3.3 Evolução da RAS

Nos últimos anos assistiu-se a um aumento do número e das dimensões das explorações aquícolas em recirculação, especialmente na Europa. Com o aumento da aceitação da tecnologia, melhorias em relação às abordagens tradicionais de engenharia, inovações e novos desafios técnicos continuam surgindo. A seção a seguir descreve as principais tendências de design e engenharia e os novos desafios enfrentados pela tecnologia de aquicultura de recirculação.

3.3.1 Oxigenação de fluxo principal

O controle do oxigênio dissolvido na RAS moderna visa aumentar a eficiência da transferência de oxigênio e diminuir as necessidades energéticas deste processo. O aumento da eficiência da transferência de oxigénio pode ser alcançado através da concepção de sistemas que mantêm o oxigénio gasoso em contacto com a água durante mais tempo, ao passo que uma diminuição das necessidades energéticas pode ser alcançada através da utilização de sistemas de transferência de oxigénio de baixa cabeça ou utilizando sistemas que não utilizam electricidade, tais como o oxigénio líquido sistemas conectados a difusores de oxigênio operando apenas por pressão. Um fator definidor dos oxigenadores de cabeça baixa é a concentração dissolvida relativamente baixa que pode ser alcançada em comparação com sistemas de alta pressão. Para superar essa limitação, os dispositivos de oxigenação de cabeça baixa são estrategicamente colocados para tratar o fluxo de recirculação total em vez de usar um bypass menor de água altamente supersaturada, garantindo assim o transporte em massa suficiente de oxigênio. O uso de dispositivos de oxigenação instalados no fluxo principal de recirculação gera economia no consumo de eletricidade, pois é evitado o uso de sistemas de alta pressão com uso intensivo de energia que são necessários para atingir altas concentrações de OD em pequenos fluxos. Os sistemas de oxigenação de cabeça baixa também podem reduzir a quantidade de sistemas de bombeamento necessários, uma vez que os sistemas de oxigenação de alta pressão são comumente colocados em um bypass nas tubulações que vão para os tanques de peixes. Em contraste, os dispositivos de oxigenação de baixa cabeça tendem a ser comparativamente maiores devido à sua necessidade de lidar com fluxos maiores e, portanto, seu custo inicial pode ser maior. Exemplos de dispositivos que podem tratar a totalidade do fluxo incluem o oxigenador de baixa cabeça (LHO) (Wagner et al. 1995), operado pela gravidade como a água é primeiramente bombeada para um biofiltro e uma coluna embalada (Summerfelt et al. 2004), cones de oxigênio de cabeça baixa, variantes do Speece Cone (Ashley et al. 2008; Timmons e Losordo 1994) operado a baixa pressão, os cones de eixo profundo (Kruger Kaldnes, Noruega), também uma variante do cone Speece projetado para atingir pressões operacionais mais altas por meio do aumento da pressão hidrostática resultante da colocação dos dispositivos mais baixos do que os tanques de peixes e os reservatórios de bomba, o oxigenador de tubo U e as suas variantes de concepção, tais como o tubo Farrell ou o sistema de dissolução de oxigénio patenteado (AquaMaof, Israel) e a utilização de oxigenação difusa em tanques de peixes profundos (Fig. 3.5).

Fig. 3.5 Alternativas de transferência de gás para recirculação de água que retorna para os tanques de peixes. Se o recipiente de contato de gás permitir a pressurização, o oxigênio pode ser transferido em altas concentrações em fluxos relativamente pequenos e de alta pressão (a, b). No entanto, o oxigênio em concentrações mais baixas pode ser transferido para o circuito principal de recirculação, mas para isso, o dispositivo de transferência de oxigênio deve ser muito maior para lidar com o fluxo total do sistema (c)

3.3.2 Alternativas de Biofiltração Nitrificante

Embora os biofiltros nitrificantes continuem a ser o principal método comercialmente aceito de remoção de amônia em RAS comerciais, novas tecnologias de remoção de nitrogênio foram desenvolvidas nos últimos anos. Algumas dessas tecnologias consideram vias biológicas alternativas para remover amônia da água de cultura, enquanto outras visam substituir ou trabalhar em paralelo com biofiltros nitrificantes, a fim de reduzir as limitações inerentes. Estes incluem grandes tamanhos de reatores, susceptibilidade a falhas, longos tempos de inicialização e pior desempenho em sistemas de água fria e marítimos.

Processos baseados em Anammox

Uma via alternativa de remoção de amônia biológica considerada para RAS é o processo anammox (Tal et al. 2006), que ocorre em condições anaeróbias. A oxidação anaeróbica de amônia é um processo que elimina o nitrogênio combinando amônia e nitrito para produzir gás nitrogênio (van Rijn et al. 2006). O processo de anammox é de interesse para a RAS, pois permite a remoção completa do nitrogênio autotrófico, em contraste com as combinações tradicionais de biofiltros nitrificantes com sistemas heterotróficos de desnitrificação que requerem adição de carbono orgânico (van Rijn et al. 2006). Além disso, na via da anammox, apenas metade do amoníaco libertado pelos peixes é oxidado aerobicamente em nitrito (que requer oxigênio), enquanto a outra metade é convertida anaerobicamente em azoto, juntamente com o nitrito produzido. Isso pode proporcionar economias no uso de oxigênio e energia em RAS (van Rijn et al. 2006).

Protótipos do reator Anammox foram demonstrados com sucesso (Tal et al. 2006, 2009), enquanto se suspeita que a atividade anammox ocorra em sistemas de desnitrificação marinha (Klas et al. 2006). O projeto europeu do 7º PQ, DEAMNRECIRC, também foi bem sucedido na criação de protótipos de reatores anammox para aplicações de aquicultura de água fria e água do mar. No entanto, as aplicações comerciais da tecnologia ainda não foram identificadas pelos autores.

Remoção Química de Amonia

Sistemas de remoção de amônia baseados em processos de troca iônica e oxidação eletroquímica estão sendo propostos como alternativas aos biofiltros nitrificantes. Os processos de troca iônica dependem do uso de materiais adsortivos como zeólitos ou resinas iônicas seletivas para extrair amônia dissolvida da água (Lekang 2013), enquanto os processos de oxidação eletroquímica convertem amônia em gás nitrogênio através de uma série de reações complexas de oxidação (Lahav et al. 2015). Em comparação, os processos de troca iônica são adequados para águas com baixas concentrações de íons (ou seja, água doce), enquanto os processos de oxidação eletroquímica aproveitam os íons cloreto presentes na água para produzir espécies ativas de cloro que reagem prontamente com amônia (Lahav et al. 2015) e, portanto, são Adequado para águas com concentrações mais elevadas de iões cloreto (isto é, águas salobra e marinhas).

Embora os processos de troca iónica não sejam novos, a sua aplicação no RAS tem sido limitada pela sua capacidade de manter o desempenho ao longo do tempo: o material filtrante eventualmente torna-se ‘saturado’, perdendo a sua capacidade de adsorção e, portanto, deve ser regenerado. Gendel e Lahav (2013), propuseram uma nova abordagem para um processo de amônia baseado em troca iônica em conjunto com um processo inovador de regeneração adsorvente usando oxidação eletroquímica. A oxidação eletroquímica da amônia é um processo que tem recebido maior atenção nos últimos anos, e vários conceitos foram investigados e foram lançados comercialmente, por exemplo, ELOXIRAs em Espanha.

Os fatores que limitam a aplicação dessas tecnologias em RAS comerciais incluem, no caso de processos de troca iônica, desempenho econômico fraco, dificuldade em regenerar grandes quantidades de materiais adsorventes sob demanda (Lekang 2013), complexidade do sistema que requer a adição de reagentes químicos, alta consumo de eletricidade e um alto grau de remoção de sólidos suspensos (Lahav et al. 2015), o que muitas vezes é impraticável em RAS de grande escala. No caso dos processos de eletrooxidação de amônia, a produção de espécies reativas tóxicas que requerem remoção ativa é sua limitação mais importante, embora sua alta exigência de controle de sólidos, muitas vezes possível somente com filtros mecânicos pressurizados, também seja um desafio em RAS operando com grandes escoamentos e baixa pressão.

3.3.3 Controle de sólidos finos

Os sólidos finos são a fração de sólidos dominantes em RAS com partículas\ 30 μm formando mais de 90% do total de sólidos suspensos na água de cultura. Investigações recentes descobriram que mais de 94% dos sólidos presentes na água de cultura de uma RAS são\ <20 μm de tamanho ou “finos” (Fernandes et al. 2015). O acúmulo de sólidos finos ocorre principalmente à medida que sólidos maiores ignoram os filtros mecânicos (que não são 100% eficientes) e são eventualmente quebrados por bombas, fricção com superfícies e atividade bacteriana. Uma vez que os tamanhos de sólidos são reduzidos, as técnicas tradicionais de filtração mecânica são tornadas inúteis.

Nos últimos anos, a produção, o controle, os efeitos sobre o bem-estar dos peixes e os efeitos de desempenho do sistema de sólidos finos continuam a ser explorados. Os efeitos dos sólidos finos sobre o bem-estar dos peixes foram inicialmente investigados através de pesquisas pesqueiras (Chen et al. 1994). No entanto, os efeitos diretos de sólidos finos na RAS sobre o bem-estar dos peixes não foram minuciosamente investigados até recentemente. Surpreendentemente, trabalhos separados sobre truta arco-íris de Becke et al. (2016) e Fernandes et al. (2015) não mostraram efeitos negativos sobre o bem-estar em sistemas com concentrações de sólidos suspensos de até 30 mg/l em ensaios de exposição com duração de 4 e 6 semanas, respectivamente. Apesar desses achados, os efeitos indiretos do acúmulo de sólidos finos na RAS são conhecidos (Pedersen et al. 2017) e estão relacionados principalmente à proliferação de microrganismos oportunistas (Vadstein et al. 2004; Attramadal et al. 2014; Pedersen et al. 2017), uma vez que os sólidos finos fornecem uma superfície elevada substrato de área para a colonização das bactérias. Outro efeito negativo importante do acúmulo de sólidos finos é o aumento da turbidez, o que dificulta a inspeção visual de peixes e pode dificultar estratégias de controle de fotoperíodo que exigem penetração de luz na coluna de água. As estratégias de controle de sólidos finos utilizadas na RAS moderna incluem ozonização, desnatação de proteínas, flutuação, filtração de cartuchos e filtração por membrana (Couturier et al. 2009; Cripps and Bergheim 2000; Summerfelt and Hochheimer 1997; Wold et al. 2014). Os skimmers de proteínas, também conhecidos como fracionadores de espuma, também são dispositivos de controle de sólidos finos relativamente populares, especialmente em sistemas marinhos (Badiola et al. 2012).

3.3.4 Ozonação

O conhecimento da aplicação do ozono (O<sub3/sub) na RAS existe desde as décadas de 1970 e 1980 (Summerfelt e Hochheimer 1997). No entanto, sua aplicação não tem sido tão difundida quanto outros processos, como biofiltros nitrificantes ou filtros mecânicos (Badiola et al. 2012). Além do tratamento de sólidos finos, o ozônio, como um poderoso oxidante, pode ser usado em RAS para eliminar microorganismos, nitritos e substâncias húmicas (Gonçalves e Gagnon 2011). Nos últimos anos, houve um aumento no conhecimento sobre os potenciais e limitações do ozônio aplicado tanto em águas doces quanto em águas marinhas. Importante, as doses de ozônio que podem ser alcançadas com segurança para melhorar a qualidade da água em sistemas de água doce e de água do mar foram confirmadas em diversas publicações (Li et al. 2015; Park et al. 2013, 2015; Schroeder et al. 2011; Summerfelt 2003; Timmons e Ebeling 2010), com a conclusão de que doses de ozônio acima dos limites recomendados (1) não melhoram ainda mais a qualidade da água e (2) podem causar efeitos negativos sobre o bem-estar, especialmente em sistemas de água do mar onde a ozonização excessiva causará a formação de oxidantes residuais tóxicos. Em RAS de água fria, foram determinados requisitos de ozonização para alcançar a desinfecção completa do fluxo do processo (Summerfelt et al. 2009).

A ozonização melhora o desempenho do filtro microscreen e minimiza o acúmulo de matéria dissolvida que afeta a cor da água (Summerfelt et al. 2009).

No entanto, a ozonização excessiva pode afetar gravemente os peixes de viveiro, causando efeitos adversos, incluindo danos teciduais histopatológicos (Richardson et al. 1983; Reiser et al. 2010) e alterações no comportamento alimentar (Reiser et al. 2010), bem como o estresse oxidativo (Ritola et al. 2000, 2002; Livingstone 2003). Além disso, os subprodutos de ozonização podem ser prejudiciais. Bromato é um destes e é potencialmente tóxico. Tango e Gagnon (2003) mostraram que as RAS marinhas ozonadas possuem concentrações de bromato que são susceptíveis de prejudicar a saúde dos peixes. A toxicidade crônica e subletal de oxidantes produzidos por ozônio (OPO) foi investigada em pregado juvenil por Reiser et al. (2011), enquanto a saúde e o bem-estar das trutas arco-íris foram avaliados em RAS ozonizadas e não ozonizadas por Good et al. (2011). A elevação da truta arco-íris para o tamanho do mercado na RAS ozonizada melhorou o desempenho dos peixes sem afetar significativamente a sua saúde e bem-estar, enquanto altas doses de OPO afetam o bem-estar do pregado juvenil.

3.3.5 Desnitrificação

Na maioria dos sistemas de aquicultura de recirculação, o nitrato, o produto final da nitrificação, tende a se acumular. Essa acumulação é comumente controlada por diluição (introdução de água nova no sistema). O controle do nitrato por diluição pode ser um fator limitante para uma operação RAS devido a regulamentações ambientais, baixa disponibilidade de água nova, o custo de tratamento dos fluxos de água de entrada e efluentes ou os custos associados ao resfriamento ou aquecimento da nova água.

A remoção biológica de nitrato em RAS pode ser obtida por bactérias anaeróbias facultativas utilizando uma via dissimilatória para converter nitrato em azoto gás na presença de carbono e nitrato como dadores de electrões (van Rijn et al. 2006). Os reatores de desnitrificação são, portanto, reatores biológicos que são tipicamente operados em condições anaeróbias e geralmente dosados com algum tipo de fonte de carbono, como etanol, metanol, glicose, melaço, etc. A tecnologia de desnitrificação está em desenvolvimento desde a década de 1990 (van Rijn e Riviera 1990), mas sua popularidade entre a indústria aquícola recirculante só aumentou nos últimos anos, oferecendo soluções inovadoras para reatores de desnitrificação.

Uma das aplicações mais notáveis dos sistemas de desnitrificação na aquicultura é a RAS “troca zero” (Yogev et al. 2016), que emprega a digestão anaeróbica de biosólidos produzidos no sistema para produzir ácidos graxos voláteis (VFA) que são então utilizados pelos desnitrificadores como fonte de carbono. Klas at al. (2006) desenvolveu um sistema de desnitrificação “singlesludge”, onde a produção de VFA a partir de biosólidos e a desnitrificação ocorrem num único reactor misto. Suhr et al. (2014) desenvolveram ainda mais o conceito de singlesludge, adaptando-o para o tratamento final de tubulação de efluentes de piscicultura e acrescentando uma etapa extra que separa a produção de VFA do reator de desnitrificação em um tanque de hidrólise. Estes trabalhos forneceram informações valiosas sobre as possibilidades de utilização de biosólidos aquícolas em vez de fontes de carbono inorgânico dispendiosas para a desnitrificação. Além disso, Christianson et al. (2015) estudaram a efetividade de reatores autotróficos de desnitrificação à base de enxofre como alternativa aos reatores heterotróficos convencionais de desnitrificação. Os reatores autotróficos produzem menos biomassa (sólidos) e podem ser fornecidos com partículas de enxofre, que são mais baratas do que as fontes de carbono inorgânico convencionais.

Os VFAs são também o componente precursor na produção de biopolímeros como os polihidroalcalanoatos (PHAs), utilizados na produção de plásticos biodegradáveis (Pittmann e Steinmetz 2013). Tal poderá constituir um potencial para que as explorações piscícolas que utilizam processos de lamas activadas anaeróbias façam parte do conceito de “biorrefinaria” aplicado às estações de tratamento de águas residuais.

3.3.6 Controle microbiano

As comunidades microbianas são constituintes importantes do ecossistema aquático. Nos sistemas de produção aquícola, eles desempenham papel significativo na reciclagem de nutrientes, degradação da matéria orgânica e tratamento e controle da doença (Zeng et al. 2017). O desenvolvimento de RAS eficientes, produtivas, biologicamente seguras e livres de doenças requer uma compreensão completa de todos os processos de suporte de vida, desde físicos e químicos (transferência de gás, tratamento térmico, ozonização, irradiação UV, ajustes de pH e salinidade) até processos biológicos (nitrificação, desnitrificação e atividade heterotrófica aeróbica). Embora os processos físicos e químicos possam ser controlados, os sistemas de filtração biológica dependem da interação das comunidades microbianas entre si e com seu meio ambiente como consequência da entrada de nutrientes (saída de resíduos de peixe) e, como tal, não são tão facilmente controlados (Schreier et al. 2010). Estudos recentes que utilizam ferramentas moleculares não só permitiram avaliar a diversidade microbiana na RAS, mas também forneceram algumas informações sobre suas atividades que deveriam levar a uma melhor compreensão das interações microbianas da comunidade. Essas abordagens são certas para fornecer novos arranjos de processo RAS, bem como insights sobre novos processos e ferramentas para aprimorar e monitorar esses sistemas (Schreier et al. 2010). A compreensão atual da diversidade microbiana de biofiltros RAS em sistemas de água doce e marinhos baseia-se em estudos que utilizam RRNA 16S e sondas funcionais específicas de genes ou bibliotecas de genes 16S rRNA, em vez de técnicas baseadas em cultura (Tabela 3.1).

Insights sobre a dinâmica temporal e espacial da microbiota na RAS também são limitados (Schreier et al. 2010), e faltam soluções potenciais para manter ou restaurar comunidades microbianas benéficas na RAS (Rurangwa e Verdegem 2015). Além de uma comunidade microbiana que purifica a água, a microbiota na RAS também pode abrigar patógenos ou produzir compostos causadores de sabor (Guttman e van Rijn 2008). Dada a dificuldade de tratar a doença durante a operação sem afetar negativamente a microbiota benéfica, o manejo microbiano na SRA é mais uma necessidade desde o início até todo o processo produtivo. Os microrganismos são introduzidos na RAS através de diferentes vias: água de maquilhagem, ar, vetores animais, ração, estoque de peixe, equipamento sujo e através de pessoal ou visitantes (Sharrer et al. 2005; Blancheton et al. 2013). Micróbios específicos também podem, por outro lado, ser aplicados intencionalmente para orientar a colonização microbiana para melhorar o desempenho do sistema ou a saúde animal (Rurangwa e Verdegem 2015).

Tabela 3.1 Actividades primárias associadas a unidades de biofiltração RAS e microrganismos participantes. (De Schreier et al. 2010)

tabela cabeça tr class=“cabeçalho” Thprocesso/th Ameação/th th COLSPAN=“2"Microorganismo/th /tr tr td/td td/td TDÁgua Fresha/TD TDMARINE/TD /tr /cabeçote tbody tr class=“mesmo” TDNITrificação/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“ímpar” Oxidação de tdamónio 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=“mesmo” td/td td/td td/td Tdinitrosomonas criotolerante/i/td /tr tr class=“ímpar” td/td td/td td/td Tdinitrosomonas europaea/i/td /tr tr class=“mesmo” td/td td/td td/td Tdinitrosomonas cinnybus/ nitrosa/i/td /tr tr class=“ímpar” td/td td/td td/td Tdinitrosococcus mobilis/i/td /tr tr class=“mesmo” oxidação/tdnitrito td νO2SUP-/Sup + H2O → No3SUP-/Sup + 2HSUP+/Sup + 2esup -/sup

/td Tdinitrospira spp. /i/td td/td /tr tr class=“ímpar” td/td td/td Tdinitrospira marina/isupa/sup/td Tdinitrospira marina/isupa/sup/td /tr tr class=“mesmo” td/td td/td Tdinitrospira moscoviensis/isupa/sup/td Tdinitrospira moscoviensis/isupa/sup/td /tr tr class=“ímpar” TDDenitrificação/TD td/td td/td td/td /tr tr class=“mesmo” TDAUTOTROFIC/TD td Ssub2/Subsup-/Sup + 1.6nOsub3/Subsup-/Sup + 1.6Hsup +/sup

→ /td td/td TDIthiomicrosporia denitrificans/i/td /tr tr class=“ímpar” td (dependente de sulfureto) /td td SOSub4/SubSUP2-/SUP + 0,8NSub2/Sub (g) + 0,8Hsub2/Subo /td td/td Tdithiothrix disciformis/isupa/sup/td /tr tr class=“mesmo” td/td td/td td/td TdirhodoBacter litoralis/isupa/sup/td /tr tr class=“ímpar” td/td td/td td/td TDIHydrogenophaga sp. /i/td /tr tr class=“mesmo” TDheterotrófico/TD td 5ChSub3/Subcoosup-/Sup + 8nOsub3/Subsup-/Sup + 3Hsup +/sup

→ /td td/td TdiPseudomonas fluorescens/i/td /tr tr class=“ímpar” td/td td 10HCOSub3/Subsup-/SUP + 4NSub2/Sub (g) + 4HSub2/Subo /td TDIPseudomonas sp. /i/td TDIPseudomonas stutzeri/i/td /tr tr class=“mesmo” td/td td/td TDICOMONAS sp. /i/td TDIPseudomonas sp. /i/td /tr tr class=“ímpar” td/td td/td td/td TdiparaCoco denitrificans/i/td /tr tr class=“mesmo” TDdissimilatório/td nitrato td Nosub3/Subsup-/Sup + 2HSUP+/Sup + 4HSub2/Sub → NhSub4/Subsup+/Sup + 3Hsub2/Subo /td td/td TDIVarious Proteobactérias e Firmicutes/I/TD /tr tr class=“ímpar” TdRedução para amônia (DNRA) /td td/td td/td td/td /tr tr class=“mesmo” TdanAeróbio de amónio/td td NhSub4/Subsup+/Sup + Nosub2/Subsup-/Sup → NSub2/sub (g) + 2Hsub2/Subo /td td/td TDIPLANCTOMyCetes spp. /i/td /tr tr class=“ímpar” tdoxidação (Anammox) /td td/td td/td TDiBrocadia sp. /isupa/sup/td /tr tr class=“mesmo” Redução/td de TDsulfato td SO4SUP2-/SUP + CHSUB3/Subcoosup-/Sup + 3HSUP+/Sup → /td td/td TDIdeSulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class=“ímpar” td/td TDHSSUP-/SUP + 2HCOSub3/Subsup-/Sup + 3HSUP+/SUP/td td/td TdidethiosulfoVibrio sp. , /i/td /tr tr class=“mesmo” td/td td/td td/td Tdifusibacter/i sp., IBacteroides sp. /i/td /tr tr class=“ímpar” Oxidação de sulfureto de td/td td HSSUP-/SUP + 2OSub2/Sub → SOSub4/SubSUP2-/SUP + HSUP+/Sup /td td/td TdithiomicRospira sp. /i/td /tr tr class=“mesmo” TDmetanogenese/TD td 4Hsub2/sub + HSUP+/Sup + HCOSub3/Subsup-/Sup → CHSub4/sub (g) + 3Hsub2/Subo /td td/td TDmetanogênico Archaea [Mirzoyan e bruto, inédito] /td /tr /tbody /tabela

SUPA/SUMicrorganismos identificados unicamente com base em sequências parciais do gene 16S rRNA ou genes funcionais

Uma das abordagens para inibir a colonização de patógenos é o uso de bactérias probióticas que podem competir por nutrientes, produzir inibidores de crescimento ou extinguir a comunicação célula-célula (quórum sensing) que permite a sedimentação dentro de biofilmes (Defoirdt et al. 2007, 2008; Kesarcodi-Watson et al. 2008). As bactérias probióticas incluem Bacillus, Pseudomonas (Kesarcodi-Watson et al. 2008) e Roseobacter spp. (Bruhn et al. 2005), e bactérias relacionadas a estas também foram identificadas em biofiltros RAS (Schreier et al. 2010) (Tabela 3.1). Para obter as informações necessárias para o manejo da estabilidade microbiana na RAS, Rojas-Tirado et al. (2017) identificaram os fatores que afetam as mudanças na dinâmica bacteriana em termos de abundância e atividade. Seus estudos mostram que a atividade bacteriana não foi um parâmetro previsível direto na fase hídrica, uma vez que os níveis de nitrato-N em RAS idênticos mostraram alterações/flutuações repentinas inesperadas dentro de um dos sistemas. Partículas suspensas em RAS fornecem área de superfície que pode ser colonizada por bactérias. Mais partículas se acumulam à medida que a intensidade da recirculação aumenta, aumentando potencialmente a capacidade de carga bacteriana dos sistemas. Pedersen et al. (2017) exploraram a relação entre área de superfície de partículas total (TSA) e atividade bacteriana em RAS de água doce. Eles indicaram uma correlação linear forte, positiva e linear entre TSA e atividade bacteriana em todos os sistemas com intensidade de recirculação baixa a moderada. No entanto, a relação aparentemente deixou de existir nos sistemas com maior intensidade de recirculação. Isto é provavelmente devido ao acúmulo de nutrientes dissolvidos que sustentam populações bacterianas de vida livre e/ou acumulação de coloides suspensos e partículas finas com menos de 5 μm de diâmetro, que não foram caracterizadas em seu estudo, mas podem fornecer uma área superficial significativa.

Na RAS, vários compostos químicos (principalmente nitratos e carbono orgânico) se acumulam na água de criação. Esses substratos químicos regulam a ecofisiologia das comunidades bacterianas no biofiltro e têm impacto na eficiência e confiabilidade da nitrificação. Michaud et al. (2014) investigaram a mudança da estrutura da comunidade bacteriana e a abundância relativa dos grandes táxons em dois filtros biológicos diferentes e concluíram que a dinâmica e a flexibilidade da comunidade bacteriana para se adaptar às mudanças hídricas influentes pareciam estar ligadas ao desempenho do biofiltro. Um dos aspectos fundamentais para melhorar a confiabilidade e sustentabilidade da RAS é o manejo adequado das populações bacterianas de biofiltro, que está diretamente ligado à disponibilidade de C (carbono) (Avnimelech 1999). Deve-se notar que a RAS possui propriedades que podem realmente contribuir para a estabilização microbiana, incluindo um longo tempo de retenção de água e uma grande área superficial de biofiltros para o crescimento bacteriano, o que poderia potencialmente limitar as chances de proliferação de micróbios oportunistas na água de criação ( Attramadal et al. 2012a).

Attramadal et al. (2012a) compararam o desenvolvimento da comunidade microbiana em uma RAS com ozonação moderada (até 350 mV) com o de um sistema de fluxo convencional (FTS) para o mesmo grupo de bacalhau do Atlântico, Gadus morhua. Eles encontraram menor variabilidade na composição bacteriana entre tanques de peixes replicados do RAS do que entre tanques do FTS. A RAS possuía uma estrutura comunitária mais uniforme, com maior diversidade de espécies e periodicamente menor fração de oportunistas. Os peixes em RAS tiveram um desempenho melhor do que seu controle no FTS, apesar de estarem expostos a uma qualidade físico-química aparente inferior da água. Ao pesquisar os efeitos da ozonização moderada ou irradiação UV de alta intensidade sobre o ambiente microbiano em RAS para larvas de peixes marinhos, Attramadal et al. (2012b) enfatizaram que uma RAS para essas larvas provavelmente não deve incluir uma desinfecção forte porque leva a uma redução no número de bactérias, que provavelmente resultará em uma desestabilização da comunidade microbiana. Além disso, seus resultados sustentam a hipótese de RAS como estratégia de controle microbiano durante a primeira alimentação de larvas de peixes.

A RAS e a maturação microbiana como ferramentas para a seleção K de comunidades microbianas foram objeto do estudo de Attramadal et al. (2014), no qual eles hipotetizaram que as larvas de peixes que são criadas em água dominada por K-estrategistas (comunidades microbianas maduras) terão melhor desempenho, por serem menos prováveis para encontrar micróbios oportunistas (R-selecionados) e desenvolver interações host-micróbio prejudiciais. Os resultados do seu experimento mostraram um alto potencial para aumentar a sobrevivência dos peixes usando a seleção K de bactérias, que é um método barato e fácil que pode ser usado em todos os tipos de sistemas de aquicultura novos ou existentes. Pequenas mudanças no manejo (carga orgânica e maturação da água) do tratamento da água dão microbiota significativamente diferente em tanques de peixes (Attramadal et al. 2016). Por outro lado, as substâncias húmicas (HS) são compostos orgânicos naturais, compreendendo uma ampla gama de polímeros pigmentados de alto peso orgânico. São produtos finais na degradação de compostos orgânicos complexos e, quando abundantes, produzem uma cor típica marrom a acastanhada do solo e da água (Stevenson 1994). Em um sistema de aquicultura de descarga zero, substâncias semelhantes a HS foram detectadas na água de cultura, bem como no sangue de peixe (Yamin et al. 2017a). Foi relatado um efeito protetor da SH em peixes expostos a metais tóxicos (Peuranen et al. 1994; Hammock et al. 2003) e concentrações tóxicas de amoníaco e nitrito (Meinelt et al. 2010). Além disso, foram apresentadas provas do seu efeito fungistático contra o patógeno dos peixes, Saprolengia parasitica (Meinelt et al. 2007). Na carpa comum (Cyprinus carpio) exposta a (a) água rica em húmico e lodo proveniente de um sistema recirculante, (b) ácido húmico sintético e (c) extrato rico em húmico derivado de Leonardite, as taxas de infecção foram reduzidas para 14,9%, 17,0% e 18,8%, respectivamente, em comparação com uma taxa de infecção de 46,8% no controle tratamento (Yamin et al. 2017b). Da mesma forma, a exposição de peixes guppy (Poecilia reticulata), infectados com a monogenea Gyrodactylus turnbulli e Dactylogyrus sp. à água de cultura rica em húmus, reduziu tanto a prevalência de infecção (% de peixes infectados) quanto a intensidade de infecção (parasitas por peixe) dos dois parasitas (Yamin et al. 2017c).

Acredita-se que a pesquisa fundamental na área da ecologia microbiana dos sistemas de reatores de nitrificação/desnitrificação em RAS pode fornecer inovações que podem alterar e/ou melhorar drasticamente o desempenho do reator em RAS. Até agora, a comunidade microbiana em reatores ainda é difícil de controlar (Leonard et al. 2000, 2002; Michaud et al. 2006, 2009; Schreier et al. 2010; Rojas-Tirado et al. 2017) e muitas das ineficiências do sistema se originam disso (Martins et al. 2010b).

3.3.7 Eficiência energética

A viabilidade económica da produção de peixe num sistema aquícola de recirculação depende, em parte, da minimização das necessidades energéticas da exploração dessas instalações. As RAS exigem uma infra-estrutura técnica mais elevada do que os sistemas abertos, pelo que os custos de energia na RAS já foram classificados como importantes restrições que podem impedir esta tecnologia de aplicação generalizada (Singh e Marsh 1996). De todos os custos associados ao uso de eletricidade em RAS, a ventilação e o resfriamento de água são geralmente os mais importantes. No RAS interno, a ventilação do edifício é importante para controlar os níveis de umidade e dióxido de carbono. O mau controle de umidade pode resultar em uma rápida deterioração das estruturas de construção, enquanto o acúmulo de dióxido de carbono atmosférico afetará os processos de remoção de dióxido de carbono operando no RAS e causará tonturas nos trabalhadores. Para manter uma atmosfera aceitável dentro das instalações, as instalações de ventilação ou ar condicionado estão amplamente em operação (Gehlert et al. 2018). Estes sistemas de ventilação podem estar equipados com medidas destinadas a reduzir a utilização de energia. Além disso, a fim de desenvolver uma RAS ambientalmente sustentável, a energia pode ser assumida como um parâmetro fundamental de condução e, em particular, a energia pode ser considerada um indicador importante. A análise do desempenho energético da RAS tem sido realizada por Kucuk et al. (2010) para contribuir para a gestão energética na RAS. Para melhorar o desempenho energético do RAS, eles recomendaram que as condições operacionais dos componentes, particularmente, as bombas deveriam ser otimizadas e melhoradas com base na capacidade de produção de peixe do sistema.

Para aumentar a eficiência, os gerentes de RAS precisam de diretrizes e ferramentas para otimizar a produção. As auditorias energéticas podem fornecer dados reais que podem ser utilizados para a tomada de decisões. Badiola et al. (2014) investigaram o consumo total de energia (kWh) de um sistema de bacalhau RAS continuamente por 14 meses e identificaram a bomba de calor como um dos principais consumidores de energia na criação de peixes que necessitam de tratamento térmico de alta água. Gehlert et al. (2018) concluíram que as unidades de ventilação ofereceram um potencial significativo de economia de energia na RAS. Na maioria das vezes, quando os parâmetros climáticos na instalação permanecem dentro de uma faixa desejada, as taxas de fluxo de ar podem ser mantidas em níveis baixos para economizar energia. Além disso, as medidas de economia de energia no RAS podem incluir: software com dados de desempenho energético, fontes alternativas de energia para aquecer a água e o uso de conversores de frequência (Badiola et al. 2014).