3.3 Sviluppi della RAS

Negli ultimi anni si è registrato un aumento del numero e delle dimensioni delle aziende di acquacoltura a ricircolo, soprattutto in Europa. Con l’aumento dell’accettazione della tecnologia, continuano ad emergere miglioramenti rispetto agli approcci ingegneristici tradizionali, alle innovazioni e alle nuove sfide tecniche. La sezione seguente descrive le principali tendenze progettuali e ingegneristiche e le nuove sfide che la tecnologia del ricircolo dell’acquacoltura si trova ad affrontare.

3.3.1 Ossigenazione del flusso principale

Il controllo dell’ossigeno disciolto nella moderna RAS mira ad aumentare l’efficienza del trasferimento di ossigeno e diminuire il fabbisogno energetico di questo processo. L’aumento dell’efficienza di trasferimento dell’ossigeno può essere ottenuto attraverso la progettazione di sistemi che trattengono l’ossigeno gas a contatto con l’acqua più a lungo, mentre una diminuzione del fabbisogno energetico può essere ottenuta mediante l’uso di sistemi di trasferimento dell’ossigeno a bassa testa o utilizzando sistemi che non utilizzano affatto energia elettrica, come l’ossigeno liquido collegati a diffusori di ossigeno funzionanti solo per pressione. Un fattore determinante degli ossigenatori a bassa testa è la concentrazione disciolta relativamente bassa che può essere raggiunta rispetto ai sistemi ad alta pressione. Per superare questa limitazione, i dispositivi di ossigenazione a bassa testa sono posizionati strategicamente per trattare l’intero flusso di ricircolo invece di utilizzare un piccolo bypass di acqua altamente sovrasaturata, garantendo così un sufficiente trasporto di massa di ossigeno. L’utilizzo di dispositivi di ossigenazione installati nel flusso di ricircolo principale consente di risparmiare sul consumo di elettricità perché si evita l’utilizzo di sistemi ad alta pressione ad alta intensità energetica necessari per raggiungere alte concentrazioni di DO in piccoli flussi. I sistemi di ossigenazione a bassa testa possono anche ridurre la quantità di sistemi di pompaggio necessari, poiché i sistemi di ossigenazione ad alta pressione sono comunemente collocati su un bypass nelle tubazioni che vanno alle vasche ittiche. Al contrario, i dispositivi di ossigenazione a bassa testa tendono ad essere relativamente più grandi a causa della loro necessità di gestire flussi più grandi e quindi, il loro costo iniziale può essere più alto. Esempi di dispositivi in grado di trattare la totalità del flusso includono l’ossigenatore a bassa testa (LHO) (Wagner et al. 1995), azionato per gravità poiché l’acqua viene dapprima pompata in un biofiltro e una colonna imballata (Summerfelt et al. 2004), coni di ossigeno a bassa testa, varianti dello Speece Cone (Ashley et al. 2008; Timmons e Losordo 1994) operati a bassa pressione, i coni dell’albero profondo (Kruger Kaldnes, Norvegia), anche una variante del cono Speece progettato per raggiungere pressioni di esercizio più elevate mediante l’aumento della pressione idrostatica derivante dal posizionamento dei dispositivi inferiori alle vasche di pesce e ai pozzetti della pompa, l’ossigenatore del tubo a U e le sue varianti progettuali come il tubo Farrell o il sistema brevettato di dissoluzione dell’ossigeno (AquaMaOf, Israele) e l’uso di ossigenazione diffusa in vasche di pesci profondi (Fig. 3.5).

Fig. 3.5 Alternative di trasferimento del gas per il ricircolo dell’acqua che ritorna nelle vasche dei pesci. Se il recipiente di contatto del gas consente la pressurizzazione, l’ossigeno può essere trasferito in concentrazioni elevate in flussi relativamente piccoli e ad alta pressione (a, b). Tuttavia, l’ossigeno a concentrazioni inferiori può essere trasferito nel circuito di ricircolo principale, ma per questo, il dispositivo di trasferimento dell’ossigeno deve essere molto più grande per gestire il flusso completo del sistema (c)

3.3.2 Alternative di biofiltrazione nitrificante

Sebbene i biofiltri nitrificanti continuino ad essere il principale metodo commercialmente accettato per la rimozione dell’ammoniaca nelle RAS commerciali, negli ultimi anni sono state sviluppate nuove tecnologie di rimozione dell’azoto. Alcune di queste tecnologie considerano percorsi biologici alternativi per rimuovere l’ammoniaca dall’acqua di coltura, mentre altre mirano a sostituire o lavorare in parallelo con i biofiltri nitrificanti al fine di ridurre le limitazioni intrinseche. Questi includono grandi dimensioni del reattore, suscettibilità agli urti, lunghi tempi di avvio e prestazioni più scarse sia in acqua fredda che in sistemi marini.

Processi basati su Anammox

Una via biologica alternativa di rimozione dell’ammoniaca considerata per la RAS è il processo anammox (Tal et al. 2006), che si verifica in condizioni anaerobiche. L’ossidazione anaerobica dell’ammoniaca è un processo che elimina l’azoto combinando ammoniaca e nitrito per produrre gas azotato (van Rijn et al. 2006). Il processo anammox è di interesse per il RAS perché consente la completa rimozione autotrofia dell’azoto, in contrasto con le tradizionali combinazioni di biofiltri nitrificanti con sistemi di denitrificazione eterotrofi che richiedono aggiunta di carbonio organico (van Rijn et al. 2006). Inoltre, nella via anammox, solo la metà dell’ammoniaca rilasciata dal pesce viene ossidata aerobicamente in nitrito (che richiede ossigeno), mentre l’altra metà viene convertita anaerobicamente in azoto insieme al nitrito prodotto. Ciò può comportare risparmi nel consumo di ossigeno ed energia nella RAS (van Rijn et al. 2006).

I prototipi dei reattori Anammox sono stati dimostrati con successo (Tal et al. 2006, 2009), mentre si sospetta che l’attività anammox si verifichi nei sistemi di denitrificazione marina (Klas et al. 2006). Il progetto europeo del 7° PQ DEAMNRECIRC è riuscito anche a creare prototipi di reattori anammox per applicazioni di acquacoltura con acqua fredda e acqua di mare. Tuttavia, le applicazioni commerciali della tecnologia non sono ancora state identificate dagli autori.

Rimozione chimica di ammonia

I sistemi di rimozione dell’ammoniaca basati sui processi di scambio ionico e di ossidazione elettrochimica vengono proposti come alternative ai biofiltri nitrificanti. I processi di scambio ionico si basano sull’utilizzo di materiali adsorbenti come zeoliti o resine iono-selettive per estrarre l’ammoniaca disciolta dall’acqua (Lekang 2013), mentre i processi di ossidazione elettrochimica convertono l’ammoniaca in azoto gassoso attraverso una serie di complesse reazioni di ossidazione (Lahav et al. 2015). In confronto, i processi di scambio ionico sono adatti per le acque con basse concentrazioni di ioni (ad es. acqua dolce), mentre i processi di ossidazione elettrochimica sfruttano gli ioni cloruro presenti nell’acqua per produrre specie di cloro attive che reagiscono prontamente con l’ammoniaca (Lahav et al. 2015) e sono quindi adatto per acque con concentrazioni più elevate di ioni cloruro (acque salmastre e marine).

Sebbene i processi di scambio ionico non siano nuovi, la loro applicazione in RAS è stata limitata dalla loro capacità di mantenere le prestazioni nel tempo: il materiale filtrante alla fine diventa «saturo», perdendo la sua capacità di adsorbimento e, quindi, deve essere rigenerato. Gendel e Lahav (2013), hanno proposto un nuovo approccio a un processo di ammoniaca a scambio ionico in tandem con un innovativo processo di rigenerazione adsorbente che utilizza l’ossidazione elettrochimica. L’ossidazione elettrochimica dell’ammoniaca è un processo che ha ricevuto maggiore attenzione negli ultimi anni, e diversi concetti sono stati studiati e sono stati lanciati commercialmente, ad esempio ELOXIRA in Spagna.

I fattori che limitano l’applicazione di queste tecnologie nelle RAS commerciali comprendono, nel caso dei processi di scambio ionico, scarse prestazioni economiche, difficoltà a rigenerare grandi quantità di materiali adsorbenti su richiesta (Lekang 2013), complessità del sistema che richiede l’aggiunta di reagenti chimici, elevata consumo di energia elettrica e un alto grado di rimozione di solidi sospesi (Lahav et al. 2015), che è spesso poco pratico in RAS su larga scala. Nel caso dei processi di elettroossidazione dell’ammoniaca, la produzione di specie reattive tossiche che richiedono la rimozione attiva è la loro limitazione più importante, anche se il loro elevato requisito di controllo dei solidi, spesso possibile solo con filtri meccanici pressurizzati, è anche una sfida nel RAS operante con grandi flussi e bassa pressione.

3.3.3 Controllo dei solidi fini

I solidi fini sono la frazione solida dominante in RAS con particelle\ 30 μm che formano più del 90% dei solidi totali sospesi nell’acqua di coltura. Recenti indagini hanno rilevato che più del 94% dei solidi presenti nell’acqua di coltura di un RAS hanno dimensioni\ <20 μm o «fini» (Fernandes et al. 2015). L’accumulo di solidi fini si verifica principalmente quando solidi più grandi bypassano i filtri meccanici (che non sono efficienti al 100%) e vengono infine suddivisi per pompe, attrito con superfici e attività batterica. Una volta ridotte le dimensioni dei solidi, le tecniche di filtrazione meccanica tradizionali vengono rese inutili.

Negli ultimi anni, continuano ad essere esplorati la produzione, il controllo, gli effetti del benessere dei pesci e gli effetti delle prestazioni del sistema dei solidi fini. Gli effetti dei solidi fini sul benessere dei pesci sono stati inizialmente studiati attraverso ricerche sulla pesca (Chen et al. 1994). Tuttavia, gli effetti diretti dei solidi fini nella RAS sul benessere dei pesci non sono stati approfonditi fino a poco tempo fa. Sorprendentemente, i lavori separati sulla trota iridea di Becke et al. (2016) e Fernandes et al. (2015) non hanno mostrato effetti negativi sul benessere in sistemi con concentrazioni di solidi sospesi fino a 30 mg/l in studi di esposizione della durata rispettivamente di 4 e 6 settimane. Nonostante questi risultati, gli effetti indiretti dell’accumulo di solidi fini nella RAS sono noti (Pedersen et al. 2017) e sono riferiti per lo più legati alla proliferazione di microrganismi opportunistici (Vadstein et al. 2004; Atramadal et al. 2014; Pedersen et al. 2017) poiché i solidi fini forniscono una superficie elevata substrato per i batteri di colonizzare. Un altro importante effetto negativo dell’accumulo di solidi fini è l’aumento della torbidità, che rende difficile l’ispezione visiva dei pesci e può ostacolare le strategie di controllo fotoperiodo che richiedono la penetrazione della luce nella colonna d’acqua. Le strategie di controllo dei solidi fini utilizzate nelle moderne RAS includono ozonizzazione, scrematura proteica, galleggiamento, filtrazione a cartuccia e filtrazione a membrana (Couturier et al. 2009; Cripps e Bergheim 2000; Summerfelt e Hochheimer 1997; Wold et al. 2014). Gli schiumatori proteici, noti anche come frazionatori di schiuma, sono anche dispositivi di controllo dei solidi fini relativamente popolari, specialmente nei sistemi marini (Badiola et al. 2012).

3.3.4 Ozonazione

La conoscenza dell’applicazione dell’ozono (O<Sub3/sub) nella RAS esiste dagli anni ‘70 e ‘80 (Summerfelt e Hochheimer 1997). Tuttavia, la sua applicazione non è stata così diffusa come altri processi come i biofiltri nitrificanti o i filtri meccanici (Badiola et al. 2012). Oltre al trattamento dei solidi fini, l’ozono, come potente ossidante, può essere utilizzato in RAS per eliminare microrganismi, nitriti e sostanze umiche (Gonçalves e Gagnon 2011). Negli ultimi anni si è registrato un aumento delle conoscenze sulle potenzialità e sui limiti dell’ozono applicati sia nelle RAS d’acqua dolce che in quelle marine. È importante sottolineare che le dosi di ozono che possono essere raggiunte in modo sicuro per migliorare la qualità dell’acqua sia nei sistemi di acqua dolce che di mare sono state confermate in diverse pubblicazioni (Li et al. 2015; Park et al. 2013, 2015; Schroeder et al. 2011; Summerfelt 2003; Timmons ed Ebeling 2010), con la conclusione che le dosi di ozono oltre i limiti raccomandati (1) non migliorano ulteriormente la qualità dell’acqua e (2) possono causare effetti negativi sul benessere, specialmente nei sistemi di acqua di mare dove l’ozonizzazione eccessiva causerà la formazione di ossidanti residui tossici. Nelle acque fredde RAS sono stati determinati i requisiti di ozonizzazione per ottenere la completa disinfezione del flusso di processo (Summerfelt et al. 2009).

L’ozonizzazione migliora le prestazioni del filtro microschermo e riduce al minimo l’accumulo di materia disciolta che colpisce l’acquerello (Summerfelt et al. 2009).

Tuttavia, un’eccessiva ozonizzazione può incidere gravemente sui pesci d’allevamento provocando effetti avversi tra cui danni istopatologici ai tessuti (Richardson et al. 1983; Reiser et al. 2010) e alterazioni del comportamento alimentare (Reiser et al. 2010) e stress ossidativo (Ritola et al. 2000, 2002; Livingstone 2003). Inoltre, i sottoprodotti dell’ozonizzazione possono essere dannosi. Il bromato è uno di questi ed è potenzialmente tossico. Tango e Gagnon (2003) hanno dimostrato che le RAS marine ozonizzate hanno concentrazioni di bromato che rischiano di compromettere la salute dei pesci. La tossicità cronica, subletale prodotta da ozono (OPO) è stata studiata nel rombo giovanile da Reiser et al. (2011), mentre la salute e il benessere delle trote iridee sono stati valutati in RAS ozonizzate e non ozonizzate da Good et al. (2011). Aumentare la trota iridea alle dimensioni di mercato nella RAS ozonizzata ha migliorato le prestazioni dei pesci senza influire in modo significativo sulla loro salute e benessere, mentre alte dosi di OPO influenzano il benessere del rombo giovanile.

3.3.5 Denitrificazione

Nella maggior parte dei sistemi di acquacoltura a ricircolo, il nitrato, il prodotto finale della nitrificazione, tende ad accumularsi. Tale accumulo è comunemente controllato dalla diluizione (introducendo nuova acqua nel sistema). Il controllo dei nitrati mediante diluizione può costituire un fattore limitante per un’operazione RAS a causa delle normative ambientali, della scarsa disponibilità di nuove acque, dei costi di trattamento dei flussi di acqua in entrata e di effluente o dei costi associati al raffreddamento o al riscaldamento dell’acqua nuova.

La rimozione biologica dei nitrati in RAS può essere ottenuta mediante batteri anaerobici facoltativi utilizzando una via dissimilatoria per convertire nitrato in azoto gas in presenza di carbonio e nitrato come donatori di elettroni (van Rijn et al. 2006). I reattori di denitrificazione sono quindi reattori biologici che sono tipicamente azionati in condizioni anaerobiche e generalmente dosati con qualche tipo di fonte di carbonio come etanolo, metanolo, glucosio, melassa, ecc La tecnologia di denitrificazione è in fase di sviluppo sin dagli anni ‘90 (van Rijn e Riviera 1990), ma la sua popolarità tra l’industria dell’acquacoltura a ricircolo è aumentata solo negli ultimi anni, offrendo soluzioni innovative per reattori di denitrificazione.

Una delle applicazioni più importanti dei sistemi di denitrificazione in acquacoltura è il RAS «a scambio zero» (Yogev et al. 2016), che utilizzano la digestione anaerobica dei biosolidi prodotti nel sistema per produrre acidi grassi volatili (VFA) che vengono poi utilizzati dai denitrificatori come fonte di carbonio. Klas at al. (2006) ha sviluppato un sistema di denitrificazione dei «fanghi singoli», in cui la produzione di VFA a partire da biosolidi e denitrificazione avviene in un unico reattore misto. Suhr et al. (2014) ha sviluppato ulteriormente il concetto di fango singolo, adattandolo al trattamento di fine tubo degli effluenti di allevamento ittico e aggiungendo un ulteriore passo che separa la produzione di VFA dal reattore di denitrificazione in un serbatoio di idrolisi. Questi lavori hanno fornito preziose informazioni sulle possibilità di utilizzare biosolidi acquacolturali invece di costose fonti di carbonio inorganico per la denitrificazione. Inoltre, Christianson et al. (2015) ha studiato l’efficacia dei reattori autotrofici a denitrificazione a base di zolfo come alternativa ai reattori di denitrificazione eterotrofi convenzionali. I reattori autotrofici producono meno biomassa (solidi) e possono essere alimentati con particelle di zolfo, che sono più economiche rispetto alle tradizionali fonti di carbonio inorganico.

I VFA sono anche il componente precursore nella produzione di biopolimeri come i poliidroalkanoati (PHAs), utilizzati per la produzione di materie plastiche biodegradabili (Pittmann e Steinmetz 2013). Ciò potrebbe far parte del concetto di «bioraffineria» applicato agli impianti di depurazione delle acque reflue, per gli allevamenti ittici che utilizzano processi anaerobici a fanghi attivi.

3.3.6 Controllo microbico

Le comunità microbiche sono costituenti importanti dell’ecosistema acquatico. Nei sistemi di produzione dell’acquacoltura, svolgono un ruolo significativo nel riciclaggio dei nutrienti, nella degradazione della materia organica e nel trattamento e nel controllo delle malattie (Zeng et al. 2017). Lo sviluppo di RAS efficienti, produttivi, biologicamente sicuri e privi di malattie richiede una comprensione approfondita di tutti i processi di supporto vitale, dai processi fisici e chimici (trasferimento di gas, trattamento termico, ozonizzazione, irradiazione UV, aggiustamenti di pH e salinità) ai processi biologici (nitrificazione, denitrificazione e attività eterotrofa aerobica). Mentre i processi fisici e chimici possono essere controllati, i sistemi di filtrazione biologica si basano sull’interazione tra le comunità microbiche e il loro ambiente come conseguenza dell’apporto di nutrienti (produzione di rifiuti di pesce) e, come tali, non sono facilmente controllati (Schreier et al. 2010). Recenti studi che utilizzano strumenti molecolari non solo hanno permesso di valutare la diversità microbica nel RAS, ma hanno anche fornito alcune informazioni sulle loro attività che dovrebbero portare a una migliore comprensione delle interazioni della comunità microbica. Questi approcci sono certi di fornire nuovi accordi di processo RAS, nonché informazioni sui nuovi processi e strumenti per migliorare e monitorare questi sistemi (Schreier et al. 2010). L’attuale comprensione della diversità microbica dei biofiltri RAS sia nei sistemi d’acqua dolce che nei sistemi marini si basa su studi che utilizzano 16S rRNA e sonde funzionali specifiche del gene o librerie geniche 16S rRNA piuttosto che tecniche basate sulla cultura (Tabella 3.1).

Anche le intuizioni sulle dinamiche temporali e spaziali del microbiota in RAS sono ancora limitate (Schreier et al. 2010), e mancano potenziali soluzioni per mantenere o ripristinare comunità microbiche vantaggiose in RAS (Rurangwa e Verdegem 2015). Oltre a una comunità microbica che depura l’acqua, il microbiota nel RAS può anche ospitare agenti patogeni o produrre composti fuori sapore (Guttman e van Rijn 2008). Data la difficoltà di trattare la malattia durante il funzionamento senza influire negativamente sul microbiota benefico, la gestione microbica in RAS è piuttosto una necessità dall’avvio all’intero processo produttivo. I microrganismi vengono introdotti nel RAS attraverso diversi percorsi: acqua di trucco, aria, vettori di animali, mangimi, stoccaggio di pesci, attrezzature sporche e attraverso personale o visitatori (Sharrer et al. 2005; Blancheton et al. 2013). Specifici microbi possono anche, d’altra parte, essere applicati intenzionalmente per guidare la colonizzazione microbica per migliorare le prestazioni del sistema o la salute degli animali (Rurangwa e Verdegem 2015).

Tabella 3.1 Attività primarie associate alle unità di biofiltrazione RAS e ai microrganismi partecipanti. (Da Schreier et al. 2010)

tavolo testata tr class = header» Thprocesso/th Threaction/TH th COLSPAN=“2"microrganismo/TH /tr tr td/td td/td TDacqua dolce/TD TDMarine/TD /tr /testata tbody tr class=“even» TDnitrificazione/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“dispari» Ossidazione tdammonio td NHSub4/SubSUP+/SUP + 1.5OSub2/sub → νoSub2/Sub + 2HSUP+/SUP + HSub2/Subo /td Tdinitrosomonas oligotrofa/i/td Tdinitrosomonas sp. /i/td /tr tr class=“even» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas criotolleranti/i/td /tr tr class=“dispari» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas europaea/i/td /tr tr class=“even» td/td td/td td/td Tdinitrosomonas cinnybus/ nitrosa/i/td /tr tr class=“dispari» td/td td/td td/td Tdinitrosococcus mobilis/i/td /tr tr class=“even» Ossidazione tdnitriti/td td ΝO2SUP-/SUP + H2O → NO3SUP/SUP + 2HSUP+/SUP + 2esup -/sup

/td Tdinitrospira spp. /i/td td/td /tr tr class=“dispari» td/td td/td Tdinitrospira marina/isupa/sup/td Tdinitrospira marina/isupa/sup/td /tr tr class=“even» td/td td/td Tdinitrospira moscoviensis/isupa/sup/td Tdinitrospira moscoviensis/isupa/sup/td /tr tr class=“dispari» TDdenitrificazione/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“even» TDAutotrophic/TD td SSUB2/subsup-/SUP + 1.6noSub3/subsup-/SUP + 1.6Hsup +/sup

→ /td td/td TDitiomicrosporia denitrificani/i/td /tr tr class=“dispari» td (solfuro dipendente) /td td SOSUB4/SubSUP2-/SUP + 0,8NSub2/sub (g) + 0,8HSub2/SubO /td td/td TDITHIOTHRIX disceformis/isupa/sup/td /tr tr class=“even» td/td td/td td/td Tdirhodobacter litoralis/isupa/sup/td /tr tr class=“dispari» td/td td/td td/td TdiHydrogenoPhaga sp. /i/td /tr tr class=“even» TDHeterotrofico/TD td 5CHSub3/subcoosup-/SUP + 8noSub3/subsup-/SUP + 3Hsup +/sup

→ /td td/td Tdipseudomonas fluorescens/i/td /tr tr class=“dispari» td/td td 10HCOSub3/subsup-/SUP + 4Nsub2/sub (g) + 4Hsub2/subo /td TDipseudomonas sp. /i/td Tdipseudomonas stutzeri/i/td /tr tr class=“even» td/td td/td TDicomamonas sp. /i/td TDipseudomonas sp. /i/td /tr tr class=“dispari» td/td td/td td/td Tdiparacoccus denitrificanti/i/td /tr tr class=“even» TDdissimilatore/td td NoSub3/Subsup-/SUP + 2HSUP+/SUP + 4HSub2/sub → NHSub4/SubSUP+/SUP + 3HSub2/Subo /td td/td TDIVarious Proteobatteri e firmicutes/I/TD /tr tr class=“dispari» TdReduzione in ammoniaca (DNRA) /td td/td td/td td/td /tr tr class=“even» TDanAmmonio/td td NHSub4/SubSUP+/SUP + NoSub2/subsup-/SUP → NSub2/sub (g) + 2Hsub2/subo /td td/td TdiplanctomyceTES spp. /i/td /tr tr class=“dispari» tdossidazione (Anammox) /td td/td td/td TDibrocadia sp. /isupa/sup/td /tr tr class=“even» Riduzione di TDsolfato/td td SO4SUP2-/SUP + CHSub3/sottocoosup-/SUP + 3HSUP+/SUP → /td td/td TdiDesulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class=“dispari» td/td TDHSSUP-/SUP + 2HCOSub3/Subsup-/SUP + 3HSUP+/SUP/TD td/td TdidethiosulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class=“even» td/td td/td td/td Tdifusibacter/i sp., Ibacteroides sp. /i/td /tr tr class=“dispari» Ossidazione di TDsolfuro td HSSUP-/SUP + 2OSub2/Sub → SOSUB4/SubSUP2-/SUP + HSUP+/SUP /td td/td TDITHIOMICROSpira sp. /i/td /tr tr class=“even» TDmetanogenesi/TD td 4HSub2/Sub + HSUP+/SUP + HCOSub3/subsup-/SUP → CHSub4/sub (g) + 3Hsub2/subo /td td/td Tdmethanogenic Archeea [Mirzoyan e Gross, inedito] /td /tr /tbody /tavolo

SUPA/SUPMicrorganismi identificati esclusivamente sulla base del gene 16S rRNA parziale o di sequenze geniche funzionali

Uno degli approcci per inibire la colonizzazione patogena è l’uso di batteri probiotici che possono competere per i nutrienti, produrre inibitori della crescita, o, spegnere la comunicazione cello-cellula (quorum sensing) che permette di stabilirsi all’interno di biofilm (Defoirdt et al. 2007, 2008; Kesarcodi-Watson et al. 2008). I batteri probiotici includono Bacillus, Pseudomonas (Kesarcodi-Watson et al. 2008) e Roseobacter spp. (Bruhn et al. 2005) e batteri ad essi correlati sono stati identificati anche nei biofiltri RAS (Schreier et al. 2010) (Tabella 3.1). Per ottenere le informazioni necessarie per gestire la stabilità microbica nella RAS, Rojas-Tirado et al. (2017) hanno identificato i fattori che influenzano i cambiamenti nelle dinamiche batteriche in termini di abbondanza e attività. I loro studi dimostrano che l’attività batterica non era un semplice parametro prevedibile nella fase acquatica, dato che i livelli di nitrato-N in RAS identici hanno mostrato cambiamenti improvvisi e fluttuazioni all’interno di uno dei sistemi. Le particelle sospese in RAS forniscono una superficie che può essere colonizzata dai batteri. Più particelle si accumulano man mano che l’intensità del ricircolo aumenta, aumentando così potenzialmente la capacità di carico batterica dei sistemi. Pedersen et al. (2017) ha esplorato la relazione tra la superficie totale delle particelle (TSA) e l’attività batterica nella RAS d’acqua dolce. Hanno indicato una correlazione forte, positiva e lineare tra TSA e attività batterica in tutti i sistemi con intensità di ricircolo da bassa a moderata. Tuttavia, la relazione apparentemente cessò di esistere nei sistemi con la più alta intensità di ricircolo. Ciò è probabilmente dovuto all’accumulo di sostanze nutritive disciolte che sostengono popolazioni batteriche libere e/o all’accumulo di colloidi sospesi e particelle fini di diametro inferiore a 5 μm, che non sono state caratterizzate nel loro studio ma possono fornire una superficie significativa.

Nel RAS, vari composti chimici (principalmente nitrati e carbonio organico) si accumulano nell’acqua di allevamento. Questi substrati chimici regolano l’ecofisiologia delle comunità batteriche sul biofiltro e hanno un impatto sulla sua efficienza e affidabilità di nitrificazione. Michaud et al. (2014) ha studiato lo spostamento della struttura della comunità batterica e la maggiore abbondanza relativa dei taxa in due diversi filtri biologici e ha concluso che la dinamica e la flessibilità della comunità batterica per adattarsi ai cambiamenti dell’acqua influenti sembravano essere collegate alle prestazioni del biofiltro. Uno degli aspetti chiave per migliorare l’affidabilità e la sostenibilità della RAS è la gestione appropriata delle popolazioni batteriche dei biofiltri, che è direttamente collegata alla disponibilità di C (carbonio) (Avnimelech 1999). Va notato che i RAS hanno proprietà che possono effettivamente contribuire alla stabilizzazione microbica, tra cui un lungo tempo di ritenzione idrica e un’ampia superficie di biofiltri per la crescita batterica, che potrebbero potenzialmente limitare le possibilità di proliferazione di microbi opportunistici nell’acqua di allevamento ( Atramadal et al. 2012a).

Atramadal et al. (2012a) ha confrontato lo sviluppo della comunità microbica in una RAS con ozonizzazione moderata (a 350 mV) con quello di un sistema a flusso continuo convenzionale (FTS) per lo stesso gruppo di merluzzo dell’Atlantico, Gadus morhua. Hanno trovato meno variabilità nella composizione batterica tra le vasche di pesci replicati della RAS che tra le vasche dei FTS. La RAS aveva una struttura comunitaria microbica più uniforme con una maggiore diversità di specie e periodicamente una frazione inferiore di opportunisti. I pesci della RAS hanno ottenuto risultati migliori del loro controllo nell’FTS, pur essendo esposti a una qualità dell’acqua fisico-chimica apparentemente inferiore. Nel ricercare gli effetti dell’ozonizzazione moderata o dell’irradiazione UV ad alta intensità sull’ambiente microbico nella RAS per le larve di pesci marini, Atramadal et al. (2012b) hanno sottolineato che un RAS per tali larve probabilmente non dovrebbe includere una forte disinfezione perché porta ad una riduzione del numero batterico, che rischia di provocare una destabilizzazione della comunità microbica. Inoltre, i loro risultati supportano l’ipotesi della RAS come strategia di controllo microbico durante la prima alimentazione delle larve di pesce.

RAS e maturazione microbica come strumenti per K-selezione delle comunità microbiche è stato oggetto dello studio di Atramadal et al. (2014) in cui hanno ipotizzato che le larve di pesce allevate in acqua dominata da K-strateghi (comunità microbiche mature) funzioneranno meglio, perché sono meno probabili per incontrare microbi opportunistici (selezionati R) e sviluppare interazioni dannose tra host e microbi. I risultati del loro esperimento hanno mostrato un alto potenziale per aumentare la sopravvivenza dei pesci utilizzando K selezione di batteri, che è un metodo economico e facile che può essere utilizzato in tutti i tipi di sistemi di acquacoltura nuovi o esistenti. Piccoli cambiamenti nella gestione (carico organico e maturazione dell’acqua) del trattamento delle acque danno microbiota significativamente diverso nelle vasche di pesce (Atramadal et al. 2016). D’altra parte, le sostanze umiche (HS) sono composti organici naturali, che comprendono una vasta gamma di polimeri pigmentati di alto peso organico. Si tratta di prodotti finali nella degradazione di composti organici complessi e, quando abbondanti, producono un tipico colore dal marrone al brunastro scuro del suolo e dell’acqua (Stevenson 1994). In un sistema di acquacoltura a scarica zero, sostanze simili a HS sono state rilevate nell’acqua di coltura e nel sangue di pesce (Yamin et al. 2017a). Un effetto protettivo dell’HS è stato riportato nei pesci esposti a metalli tossici (Peuranen et al. 1994; Hammock et al. 2003) e concentrazioni tossiche di ammoniaca e nitriti (Meinelt et al. 2010). Inoltre, sono state fornite prove del loro effetto fungistatico contro l’agente patogeno del pesce, Saprolengia parasitica (Meinelt et al. 2007). Nelle carpe comuni (Cyprinus carpio) esposte a (a) acqua ricca di umidi e fanghi provenienti da un sistema di ricircolo, (b) un acido umico sintetico e (c) un estratto ricco di humic derivato da Leonardit, le percentuali di infezione sono state ridotte rispettivamente al 14,9%, 17,0% e 18,8% rispetto a un tasso di infezione del 46,8% nel controllo trattamento (Yamin et al. 2017b). Allo stesso modo, l’esposizione del pesce guppy (Poecilia reticolata), infetto dalla monogenea Gyrodactylus turnbulli e Dactylogyrus sp. ad acqua e mangimi ricchi di umico-coltura, ha ridotto sia la prevalenza di infezione (% di pesci infetti) che l’intensità di infezione (parassiti per pesce) dei due parassiti (Yamin et al. 2017c).

Si ritiene che la ricerca fondamentale nel settore dell’ecologia microbica dei sistemi di reattori di nitrificazione/denitrificazione in RAS possa fornire innovazioni che possono alterare e/o migliorare drasticamente le prestazioni del reattore nella RAS. Fino ad ora, la comunità microbica nei reattori è ancora difficile da controllare (Leonard et al. 2000, 2002; Michaud et al. 2006, 2009; Schreier et al. 2010; Rojas-Tirado et al. 2017) e molte delle inefficienze del sistema derivano da questo (Martins et al. 2010b).

3.3.7 Efficienza Energetica

La redditività economica della produzione ittica in un sistema di acquacoltura a ricircolo dipende, in parte, dalla riduzione al minimo del fabbisogno energetico di tali impianti. La RAS richiede un’infrastruttura tecnica più elevata rispetto ai sistemi aperti, pertanto i costi energetici della RAS sono già stati valutati come grandi vincoli che potrebbero impedire un’applicazione diffusa di questa tecnologia (Singh e Marsh 1996). Di tutti i costi associati all’uso di energia elettrica in RAS, la ventilazione e il raffreddamento ad acqua sono generalmente i più importanti. Nei RAS interni, la ventilazione degli edifici è importante per controllare l’umidità e i livelli di anidride carbonica. Uno scarso controllo dell’umidità può comportare un rapido deterioramento delle strutture edilizie, mentre l’accumulo di anidride carbonica atmosferica influenzerà i processi di stripping dell’anidride carbonica operanti nel RAS e causerà capogiri nei lavoratori. Al fine di mantenere un’atmosfera accettabile all’interno degli impianti, sono ampiamente in funzione impianti di ventilazione o condizionamento (Gehlert et al. 2018). Questi sistemi di ventilazione possono essere dotati di misure volte a ridurre il consumo di energia. Inoltre, al fine di sviluppare una RAS sostenibile dal punto di vista ambientale, l’energia può essere considerata un parametro chiave di guida e, in particolare, l’energia può essere considerata un indicatore importante. L’analisi delle prestazioni energetiche della RAS è stata effettuata da Kucuk et al. (2010) per contribuire alla gestione dell’energia nella RAS. Al fine di migliorare le prestazioni energetiche del RAS, hanno raccomandato che le condizioni operative dei componenti, in particolare, le pompe siano ottimizzate e migliorate in base alla capacità di produzione del pesce del sistema.

Per aumentare l’efficienza, i responsabili RAS necessitano di linee guida e strumenti per ottimizzare la produzione. Gli audit energetici possono fornire dati reali che possono essere utilizzati per il processo decisionale. Badiola et al. (2014) ha studiato il consumo totale di energia (kWh) di un sistema di merluzzo RAS per 14 mesi e ha identificato la pompa di calore come un consumatore massimo di energia per l’allevamento di pesci che richiedono un trattamento termico ad alto contenuto idrico. Gehlert et al. (2018) hanno concluso che le unità di ventilazione offrono un significativo potenziale di risparmio energetico nella RAS. La maggior parte delle volte, quando i parametri climatici nella struttura rimangono entro un intervallo desiderato, le portate d’aria possono essere mantenute a livelli bassi per risparmiare energia. Inoltre, le misure di risparmio energetico nella RAS possono includere: software con dati sulle prestazioni energetiche, fonti energetiche alternative per riscaldare l’acqua e l’uso di convertitori di frequenza (Badiola et al. 2014).