrosporia dénitrificans/i/td /tr tr class=“impair » td (dépendant du sulfure) /td td SOSub4/Subsup2-/SUP + 0.8NSub2/Sub (g) + 0.8HSub2/Subo /td td/td TDIthioThrix disciformis/isupa/sup/td /tr tr class=“même » td/td td/td td/td TdirhodoBacter litoralis/isupa/sup/td /tr tr class=“impair » td/td td/td td/td TDIHydrogenophaga sp. /i/td /tr tr class=“même » TDHétérotrophique/TD td 5CHSub3/sous-coosup-/SUP + 8NOSub3/Subsup-/SUP + 3Hsup +/sup

→ /td td/td TDIPseudomonas fluorescens/i/td /tr tr class=“impair » td/td td 10HCOSub3/Subsup-/SUP + 4NSub2/Sub (g) + 4HSub2/Subo /td TDIPseudomonas sp. /i/td TDIPseudomonas stutzeri/i/td /tr tr class=“même » td/td td/td TDiComamonas sp. /i/td TDIPseudomonas sp. /i/td /tr tr class=“impair » td/td td/td td/td TDIParacocus denitrificans/i/td /tr tr class=“même » TDNitrate dissimilateur/td td NoSub3/Subsup-/SUP + 2HSUP+/SUP + 4HSub2/sub → NHsub4/subsup+/SUP + 3Hsub2/subO /td td/td TDIDiverses protéobactéries et firmicutes/I/TD /tr tr class=“impair » TdReduction à l’ammoniac (DNRA) /td td/td td/td td/td /tr tr class=“même » TdanAerobium/td td NHsub4/Subsup+/SUP + Nosub2/Subsup-/SUP → NSub2/Sub (g) + 2HSub2/Subo /td td/td TDiplanctoMycetes spp. /i/td /tr tr class=“impair » tdoxidation (Anammox) /td td/td td/td TDibrocadia sp. /isupa/sup/td /tr tr class=“même » TDsulfate réduction/td td SO4sup2-/SUP + CHsub3/sous-coosup-/SUP + 3HSUP+/SUP → /td td/td TDideSulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class=“impair » td/td TDHSSUP-/SUP + 2HCOsub3/Subsup-/SUP + 3HSUP+/SUP/TD td/td Tdidethiosulfovibrio sp. , /i/td /tr tr class=“même » td/td td/td td/td Tdifusibacter/I sp., ibacteroides sp. /i/td /tr tr class=“impair » Oxydation du sulfure de TD/td td HSSUP-/SUP + 2OSub2/sub → SOSub4/Subsup2-/SUP + HSUP+/SUP /td td/td TdithiomicroSpira sp. /i/td /tr tr class=“même » TDméthanogenèse/TD td 4HSub2/Sub + HSUP+/SUP + HCOSub3/Subsup-/SUP → CHSub4/Sub (g) + 3HSub2/Subo /td td/td TDMethanogenic Archaea [Mirzoyan et Gross, non publié] /td /tr /tbody /table

Supa/Supmicro-organismes identifiés uniquement sur la base de gènes partiels de l’ARNr 16S ou de séquences de gènes fonctionnels

L’une des approches pour inhiber la colonisation par les agents pathogènes est l’utilisation de bactéries probiotiques qui peuvent concurrencer les nutriments, produire des inhibiteurs de croissance ou, étancher la communication cellulaire à cellule (détection du quorum) qui permet de se déposer dans les biofilms (Defoirdt et al. 2007, 2008 ; Kesarcodi-Watson et al. 2008). Les bactéries probiotiques comprennent Bacillus, Pseudomonas (Kesarcodi-Watson et al., 2008) et Roseobacter spp. (Bruhn et al., 2005), et des bactéries apparentées ont également été identifiées dans les biofiltres RAS (Schreier et al., 2010) (tableau 3.1). Afin d’obtenir l’information nécessaire à la gestion de la stabilité microbienne dans le SRAS, Rojas-Tirado et al. (2017) ont identifié les facteurs influant sur les changements de la dynamique bactérienne en termes d’abondance et d’activité. Leurs études montrent que l’activité bactérienne n’était pas un paramètre prévisible simple dans la phase aqueuse, car les concentrations de nitrate N dans le même RAS ont montré des changements soudains et des fluctuations inattendues dans l’un des systèmes. Les particules en suspension dans le RAS fournissent une surface qui peut être colonisée par des bactéries. Plus de particules s’accumulent à mesure que l’intensité de la recirculation augmente, ce qui augmente potentiellement la capacité de charge bactérienne des systèmes. Pedersen et coll. (2017) ont exploré la relation entre la surface totale des particules (TSA) et l’activité bactérienne dans la RAS d’eau douce. Ils ont indiqué une forte corrélation linéaire positive entre la TSA et l’activité bactérienne dans tous les systèmes dont l’intensité de recirculation est faible à modérée. Cependant, la relation a apparemment cessé d’exister dans les systèmes ayant l’intensité de recirculation la plus élevée. Cela est probablement dû à l’accumulation de nutriments dissous qui soutiennent des populations bactériennes libres, et/ou à l’accumulation de colloïdes en suspension et de particules fines de moins de 5 μm de diamètre, qui n’ont pas été caractérisés dans leur étude, mais qui peuvent fournir une surface importante.

Dans le RAS, divers composés chimiques (principalement les nitrates et le carbone organique) s’accumulent dans l’eau d’élevage. Ces substrats chimiques régulent l’écophysiologie des communautés bactériennes sur le biofiltre et ont un impact sur son efficacité et sa fiabilité de nitrification. Michaud et coll. (2014) ont étudié le déplacement de la structure de la communauté bactérienne et de l’abondance relative des principaux taxons dans deux filtres biologiques différents et ont conclu que la dynamique et la souplesse de la communauté bactérienne pour s’adapter aux changements d’eau influents semblaient être liées à la performance du biofiltre. L’un des aspects clés de l’amélioration de la fiabilité et de la durabilité du RAS est la gestion appropriée des populations bactériennes du biofiltre, qui est directement liée à la disponibilité du C (carbone) (Avnimelech 1999). Il convient de noter que les RAS ont des propriétés qui peuvent effectivement contribuer à la stabilisation microbienne, notamment un long temps de rétention d’eau et une grande surface de biofiltres pour la croissance bactérienne, ce qui pourrait limiter les chances de prolifération de microbes opportunistes dans l’eau d’élevage ( Attramadal et al. 2012a).

Attramadal et al. (2012a) ont comparé le développement de la communauté microbienne dans un RAS avec une ozonation modérée (jusqu’à 350 mV) à celui d’un système d’écoulement continu conventionnel (FTS) pour le même groupe de morues franches, Gadus morhua. Ils ont trouvé moins de variabilité dans la composition bactérienne entre les bassins à poissons répliqués du RAS qu’entre les réservoirs du FTS. Le RAS avait une structure de communauté microbienne plus uniforme avec une plus grande diversité d’espèces et périodiquement une fraction plus faible d’opportunistes. Les poissons du RAS ont obtenu de meilleurs résultats que leur contrôle dans le FTS, bien qu’ils aient été exposés à une qualité physico-chimique apparente inférieure à celle de l’eau. Alors qu’ils étudient les effets de l’ozonation modérée ou de l’irradiation UV de haute intensité sur l’environnement microbien de la RAS chez les larves de poissons marins, Attramadal et al. (2012b) ont souligné qu’un RAS pour ces larves ne devrait probablement pas inclure une désinfection forte parce qu’il entraîne une réduction du nombre de bactéries, ce qui risque de déstabiliser la communauté microbienne. De plus, leurs résultats appuient l’hypothèse selon laquelle le RAS est une stratégie de contrôle microbien au cours de la première alimentation des larves de poissons.

Le RAS et la maturation microbienne comme outils de sélection K des communautés microbiennes ont fait l’objet de l’étude d’Attramadal et al. (2014) dans laquelle ils ont émis l’hypothèse que les larves de poissons qui sont élevées dans l’eau dominée par des stratèges K (communautés microbiennes matures) seront plus performantes, car elles sont moins probables de rencontrer des microbes opportunistes (sélectionnés R) et de développer des interactions hôte-microbe nuisibles. Les résultats de leur expérience ont montré un potentiel élevé d’augmentation de la survie des poissons en utilisant la sélection K des bactéries, méthode peu coûteuse et facile qui peut être utilisée dans toutes sortes de systèmes aquacoles nouveaux ou existants. De petits changements dans la gestion (charge organique et maturation de l’eau) du traitement de l’eau donnent des microbiotes significativement différents dans les bassins à poissons (Attramadal et al., 2016). D’autre part, les substances humiques (SH) sont des composés organiques naturels, comprenant un large éventail de polymères pigmentés de poids organique élevé. Ils sont des produits finaux dans la dégradation de composés organiques complexes et, lorsqu’ils sont abondants, ils produisent une couleur typique du sol et de l’eau de couleur brune à brunâtre foncé (Stevenson, 1994). Dans un système d’aquaculture à décharge zéro, des substances semblables à HS ont été détectées dans l’eau de culture ainsi que dans le sang des poissons (Yamin et al., 2017a). Un effet protecteur du HS a été signalé chez des poissons exposés à des métaux toxiques (Peuranen et al., 1994 ; Hammock et al., 2003) et à des concentrations toxiques d’ammoniac et de nitrite (Meinelt et al., 2010). De plus, des preuves ont été fournies quant à leur effet fongistatique sur l’agent pathogène du poisson, Saprolengia parasitica (Meinelt et al., 2007). Chez la carpe commune (Cyprinus carpio) exposée a) à de l’eau riche en humicité et à des boues provenant d’un système de recirculation, b) à un acide humique synthétique et c) à un extrait riche en humique dérivé de Leonardite, les taux d’infection ont été réduits à 14,9 %, 17,0 % et 18,8 % respectivement, comparativement à un taux d’infection de 46,8 % chez le témoin traitement (Yamin et al. 2017b). De même, l’exposition des poissons guppy (Poecilia reticulata), infectés par les monogénées Gyrodactylus turnbulli et Dactylogyrus sp. à l’eau et à l’alimentation riches en humies, a réduit à la fois la prévalence de l’infection ( % de poissons infectés) et l’intensité de l’infection (parasites par poisson) des deux parasites (Yamin et al. 2017c).

On croit que la recherche fondamentale dans le domaine de l’écologie microbienne des systèmes de réacteurs de nitrification et de dénitrification dans le RAS pourrait apporter des innovations qui pourraient modifier et/ou améliorer radicalement le rendement du réacteur dans le RAS. Jusqu’à présent, la communauté microbienne des réacteurs est encore difficile à contrôler (Leonard et al., 2000, 2002 ; Michaud et al., 2006, 2009 ; Schreier et al., 2010 ; Rojas-Tirado et al., 2017) et bon nombre des inefficacités du système en découlent (Martins et al., 2010b).

3.3.7 Efficacité énergétique

La viabilité économique de la production de poissons dans un système d’aquaculture en recirculation dépend, en partie, de la réduction des besoins énergétiques liés à l’exploitation de ces installations. Le RAS exige une infrastructure technique plus élevée que les systèmes ouverts, de sorte que les coûts énergétiques du RAS ont déjà été considérés comme des contraintes majeures qui pourraient empêcher l’application généralisée de cette technologie (Singh et Marsh, 1996). De tous les coûts associés à la consommation d’électricité dans le RAS, la ventilation et le refroidissement par eau sont généralement les plus importants. Dans le RAS intérieur, la ventilation des bâtiments est importante pour contrôler l’humidité et les niveaux de dioxyde de carbone. Un mauvais contrôle de l’humidité peut entraîner une détérioration rapide des structures des bâtiments, tandis que l’accumulation de dioxyde de carbone atmosphérique affectera les processus de décapage du dioxyde de carbone opérant dans le RAS et provoquera des étourdissements chez les travailleurs. Afin de maintenir une atmosphère acceptable à l’intérieur des installations, les installations de ventilation ou de climatisation sont largement exploitées (Gehlert et al., 2018). Ces systèmes de ventilation peuvent être équipés de mesures visant à réduire la consommation d’énergie. En outre, afin de mettre au point un RAS écologiquement viable, l’énergie peut être considérée comme un paramètre clé et, en particulier, l’énergie peut être considérée comme un indicateur important. Kucuk et al. (2010) ont effectué une analyse du rendement énergétique du RAS afin de contribuer à la gestion de l’énergie dans le RAS. Afin d’améliorer la performance énergétique du RAS, ils ont recommandé que les conditions de fonctionnement des composants, en particulier les pompes, soient optimisées et améliorées en fonction de la capacité de production de poisson du système.

Pour accroître l’efficacité, les gestionnaires du RAS ont besoin de lignes directrices et d’outils pour optimiser la production. Les audits énergétiques peuvent fournir des données réelles qui peuvent être utilisées pour la prise de décision. Badiola et al. (2014) ont étudié la consommation totale d’énergie (kWh) d’un système de cabillaud RAS en continu pendant 14 mois et ont identifié la pompe à chaleur comme un consommateur d’énergie le plus important pour les poissons d’élevage nécessitant un traitement thermique à haute eau. Gehlert et coll. (2018) ont conclu que les unités de ventilation offraient un potentiel important d’économies d’énergie dans le SAR. La plupart du temps, lorsque les paramètres climatiques de l’installation restent dans la plage souhaitée, les débits d’air peuvent être maintenus à de faibles niveaux pour économiser de l’énergie. En outre, les mesures d’économie d’énergie dans le RAS peuvent comprendre : des logiciels contenant des données sur la performance énergétique, des sources d’énergie alternatives pour chauffer l’eau et l’utilisation de convertisseurs de fréquence (Badiola et al., 2014).