3.2 Revisione del controllo della qualità dell'acqua nella RAS

I RAS sono complessi sistemi di produzione acquatica che coinvolgono una serie di interazioni fisiche, chimiche e biologiche (Timmons ed Ebeling 2010). Comprendere queste interazioni e le relazioni tra i pesci presenti nel sistema e le attrezzature utilizzate è fondamentale per prevedere eventuali cambiamenti nella qualità dell’acqua e nelle prestazioni del sistema. Esistono più di 40 parametri di qualità dell’acqua che possono essere utilizzati per determinare la qualità dell’acqua in acquacoltura (Timmons ed Ebeling 2010). Di questi, solo pochi (come descritto in Seets. [3.2.1](#321 -disciolved-ossigeno-do), [3.2.2](#322 -ammoniaca), [3.2.3](#323 -biosolidi), [3.2.4](#324 -carbonio-diossido-cosub2sub), [3.2.5](#325 -total-gas-pressure-tgp), [3.2.6](#326 -nitgp) e [3.2.7](#327 -alcalinità)) sono tradizionalmente controllati nel ricircolo principale , dato che questi processi possono influenzare rapidamente la sopravvivenza dei pesci e sono inclini a cambiare con l’aggiunta di mangimi al sistema. Molti altri parametri di qualità dell’acqua non sono normalmente monitorati o controllati perché (1) l’analisi della qualità dell’acqua può essere costosa, (2) l’inquinante da analizzare può essere diluito con scambio idrico giornaliero, (3) le potenziali fonti di acqua che li contengono sono escluse per l’uso o (4) perché il loro potenziale negativo effetti non sono stati osservati nella pratica. Pertanto, i seguenti parametri di qualità dell’acqua sono normalmente monitorati in RAS.

3.2.1 Ossigeno disciolto (DO)

L’ossigeno disciolto (DO) è generalmente il parametro di qualità dell’acqua più importante nei sistemi acquatici intensivi, poiché bassi livelli di DO possono causare rapidamente stress elevato nei pesci, malfunzionamento del biofiltro nitrificante e perdite significative di pesce. Comunemente, la densità di stoccaggio, l’aggiunta di mangimi, la temperatura e la tolleranza della specie ittica all’ipossia determineranno il fabbisogno di ossigeno di un sistema. Poiché l’ossigeno può essere trasferito all’acqua in concentrazioni superiori alla sua concentrazione di saturazione in condizioni atmosferiche (questa è chiamata supersaturazione), esiste una serie di dispositivi e disegni per garantire che il pesce disponga di ossigeno sufficiente.

In RAS, DO può essere controllato tramite aerazione, aggiunta di ossigeno puro o una combinazione di questi. Poiché l’aerazione è solo in grado di aumentare le concentrazioni di DO fino al punto di saturazione atmosferica, la tecnica è generalmente riservata a sistemi a carico leggero o sistemi con specie tolleranti come Tilapia o pesce gatto. Tuttavia, gli aeratori sono anche una componente importante del RAS commerciale in cui l’uso di ossigeno tecnico costoso viene ridotto aerando acqua con un basso contenuto di ossigeno disciolto fino al punto di saturazione prima di sovrasaturare l’acqua con ossigeno tecnico.

Fig. 3.2 Diagrammi di due esempi di trasferimento gas-liquido: aerazione diffusa e iniettori/aspiratori Venturi

Esistono diversi tipi di aeratori e ossigenatori che possono essere utilizzati in RAS e questi rientrano in due grandi categorie: i sistemi da gas a liquido e da liquido a gas (Lekang 2013). Gli aeratori gas-liquido comprendono principalmente sistemi di aerazione diffusi in cui il gas (aria o ossigeno) viene trasferito all’acqua, creando bolle che scambiano gas con il mezzo liquido (Fig. 3.2). Altri sistemi gas-liquido includono gas che passano attraverso diffusori, tubi perforati o piastre forate per creare bolle utilizzando iniettori Venturi che creano masse di piccole bolle o dispositivi che intrappolano bolle di gas nel flusso d’acqua come il cono Speece e l’ossigenatore del tubo a U.

Fig. 3.3 Diagrammi di due esempi di trasferimento da liquido a gas: l’aeratore a colonna imballato e gli spruzzi di superficie in un serbatoio chiuso. L’aeratore a colonna impacchettata consente all’acqua di defluire lungo un recipiente chiuso, solitamente imballato con mezzi strutturati, dove l’aria viene forzata attraverso un ventilatore o un ventilatore. Gli spruzzatori di superficie presenti nell’acquacoltura del laghetto possono essere utilizzati anche in ambienti chiusi arricchiti da gas — normalmente ossigeno — per il trasferimento di gas

Gli aeratori liquido-gas si basano sulla diffusione dell’acqua in piccole goccioline per aumentare la superficie disponibile per il contatto con l’aria, o sulla creazione di un’atmosfera arricchita con una miscela di gas (Fig. 3.3). L’aeratore a colonna imballato (Colt e Bouck 1984) e gli ossigenatori a bassa testa (LHO) (Wagner et al. 1995) sono esempi di sistemi liquido-gas utilizzati nell’acquacoltura a ricircolo. Tuttavia, altri sistemi liquido-gas popolari negli stagni e nelle fattorie all’aperto come gli aeratori a pale (Fast et al. 1999) sono utilizzati anche in RAS.

Una notevole letteratura è disponibile sulla teoria dello scambio di gas e sui fondamenti del trasferimento di gas in acqua, e il lettore è incoraggiato non solo a consultare testi di ingegneria dell’acquacoltura e dell’acquacoltura, ma anche a fare riferimento all’ingegneria di processo e ai materiali di trattamento delle acque reflue per una migliore comprensione di questi processi.

3.2.2 Ammoniaca

In un mezzo acquoso, l’ammoniaca esiste in due forme: una forma non ionizzata (NHSub3/sub) tossica per i pesci e una forma ionizzata (NHSub4/SubSUP+/SUP) che ha una bassa tossicità per i pesci. Questi due formano l’azoto ammoniacale totale (TAN), in cui il rapporto tra le due forme è controllato da pH, temperatura e salinità. L’ammoniaca si accumula nell’acqua di allevamento come prodotto del metabolismo proteico dei pesci (Altinok e Grizzle 2004) e può raggiungere concentrazioni tossiche se non trattata. Dei 35 diversi tipi di pesci d’acqua dolce studiati, il valore medio di tossicità acuta per l’ammoniaca è 2,79 mg NH3/l (Randall e Tsui 2002).

L’ammoniaca è stata tradizionalmente trattata nei sistemi di ricircolo con biofiltri nitrificanti, dispositivi progettati per promuovere le comunità microbiche che possono ossidare l’ammoniaca in nitrato (NoSub3/sub). Sebbene l’uso di biofiltri nitrificanti non sia nuovo, la RAS contemporanea ha visto una razionalizzazione dei progetti di biofiltri, con pochi progetti ben studiati che hanno una diffusa accettazione. Altre tecniche altamente innovative per trattare l’ammoniaca sono state sviluppate negli ultimi anni, ma non sono ampiamente applicate a livello commerciale (esempi riportati di seguito).

L’ammoniaca è ossidata nei biofiltri da comunità di batteri nitrificanti. I batteri nitrificanti sono organismi chemolitotrofici che comprendono specie dei generi Nitrosomonas, Nitrosococcus, Nitrospira, Nitrobacter e Nitrococcus (Prosser 1989). Questi batteri ottengono la loro energia dall’ossidazione dei composti azotati inorganici (Mancinelli 1996) e crescono lentamente (la replicazione avviene 40 volte più lentamente rispetto ai batteri eterotrofi) quindi sono facilmente superabili dai batteri eterotrofici se il carbonio organico, per lo più presente nei biosolidi sospesi nella coltura acqua, sono autorizzati ad accumulare (Grady e Lim 1980). Durante il funzionamento RAS, una buona gestione del sistema si basa molto sulla riduzione dei solidi sospesi attraverso adeguate tecniche di rimozione dei solidi (Fig. 3.4).

I biofiltri nitrificanti o i reattori biofiltri sono stati approssimativamente classificati in due categorie principali: la crescita sospesa e i sistemi di crescita collegati (Malone e Pfeiffer 2006). Nei sistemi di crescita sospesi, le comunità batteriche nitrificanti crescono liberamente nell’acqua, formando flocs batterici che ospitano anche ricchi ecosistemi dove sono presenti protozoi, ciliati, nematodi e alghe (Manan et al. 2017). Con un’adeguata miscelazione e aerazione, alghe, batteri, zooplancton, particelle di mangime e sostanze fecali rimangono sospesi nella colonna d’acqua e naturalmente flocculano insieme, formando le particelle che danno il nome ai sistemi di coltura biofloc (Browdy et al. 2012). Lo svantaggio principale dei sistemi di crescita sospesi è la loro tendenza a perdere la loro biomassa batterica man mano che l’acqua di processo esce dal reattore, richiedendo quindi un mezzo per catturarla e riportarla al sistema. Nei sistemi di crescita collegati, forme solide (grani di sabbia, pietre, elementi plastici) vengono utilizzate come substrati per trattenere i batteri all’interno del reattore e quindi, non necessitano di una fase di cattura dei solidi post-trattamento. In generale, i sistemi di crescita collegati forniscono una superficie maggiore per l’attacco batterico rispetto ai sistemi di crescita sospesi e non producono solidi significativi nel loro deflusso, che è uno dei motivi principali per cui i biofiltri a crescita attaccati sono stati così comunemente utilizzati in RAS.

Fig. 3.4 Batteri nitrificanti Nitrosomonas (a sinistra) e Nitrobacter (a destra). (Foto a sinistra: Bock et al. 1983. Foto a destra: Murray e Watson 1965)

Sono stati compiuti sforzi per classificare i biofiltri e documentarne le prestazioni al fine di aiutare gli agricoltori e i progettisti a definire sistemi con un migliore grado di affidabilità (Drennan et al. 2006; Gutierrez-Wing e Malone 2006). Negli ultimi anni, l’industria dell’acquacoltura ha optato per progetti di biofiltri che sono stati ampiamente studiati e quindi in grado di offrire prestazioni prevedibili. Il bioreattore a letto mobile (Rusten et al. 2006), il bioreattore con filtro a sabbia fluidificata (Summerfelt 2006) e il bioreattore a letto fisso (Emparanza 2009; Zhu e Chen 2002) sono esempi di progetti di biofiltri a crescita che sono diventati standard nella moderna RAS commerciale. I filtri di gocciolamento (Díaz et al. 2012), un altro design popolare, hanno visto diminuire la loro popolarità a causa delle loro esigenze di pompaggio relativamente elevate e dimensioni relativamente grandi.

3.2.3 Biosolidi

I biosolidi della RAS provengono da mangimi per pesci, feci e biofilm (Timmons ed Ebeling 2010) e sono uno dei parametri di qualità dell’acqua più critici e difficili da controllare. Poiché i biosolidi servono come substrato per la crescita batterica eterotrofa, un aumento della loro concentrazione può portare a un aumento del consumo di ossigeno, scarse prestazioni dei biofiltri (Michaud et al. 2006), aumento della torbidità dell’acqua e persino blocco meccanico di parti del sistema (Becke et al. 2016; Chen et al. 1994; Couturier et al. 2009).

In RAS, i biosolidi sono generalmente classificati sia in base alla loro dimensione che alla loro capacità di rimozione mediante determinate tecniche. Della frazione totale dei solidi prodotti in un RAS, i solidi sedimentabili sono quelli generalmente più grandi di 100 μm e che possono essere rimossi mediante separazione gravitazionale. I solidi sospesi, con dimensioni comprese tra 100 μm e 30 μm, sono quelli che non si depositano dalla sospensione, ma che possono essere rimossi con mezzi meccanici (cioè setacciatura). I solidi fini, di dimensioni inferiori a 30 μm, sono generalmente quelli che non possono essere rimossi mediante setacciatura e devono essere controllati con altri mezzi quali processi fisico-chimici, processi di filtrazione a membrana, diluizione o bioclarificazione (Chen et al. 1994; Lee 2014; Summerfelt e Hochheimer 1997; Timmons ed Ebeling 2010; Wold et al. 2014). Le tecniche per il controllo dei solidi sedimentabili e sospesi sono ben note e sviluppate, e esiste un’ampia letteratura sull’argomento. Ad esempio, l’uso di serbatoi a doppio scarico, separatori a spirale, separatori di flusso radiale e bacini di sedimentazione è un mezzo popolare per controllare i solidi sedimentabili (Couturier et al. 2009; Davidson e Summerfelt 2004; De Carvalho et al. 2013; Ebeling et al. 2006; Veerapen et al. 2005). I filtri microscreen sono il metodo più diffuso per il controllo dei solidi sospesi (Dolan et al. 2013; Fernandes et al. 2015) e sono spesso utilizzati nel settore per controllare sia solidi sedimentabili che sospesi con un’unica tecnica. Altri popolari dispositivi di cattura solidi sono filtri di profondità come i filtri a tallone (Cripps e Bergheim 2000) e i filtri a sabbia rapida, che sono anche popolari nelle applicazioni per piscine. Inoltre, le linee guida di progettazione per prevenire l’accumulo di solidi in serbatoi, tubazioni, pozzetti e altri componenti del sistema sono disponibili in letteratura (Davidson e Summerfelt 2004; Lekang 2013; Wong e Piedrahita 2000). Infine, i solidi fini nelle RAS sono comunemente trattati mediante ozonizzazione, bioclarificazione, frazionamento di schiuma o una combinazione di queste tecniche. Gli ultimi anni nello sviluppo della RAS si sono concentrati su una maggiore comprensione di come controllare la frazione di solidi fini e capire il suo effetto sul benessere dei pesci e sulle prestazioni del sistema.

3.2.4 Anidride carbonica (COSub2/sub)

Nel RAS, il controllo dei gas disciolti non si ferma con la fornitura di ossigeno ai pesci. Altri gas disciolti nell’acqua di allevamento possono influire sul benessere dei pesci se non controllati. Le alte concentrazioni di anidride carbonica disciolta (COsub2/sub) nell’acqua inibiscono la diffusione di COsub2/sub dal sangue dei pesci. Nei pesci, l’aumento di COsub2/sub nel sangue riduce il pH del sangue e, a sua volta, l’affinità dell’emoglobina per l’ossigeno (Noga 2010). Alte concentrazioni di COsub2/sub sono state associate anche a nefrocalcinosi, granulomi sistemici e depositi gessosi negli organi nei salmonidi (Noga 2010). COSub2/sub in RAS nasce come prodotto della respirazione eterotrofa da parte di pesci e batteri. Come gas altamente solubile, l’anidride carbonica non raggiunge l’equilibrio atmosferico con la stessa facilità dell’ossigeno o dell’azoto e quindi deve essere messa in contatto con elevati volumi d’aria con una bassa concentrazione di COsub2/sub per garantire il trasferimento dall’acqua (Summerfelt 2003). Come regola generale, le RAS fornite con ossigeno puro richiederanno una qualche forma di stripping dell’anidride carbonica, mentre le RAS fornite con aerazione per l’integrazione di ossigeno non richiederanno COsub2/sub stripping attivo (Eshchar et al. 2003; Loyless e Malone 1998).

In teoria, qualsiasi dispositivo di trasferimento/aerazione del gas aperto all’atmosfera offrirà una qualche forma di COSub2/sub stripping. Tuttavia, i dispositivi specializzati di spellatura dell’anidride carbonica richiedono che grandi volumi di aria vengano messi in contatto con l’acqua di processo. I progetti COSub2/sub spogliarellista si sono concentrati principalmente su dispositivi a cascata come aeratori a cascata, biofiltri di trickling e, cosa più importante, l’aeratore a colonna imballato (Colt e Bouck 1984; Moran 2010; Summerfelt 2003), che è diventato un pezzo standard di apparecchiature per RAS commerciali che operano con ossigeno puro. Sebbene lo sviluppo della tecnologia di aerazione delle colonne imballate sia avanzato negli ultimi anni, la maggior parte delle ricerche fatte su questo dispositivo si è concentrata sulla comprensione delle sue prestazioni in diverse condizioni (ad esempio acqua dolce vs acqua di mare) e variazioni progettuali come altezze, tipi di imballaggio e velocità di ventilazione . L’effetto della velocità di carico idraulica (flusso unitario per unità di superficie di degasser) è noto per avere un effetto sull’efficienza di un degasser, ma sono necessarie ulteriori ricerche per avere una migliore comprensione di questo parametro progettuale.

3.2.5 Pressione totale del gas (TGP)

La pressione totale del gas (TGP) è definita come la somma delle pressioni parziali di tutti i gas disciolti in una soluzione acquosa. Meno solubile è un gas, più «spazio» occupa nella soluzione acquosa e, quindi, maggiore è la pressione che esercita. Dei principali gas atmosferici (azoto, ossigeno e anidride carbonica) l’azoto è il meno solubile (ad esempio 2,3 volte meno solubile dell’ossigeno e più di 90 volte meno solubile dell’anidride carbonica). Pertanto, l’azoto contribuisce alla pressione totale del gas più di qualsiasi altro gas, ma non viene consumato dai pesci o dai batteri eterotrofici, quindi si accumulerà nell’acqua a meno che non venga rimosso. È anche importante notare che l’ossigeno contribuirà anche ad un elevato TGP se il processo di trasferimento del gas non consente di spostare i gas in eccesso fuori dalla soluzione. Un classico esempio di questo sono gli stagni con attività fotoautotrofa in essi. I fotoautotrofi (di solito organismi vegetali che effettuano la fotosintesi) rilasciano ossigeno nell’acqua, mentre una superficie tranquilla dell’acqua potrebbe non fornire sufficiente scambio di gas in eccesso per fuoriuscire nell’atmosfera e quindi può verificarsi una sovrasaturazione.

I pesci richiedono pressioni totali del gas pari alla pressione atmosferica. Se i pesci respirano acqua con una pressione gas totale elevata, il gas in eccesso (generalmente azoto) esce dal flusso sanguigno e forma bolle, con effetti spesso gravi per la salute del pesce (Noga 2010). In acquacoltura questo è noto come malattia delle bolle di gas.

Evitare un alto TGP richiede un attento esame di tutte le aree della RAS in cui può verificarsi il trasferimento di gas. L’iniezione di ossigeno ad alta pressione senza fuoriuscita di gas (permettendo lo spostamento dell’azoto in eccesso dall’acqua) può anche contribuire all’elevato TGP. Nei sistemi con pesci che sono molto sensibili al TGP, l’uso di degasser sottovuoto è un’opzione (Colt e Bouck 1984). Tuttavia, mantenere un RAS privo di aree di pressurizzazione dei gas incontrollata, utilizzando strippers di anidride carbonica (che eliminerà anche azoto) e dosare l’ossigeno tecnico con cura, è sufficiente per mantenere il TGP a livelli di sicurezza nelle RAS commerciali.

3.2.6 Nitrato

Il nitrato (NoSub3/sub) è il prodotto finale della nitrificazione e comunemente l’ultimo parametro da controllare nella RAS, a causa della sua tossicità relativamente bassa (Davidson et al. 2014; Schroeder et al. 2011; van Rijn 2013). Ciò è principalmente attribuito alla sua bassa permeabilità alla membrana branchiale di pesce (Camargo e Alonso 2006). L’azione tossica del nitrato è simile a quella del nitrito, influenzando la capacità delle molecole che trasportano l’ossigeno. Il controllo delle concentrazioni di nitrati nel RAS è stato tradizionalmente ottenuto mediante diluizione, controllando efficacemente il tempo di ritenzione idraulica o il tasso di cambio giornaliero. Tuttavia, il controllo biologico dei nitrati mediante reattori di denitrificazione è un’area di ricerca e sviluppo in RAS in crescita.

La tolleranza ai nitrati può variare a seconda delle specie acquatiche e dello stadio di vita, con la salinità che ha un effetto migliorante sulla sua tossicità. È importante che gli operatori della RAS comprendano gli effetti cronici dell’esposizione ai nitrati piuttosto che gli effetti acuti, poiché probabilmente non saranno raggiunte concentrazioni acute durante il normale funzionamento RAS.

3.2.7 Alcalinità

L’alcalinità è, in termini generali, definita come la capacità tampone del pH dell’acqua (Timmons ed Ebeling 2010). Il controllo dell’alcalinità nella RAS è importante in quanto la nitrificazione è un processo di formazione degli acidi che la distrugge. Inoltre, i batteri nitrificanti richiedono un apporto costante di alcalinità. Una bassa alcalinità nel RAS determinerà oscillazioni del pH e malfunzionamenti del biofiltro nitrificante (Summerfelt et al. 2015; Colt 2006). L’aggiunta di alcalinità nel RAS sarà determinata dall’attività di nitrificazione nei sistemi, che è a sua volta correlata all’aggiunta di mangimi, dal contenuto di alcalinità dell’acqua di trucco (scambio giornaliero) e dalla presenza di attività denitrificante, che ripristina l’alcalinità (van Rijn et al. 2006).