---

Оригинал статьи «New developments in recirculating aquaculture systems in Europe: A perspective on environmental sustainability» опубликован в 2010 году в журнале «Aquacultural Engineering» и является самым цитируемым материалом.

---

Создание устойчивой аквакультуры преследует две цели: обеспечение потребителя рыбой и сохранение природы в её первозданном виде. Последнее выполнимо лишь в условиях минимизации взаимодействия хозяйства с окружающей средой. Системы с рециркуляцией воды (УЗВ, СОВ) позволяют снизить использование воды и повысить усвоение кормов и качество утилизации отходов. Они делают интенсивное рыбоводство ориентированным на обеспечение экологической безопасности. В данной статье освещен европейский опыт создания систем с рециркуляцией воды (далее УЗВ) с позиции природоохранного пользования. Впервые показана специфика УЗВ в зависимости от страны и выращиваемого вида.

Анализ жизненного цикла продемонстрировал, что ключевыми компонентами УЗВ, которые оказывают влияние на экологическую обстановку, являются корма, отходы, объем производимой рыбы и энергия. В Европе отмечаются тенденции к улучшению технологических этапов работы систем с рециркуляцией воды и вторичному использованию питательных веществ за счет ведения интегрированных хозяйств. Эти пути развития повышают экологическую привлекательность УЗВ.

Обозначения: TP — общий фосфор, TAN — общий аммонийный азот, TN — общий азот, TOD — общее потребление кислорода, BOD5 — биологическое потребление кислорода, COD — химическое потребление кислорода, TSS — общее содержание взвешенных частиц, TDS — общее содержание растворенных частиц.

К элементам улучшения технологии производства относится включение в петлю рециркуляции воды: реактора денитрификации, технологий уплотнения отходов и использование озона. В свою очередь, новый способ ведения интегрированного хозяйства предусматривает включение в УЗВ водно-болотных угодий и блоков разведения водорослей. Наконец, в статье отмечены главные приоритеты развития, руководствуясь которыми можно повысить экологическую безопасность интенсивной аквакультуры. Одними из главных, прорывных достижений будущего станут технологии утилизации отходов.

Аквакультура находится в фокусе внимания со стороны природоохранных служб. К ней постоянно возникают вопросы, связанные с бегством культивируемых рыб в естественные водоемы, попадением отходов хозяйств в среду (Buschmann et al., 2006) и экологической безопасностью использования рыбной муки и жира в качестве компонентов корма (Naylor et al., 2000). Системы с рециркуляцией воды предусматривают (частичное) вторичное использование отработанной воды после нескольких этапов её очистки и подготовки (Rosenthal et al., 1986).

На основе объемов вносимой свежей воды извне можно выделить несколько систем: протока (>50 м³/кг корма), вторичное использование воды (1-50 м³/кг корма), традиционная система с рециркуляцией воды (0.1-1 м³/кг корма) и УЗВ следующего поколения (<0,1 м³/кг корма).

---

Примечание: Как видно, данная классификация построена на пропорции «объем свежей воды/килограмм вносимого корма». Классификация рециркуляционных систем на системы с оборотным водоснабжением (СОВ – обновление воды >30%) и установки замкнутого водоснабжения (УЗВ 3-5%) здесь не применима. Далее по тексту термин УЗВ будет использован для всех систем с рециркуляцией.

---

В некоторых странах развитие УЗВ подталкивает недостаток воды и земель. Кроме того, новые европейские нормативы по контролю качества воды (Directive 2000/60/EC 23rd Oct 2000) уже предусматривают такое понятие, как дружественная окружающей среде аквакультура. УЗВ имеет преимущества, потому что позволяет снизить потребление воды (Verdegem et al., 2006), улучшить контроль за отходами и вторичным использованием питательных веществ (Piedrahita, 2003), улучшить контроль за гигиеной, заболеваниями (Summerfelt et al., 2009; Tal et al., 2009) и биологическим загрязнением (без побегов, Zohar et al., 2005), а также сделать предприятие более эстетически привлекательным. Эта система часто рассматривается как «городская» или «расположенная внутри помещений» аквакультура, что отражает её независимость от природного источника воды. Кроме того, использование технологий УЗВ позволяет выращивать широкий спектр видов, в том числе, экзотических, морских организмов в непосредственной близости от точки сбыта (Masser et al., 1999; Schneider et al. 2010). За счет этого снижается эмиссия углекислого газа, вследствие транспортировки рыбы, и недостаток европейского импорта морепродуктов.

Не смотря на дружелюбность рециркуляционных систем к окружающей среде и возрастание их количества в Европе, технологии УЗВ очень слабо вошли в практику по сравнению с садковым, прудовым рыбоводством или аквакультурой в проточной системе. Это обусловлено необходимостью в высоких инвестициях на старте проекта (Schneider et al., 2006). Для покрытия затрат требуются высокая плотность посадки и объем выращивания. В результате предприятие может окупиться (Martins et al., 2005). С другой стороны, благодаря способности поддерживать высокое качество воды, УЗВ, сама по себе, ускоряет самоокупаемость (Roque d’Orbcastel et al., 2009a).

Контроль и профилактика заболеваний ставит специфические задачи перед УЗВ, в которой здоровое микробное сообщество участвует в очистке и поддержании качества воды. Минеральные вещества, производные лекарств, вредные компоненты корма и метаболиты могут накапливаться в системе (Martins et al., 2009a,b), влиять на здоровье, качество мяса и безопасность рыб. До сих пор неизвестно, как эти многочисленные факторы взаимодействуют и влияют на рыб и оборудование системы.

Исторически сложилось, что УЗВ служит для выращивания нетребовательных к качеству воды пресноводных рыб. Внедрение системы с рециркуляцией в практику выращивания морских видов и обитателей солоноватых вод сопряжено с чрезвычайно высокими требованиями к качеству воды. Это подталкивает развитие технологии.

Вышесказанное отражает экологические, экономические и социальные задачи, которые ставятся перед рециркуляционной системой.

Установки замкнутого водоснабжения в Европе – виды рыб, страны и выращивание

Так как в Европе отсутствуют информационная база хозяйств, использующих установки с рециркуляцией воды, сложно оценить особенности производственного цикла для этих систем. Для данной статьи были обновлены ранее опубликованные сведения о выращивании рыб в УЗВ (Martins et al., 2005). Тем не менее, неполной является информация о выращивании молоди, и многие национальные организации и заинтересованные стороны не могут представить исчерпывающие данные. В таблицах 1 и 2 обобщены обновленные данные по выращиванию определенных видов рыб и стран-производителей. Технологии рециркуляции воды получили развитие, главным образом, в Нидерландах и Дании, хотя другие европейские страны также проявляют интерес к этому типу ведения хозяйства. Системы в Дании обычно находятся в помещении, практически замкнутые (объем обновляемой воды варьирует от 30 л/кг корма/день до 300 л/кг корма/день; Martins et al., 2009b) для пресноводной культуры Африканского сома и угрей. Выращивание форели в Дании осуществляется, главным образом, вне помещений в установках полу-замкнутого водоснабжения для выростных мощностей (3900 л/кг корма или 1/13 от нормы для традиционного форелевого хозяйства; Jokumsen et al., 2009). Во Франции рециркуляционные системы для выращивания форели появились позднее, после введения производства в Дании, и имеют объем обновления воды 9000 л/кг корма/день (Roque d’Orbcastel et al., 2009b).

 

С начала своего появления в конце 80-х годов производство в УЗВ неуклонно возрастает, расширяется число культивируемых видов (Rosenthal, 1980; Verreth and Eding, 1993; Martins et al., 2005). В настоящий момент в рециркуляционных системах выращивается более 10 видов рыб (Африканский сом, угорь и форель являются главными пресноводными видами, а тюрбо, морской окунь и морской язык – морскими видами). Недавно, новые производственные мощности появились в Великобритании (морской окунь), Франции (лосось) и Германии (различные морские виды). На сегодняшний момент в Европе отмечается тенденция к развитию выращивания форели в Дании (хозяйство на открытом воздухе) и снижению выращивания Африканского сома и Европейского угря в УЗВ в Нидерландах (внутри помещений). Давление со стороны законодательства Дании и правила, ограничивающие кормление, стимулируют развитие УЗВ на открытом воздухе (Pedersen et al., 2008). Конкуренция между продажей Африканского сома с импортом рыб пангасиусов и возрастание давления общества против поедания редкого угря снижают спрос на продукцию УЗВ (van Duijn et al., 2010). На данный момент в Дании имеются серьезные сомнения по поводу того, активизируется ли выращивание этих двух видов рыб, либо останется на низком уровне.

Полученные сведения указывают на тенденции к смещению производства на технологии с рециркуляцией воды. К числу ярких примеров этого относится переход от проточной системы к УЗВ при выращивании смолта (молоди) Атлантического лосося на Фарерских островах в 2000 году (Bergheim et al., 2008, 2009). Joensen (2008) докладывал о возрастании массы смолта с 50-70 граммов в проточной системе культивирования до 140-170 граммов в УЗВ. В Норвегии выращивается 85 млн. смолта в системах с рециркуляцией воды (Del campo et al., 2010). Основными причинами перехода на новую технологию культивирования в Норвегии являются наметившийся дефицит воды, высокие сезонные колебания температуры и низкое качество поступающей воды (много солей алюминия (Kristensen et al., 2009). Более того, Terjesen et al. (2008) отметил повышение качества смолта (ростовые показатели и выживаемость после переноса из моря) в УЗВ.

Тенденции развития рециркуляционных систем для повышения экологической безопасности

Является ли УЗВ безопасной для природы?

Анализ жизненного цикла (LCA) является международным методом (ISO, 2006) оценки глобального и локального влияния продуктов или технологических процессов на окружающую среду. Он предлагает всестороннюю оценку всех воздействий на природу и требований для процессов создания, распределения и использования продуктов: использование сырья, инфраструктуры, энергии, готовка и выбросы (в воздух, воду и почву). Анализ жизненного цикла подразделяется на четыре этапа: определение ограничений системы, составление реестра данных, трансляция данных в виде индикаторов влияния на окружающую среду, результаты анализа и их интерпретация.

Анализ жизненного цикла используется для изучения экологической ориентированности аквакультуры (Seppala et al., 2001; Papatryphon et al., 2004a,b; Aubin et al., 2006, 2009; Ayer and Tyedmers, 2009; Ellingsen et al, 2009; Roque d’Orbcastel et al., 2009c). Индикаторы влияния на природу определяются на глобальном и локальном уровнях. В рыбоводстве обычно используются следующие показатели: Потенциал глобального потепления (GWP, в кг CO₂), который рассматривает влияние выделения газообразных продуктов (метана, углекислого газа, оксида азота) на окружающую среду; энергетический потенциал (E в мДж), включающий все источники энергии (уголь, газ, уран и т.д..), используемые в системе; площадь используемой поверхности (м³) – занимаемая площадь хозяйства; сеть использования первичного продукта (кг углерода), которым описывается использование первичного продукта как биотического ресурса. На региональном уровне рассматриваются потенциал эвтрофикации (EP в кг эквивалента ионов HPO₄ или PO₄), на основе которых оценивается давление макронутриентов на окружающую среду (азот и фосфор); потенциал закисления (AP в кг эквивалента SO₂, аммиака NH₃, NO₂, оксида азота) экосистемы.

Используя анализ жизненного цикла, Roque d’Orbcastel et al. (2009c) сравнили давление на окружающую среду трех систем культивирования: двух УЗВ и одной проточной системы.

Совместный анализ продемонстрировал, что в случае трех систем корм сильнее всех факторов влиял на индикаторы. Объем производства рыбы и отходы обуславливали 50-60% эвтрофикационного потенциала. Поток энергии включал два источника: электроэнергия для работы системы (2/3 для УЗВ и 1/2 для протоки) и корм (1/3 для УЗВ и 1/2 для протоки). Вовлечение других факторов в экологическую ситуацию составлял менее 6,5% (4% оборудование; менее 2% инфраструктура; менее 0,2% химические вещества).

Корм

Основным путем снижения влияния аквакультуры на природу является минимизация кормового коэффициента перевода (FCR). Снижение данного показателя в форелеводческом хозяйстве на 30% привело к 20% снижению влияния системы на экологию, включая затраты энергии (Roque d’Orbcastel et al., 2009c). Установки замкнутого водоснабжения обеспечивают оптимальные условия культивирования. Общий аммиак и концентрация растворенного CO₂ ниже в УЗВ по сравнению с проточной системой. Кроме того, в ней сведены к минимуму случаи бегства рыб в естественную среду и минимизирован кормовой коэффициент перевода (Losordo 1998a; Losordo 1998b; Roque d’Orbcastel et al., 2009a). Влияние корма на естественную среду обитания также можно снизить использованием компонентов корма по отдельности, либо внесением в кормовые смеси тех организмов, которые находятся на нижнем трофическом уровне (т.е. белки и липиды из фитопланктона, а не рыб).

Производство рыбы и отходы

Высокая скорость потока воды и низкая концентрация загрязнений в сточных водах являются главными препятствиями экономной фильтрации стока проточных систем культивирования. Для сравнения, поток сточных вод в УЗВ в 10-100 раз медленнее и во столько же раз более концентрированный (Blancheton et al., 2007), что открывает возможности для легкой и более экономически выгодной фильтрации.

Pedersen et al. (2008) также показал снижение влияния на окружающую среду форелеводческого хозяйства, включая улучшение контроля сточных вод, которое перешло на технологию с рециркуляцией воды. В УЗВ эффективность удаления органических веществ составляла 85-98%, а взвешенных частиц – 65-96% (для фосфора).

В условиях пресноводной и морской аквакультуры изучались различные комбинации систем контроля загрязнений. Основная схема, применимая ко всем хозяйствам, предусматривает серии узлов водоподготовки, располагающихся в различных частях фермы. При этом в промывочной воде проводится осаждение для получения осадка с более 15% сухого вещества. Сразу, либо после компостирования осадок можно использовать в качестве удобрения. Надосадочная жидкость промывочной воды проходит через ряд типовых процессов для снижения концентрации взвешенных частиц и насыщения воды кислородом (Roque d’Orbcastel, 2008). Отфильтрованная вода (с низким содержанием взвешенных частиц) поступает в емкость с рыбой. Значительную часть времени вода в проточных системах не обрабатывается. Однако, исходя из биомассы рыбы, скорости водного потока и норм законодательства, содержание общего аммония может достигать уровня, которое указывает на необходимость фильтрации. Это серьезная экономическая проблема, потому что необходима обработка высокоскоростного водного потока (50-100 м³/ кг рыбы), а концентрация загрязнений в сточной воде очень низкая (около 1 мг общего аммония/л). Если рассматривать морскую УЗВ, то вода в ней может фильтроваться через высокоэффективный водорослевый пруд (High Rate Algal Pond) и вторично использоваться без ущерба выращиванию морского окуня или снижения ростовых показателей. При этом расход воды составляет менее 1 м³ на килограмм рыбы (Metaxa et al., 2006). Улучшение обработки отходов и связь с культурами экстрактивных видов (вносимых извне) являются перспективным способом создания экологически привлекательной технологии выращивания рыб. Другим решением является создание интегрированного мультитрофического хозяйства, где субпродукты (загрязнения), производимые одними видами, становятся продуктом питания для других культивируемых видов (Hussenot, 2006).

Энергия

Во время анализа жизненного цикла Roque d’Orbcastel с коллегами (2009c) рассчитал, что энергия, используемая в УЗВ в 1,4-1,8 раз выше (63202 мДж на тонну рыбы или 16 кВт на кг рыбы) по сравнению с проточной системой. Снижение затрат энергии в рециркуляционных системах возможно за счет улучшения схемы установки и управления аэрлифтными фильтрами и биофильтрами (Roque d’Orbcastel et al., 2009c), либо включением денитрификации в петлю обработки воды (Eding et al., 2009). A reduction of transport of feed ingredients in fish feeds will further lower energy consumption.

В таблице 3 показано, что энергия, затрачиваемая на выращивание 1 килограмма форели или морского окуня в УЗВ и проточной системе, сопоставима с энергией, затрачиваемой на вылов из моря 1 килограмма трески (5-21 кВт/кг). Современные проекты УЗВ предполагают минимальную разницу высоты различных частей системы. Помпы становятся более эффективными или заменяются на аэрлифты. Это приводит к практически 50% снижению затрат энергии. Данная тенденция показала свою состоятельность, поэтому можно ожидать появления низкоуровневых УЗВ, высота отдельных компонентов которой будет отличаться лишь на несколько сантиметров, либо канальных прудов, в которых вода используется и обрабатывается каскадами.

Развитие петли рециркуляции воды

Выращивание рыбы в традиционных системах с рециркуляцией воды, в которых обновляется большой объем воды извне и используется ограниченное число типовых процессов водоподготовки (механическая и биологическая фильтрация), оказывает более слабое влияние на экологическую обстановку, чем культивирование в проточной системе. Недавнее введение в практику реакторов для денитрификации, технологий уплотнения отходов и озонирования ещё больше снизили потребление воды извне, объем производимых загрязнений и затраты энергии рециркуляционными системами. Кроме того, загрязнения концентрируются, что облегчает их использование в качестве удобрений или в интегрированной и, в конечном счете, полностью замкнутой системе.

Реакторы для денитрификации

(подробнее о технологиях денитрификации)

Скорость обновления воды извне варьирует в традиционных системах с рециркуляцией воды от 0,1 до 1 м³ на килограмм корма. Например, в УЗВ, рассчитанных на выращивание Европейского угря, она составляет 200-300 литров на килограмм корма (Eding and Kamstra, 2002; Martins et al., 2009b). В этих системах твердые частицы удаляются осаждением или с помощью сетчатого фильтра, насыщение воды кислородом производится путем аэрации или оксигенации, углекислый газ удаляется путем дегазации, а аммоний преимущественно переводится в нитрат в аэробном биологическом фильтре. Контроль за концентрацией нитратов осуществляется, главным образом, обновлением воды извне (Schuster and Stelz, 1998). Высокие концентрации нитратов могут снижаться с помощью денитрификации (Rijn and Rivera, 1990; Barak, 1998; Rijn and Barak, 1998; van Rijn et al., 2006). Специально разработанные для УЗВ реакторы денитрификации имеют различную конструкцию (van Rijn et al., 2006). Одной из схем, успешно использованных в пилотном проекте, является реактор денитрификации с восходящим потоком и подвешенным илистым слоем (USB-denitrification reactor).

Данный тип реактора включает цилиндрическую емкость с бескислородной средой (отсутствует свободный кислород, присутствуют нитраты). Его питание осуществляется растворенными и твердыми органическими отходами фекалиями, бактериальными хлопьями и неорганическими соединениями, захваченными фильтрами механической очистки. Загрязнения поступают в реактор в центре дна. Скорость восходящего потока меньше, чем скорость осаждения большинства твердых частиц. Это необходимо для создания илистого ложа. В иле фекальные массы перерабатываются денитрифицирующими бактериями, что приводит к:

1. Образованию бактериальной биомассы;

2. переходу NO₃ в атомарный азот;

3. высвобождению углекислого газа, щелочей и тепла. Частицы осадка также являются субстратом для денитрифицирующих бактерий. Отвод воды проводится в верхней части реактора через V-образную трубку.

Один из первых реакторов денитрификации в 2005 году был установлен на традиционной УЗВ в Нидерландах. Этот образец работает на внутреннем источнике углерода. При объеме производства Нильской тиляпии (Oreochromis niloticus) 600 мегатонн в год поступление свежей воды в систему составляет всего 30 л/кг корма (около 99% продолжает рециркулировать) (Martins et al., 2009b). Такой высокий процент вторичного использования воды стал возможен, благодаря введению реактора денитрификации, в котором нитрат переводится в атомарный азот. Органическое вещество экзогенного происхождения, например, метанол, либо, что более предпочтительно, эндогенного (несъеденный корм, фекалии) окисляется нитратом. В отличие от традиционных систем с рециркуляцией воды, в последнем поколении УЗВ поступление воды извне сведено к минимуму, происходит снижение концентрации NO₃ и загрязнений. Стоимость установки и эксплуатации реактора намного выгоднее затрат на сброс отходов в канализацию, разрешение на добычу подземных вод для одного производства и затрат энергии на нагрев воды для культуры до 28°C (Martins et al., 2009b).

Рассмотрение баланса использования питательных веществ перед и после введения денитрификации в хозяйстве, производящем 100 мегатонн теляпии в год (Eding et al., 2009) показало следующие результаты. Характеристики УЗВ в присутствии и отсутствии данного типового процесса одинаковы в отношении эффективности использования питательных веществ (%), использования ресурсов и производимых отходов на килограмм рыбы. Можно сказать, что в присутствии узла денитрификации установка замкнутого водоснабжения предъявляет существенно более низкие требования к отоплению, воде и бикарбонату. Хотя она имеет несколько более высокие запросы к электроснабжению, обеспечению кислородом и инвестициям, фактические затраты производства на килограмм полученной рыбы примерно на 10% ниже, чем в случае традиционной системы с рециркуляцией воды. Сброс сточных вод снижается после включения денитрификации на 81% для азота, на 58% для химического потребления кислорода (COD), 61% для общего потребления кислорода, 30% для углекислого газа, на 58% для растворенных частиц.

Интеграция USB-реактора денитрификации в традиционную УЗВ позволяет: 1. Снизить затраты воды, необходимой для контроля уровня нитрата; 2. Снизить сброс нитрита; 3. Уменьшать расход энергии за счет теплообразования биомассой бактерий в реакторе и снижения объемов воды, которую следует нагреть перед вводом в систему; 4. Концентрировать и снижать поток твердых частиц через барабанный фильтр, благодаря их переработке на месте (in situ); 5. Уменьшить затраты на сброс твердых частиц, нитратов, азота в составе органических соединений; 6. Повысить щелочность и обеспечить стабильную нейтральную pH для культивирования рыб (Kim and Bae, 2000 E.W. Kim and J.H. Bae, Alkalinity requirements and the possibility of simultaneous heterotrophic denitrification during sulfur utilizing autotrophic denitrification, Water Sci. Tech. 42 (2000), pp. 233–238. View Record in Scopus | Cited By in Scopus (24)).

Не смотря на очевидные преимущества от использования денитрификации в процессе аквакультивирования, данная практика ещё далека от широкого внедрения. Главной причиной этому является высокая начальная стоимость реактора, требования специальных знаний в области работы реактора и необходимость аккумуляции твердых частиц в системе, либо внешних источников углерода. В большинстве европейских стран экономическая целесообразность использования реактора для денитрификации остается на уровне демонстрации.

Ключевым аспектом экологической направленности от применения реактора для денитрификации является существенное снижение потребности в воде для хозяйства. Однако снижение объемов обновляемой воды извне также создает проблемы. Как отметил Martins et al (2009 a,b), это приведет к накоплению ростовых ингибирующих факторов, секретируемых рыбами (т.е. кортизол), бактериями (метаболиты) и поступающих в составе кормов (металлы). Взяв биопробы, Martins et al (2009 a,b) показал, что при низком уровне обновления воды (30 литров на килограмм корма) происходит накопление фосфатов, нитратов и тяжелых металлов – мышьяка и меди, которые, вероятно, нарушают развитие эмбрионов и личинок обыкновенного карпа. Эта находка отмечает важность дальнейших исследований в области влияния ограниченного водоснабжения УЗВ на развитие гидробионтов. Davidson с коллегами (2009) также отметил негативное воздействие обновления воды на выживаемость форели в УЗВ, что было связано с избытком меди. С другой стороны, Good et al. (2009) и Martins et al. (2009b) доказали отсутствие пагубного воздействия ограничения водообновления в выростных емкостях УЗВ. Длительное наблюдение (550 дней) за выращиванием тюрбо в установках замкнутого водоснабжения не показало статистически значимых различий в скорости роста рыб с выращиванием тюрбо в проточной системе культивирования (Schram et al., 2009).

Технологии уплотнения отходов

Сброс отходов из УЗВ требует резервуары для хранения, транспортировки, приложение усилий и оплату сборов за утилизацию (Schneider et al., 2006). Технологии уплотнения, такие как ленточные фильтры (Ebeling et al., 2006) и геотекстильные мешки или трубы (Ebeling et al., 2005; Sharrer et al., 2009) могут снизить эти проблемы. Они позволяют осушать осадок и поэтому снижают объем производимых загрязнений.

Sharrer et al. (2009) отметил, что использование фильтров с геотекстильными мешками в УЗВ обеспечивает отличную первичную обработку там, где перед сбросом отходов их необходимо обезводить. Вымывание растворенного органического углерода и снижение химического потребления кислорода в загрязнениях желательно для осуществления денитрификации. Вымывание азота в составе неорганических соединений и фосфата из загрязнений желательно для дальнейшего использования осадка для питания гидропоники ниже по течению или полевых культур (Ebeling et al., 2006). Кроме того, когда геотекстильные мешки включены в УЗВ вместе с реактором для денитрификации, объем твердых частиц в осадке может концентрироваться в сухое вещество объемом 9,1% от первоначального после 7 дней обезвоживания. При этом для еженедельного сброса осадка из реактора в качестве коагулянта/ флокулянта дополнительно вносится полимер (Eding et al., 2009). Однако результаты, полученные в рамках проекта AquaEtreat, показали, что использование полимеров для уплотнения загрязнений в форелеводческом хозяйстве слишком дорого для обеспечения устойчивого производства во Франции и Италии.

Фосфор является одним из нутриентов, вносящих существенный вклад в эвтрофикацию водоемов, которые принимают сточные воды от рыбоводческого хозяйства. Поэтому любые способы снижения содержания фосфора в загрязнениях улучшат экологическую привлекательность системы с рециркуляцией воды. Одним из путей дальнейшего улучшения механической фильтрации в УЗВ является фильтрация или осаждение фракции, содержащих высокую концентрацию фосфора (Heinen et al., 1996). Используя смесь алюминия/полимера в флокулянте, Rishel и Ebeling (2006) получили >90% удаления твердых частиц, фосфата, общего фосфора, снижение биологического и химического потребления кислорода в сточных водах. Авторы показали, что эффект коагуляции/флокуляции проявляется в виде удаления азота: общий аммоний, нитрат, нитрит и общий азот в стоке снижались на 64, 50, 68, и 87%, соответственно.

Озон

Озон используется в системах с рециркуляцией воды для борьбы с патогенными микроорганизмами (Bullock et al., 1997) и окисления нитрита, нитрата, органического вещества, общего аммония или тонкодисперсных взвешенных частиц (Tango and Gagnon, 2003; Summerfelt et al., 2009). Озонирование улучшает характеристики микросетчатого фильтра и сводит к минимуму накопление растворенных веществ, влияющих на цвет воды (Summerfelt et al., 2009).

Согласно литературным источникам, с целью поддержания хорошего качества воды и здоровья рыб на каждый килограмм корма в УЗВ вносится 3-24 грамма озона (Bullock et al., 1997; Summerfelt, 2003). Однако озонирование субпродуктов может быть опасным. Одним из таких высокотоксичных субпродуктов выступают броматы. Tango и Gagnon (2003) продемонстрировали, что озонирование в морской УЗВ приводит к повышению содержания броматов до концентраций, опасных для здоровья рыб. Поэтому использование данной процедуры в условиях рециркуляции воды нуждается в дальнейших исследованиях.

Новые методы на пути к созданию интегрированных систем культивирования

Строго говоря, в своем минимальном исполнении УЗВ должна включать одну емкость для культивирования рыб и один процесс обработки воды, иногда стоячий водоем рассматривают в качестве едино реактора УЗВ. Все процессы, происходящие в отдельных отделах УЗВ, также наблюдаются в пруду: продукция водорослей или макрофитов, осаждение, нитрификация, денитрификация, закисление, осаждение фосфатов, аэробное и анаэробное разложение, развитие рыб, нагрев и охлаждение и т.д..

Благодаря разобщению некоторых из этих процессов, общая продуктивность системы возрастает (Verdegem et al., 1999; Schneider et al., 2005; Gál et al., 2007). Однако общая эффективность обработки с использованием исключительно фототрофных реакторов все ещё слишком низкая и ведет к несоответствию площади поверхности для выращивания рыбы и фототрофным реактором (Schneider et al., 2002). Вторичное использование этой биомассы в качестве корма снова снижает общую эффективность процесса обработки на 90%.

Недавно болотные угодья и водорослевые пруды стали привлекать особое внимание в отношении их использования в цикле обработки воды в УЗВ.

Болотные угодья

Сточные воды из емкости с рыбой, прудов и канальных прудов в 20-25 раз более разбавленные, чем средней силы городские канализационные воды, которые обрабатываются в специально построенных болотных угодьях (Vymazal, 2009). Эти угодья преимущественно используются для обработки стока из рыбоводческого хозяйства после концентрации загрязнений, когда их включение является малозатратным и значимым с точки зрения биологической очистки (Sipaúba-Tavares and Braga, 2008). Kerepeczki et al. (2003) напрямую очищал сточные воды из системы интенсивного культивирования Африканского сома, пропуская их через карповые пруды, а затем через пруды, превращенные в болотные угодья. В этой системе отмечалось 90% удаление общего аммонийного азота, PO₄ и органических взвешенных частиц; 65-80% удаление неорганических азотсодержащих соединений, общего азота и общего фосфора. Удаление NO₃ достигало 38%. Большинство болотных угодий, построенных для аквакультуры, являются земляными. Через них происходит горизонтальный ток воды. Изучая в течение 20 лет работу данного типа системы в Дании, Brix et al. (2007) пришел к выводу, что биологическое потребление кислорода (BOD) и уровень органических загрязнений существенно снижается, но удаление N и P составляют 30-50%.

---

Примечание: Биологическое или биохимическое потребление кислорода (BOD) — количество кислорода, израсходованное на аэробное биохимическое окисление под действием микроорганизмов и разложение нестойких органических соединений, содержащихся в исследуемой воде. BOD является одним из важнейших критериев уровня загрязнения водоема органическими веществами, он определяет количество легкоокисляющихся органических загрязняющих веществ в воде. BOD5 — биохимическое потребление кислорода в загрязненных водах в течение 5-дневного гниения.

Химическое потребление кислорода (COD) — величина, характеризующая общее содержание в воде восстановителей (неорганических и органических), реагирующих с сильными окислителями. Один из важнейших показателей загрязнения природных и сточных вод органическими веществами.

---

Кроме того, в этих угодьях с горизонтальным подповерхностным током воды отсутствует нитрификация. Для снижения общего аммонийного азота в стоке до 3 удалось улучшить после строительства болотных угодий с вертикальным током и частичной рециркуляцией. Частичная рециркуляция сточных вод стабилизирует характеристики системы и улучшает удаление азота путем денитрификации (Arias et al., 2005). Не смотря на это, Summerfelt et al. (1999) сравнил эффективность болотных угодий с вертикальным и горизонтальным потоком для обработки твердых частиц (5% от сухой массы) из форелеводческого хозяйства. Болотные угодья с вертикальным потоком лучше снижают общий COD и растворенный COD, однако удаление азота по Кьельдалю, общего фосфора и PO₄ эквивалентно. Очевидно, на характеристики болотных угодий и очистку воды влияют многочисленные факторы. Её эффективность определяется видовым составом растений и типом осаждения. Растения, формирующие корневище, менее эффективно удаляют общий аммонийный азот и NO₃, чем растения, формирующие мочковатую корневую систему (Chen et al., 2009). Растения, главным образом, удаляют органические вещества и азот, тогда как осадочные породы (стальной шлак или известняк) великолепно утилизируют P (Naylor et al., 2003). Проводилось испытание различных комбинаций видов растений и типов осадочных пород для очистки сточных вод от продуктов метанового брожения. Показана невозможность объединения в одном процессе удаления органического вещества, азота и фосфора. Необходимо использовать два последовательных типовых процесса, первый включает макрофитный растительный бассейн с нейтральным грунтом, а второй — бассейн с субстратом для абсорбции фосфора без растительности. Аналогичную технологию применил в форелевом хозяйстве Comeau et al. (2001) для очистки сточных вод, выходящих из барабанного сетчатого фильтра (диаметр ячеек 60 мкм). Путем пропускания воды через растительную подложку, а затем через фосфорную подложку, удалось снизить нагрузку общего фосфора на 80% и на 95% взвешенных частиц.

Эффективность удаления питательных веществ в болотных угодьях в хозяйствах без концентрации сточных вод оказалась ниже, чем в условиях концентрации загрязнений. В среднем, пропускание воды из канальных прудов форелевого хозяйства через болотные угодья приводило к снижению COD на 68%, общего фосфора на 58%, общего азота на 30%. При этом время гидравлического удержания составило 7,5 часов (Schulz et al. 2003). В недавнем исследовании, проведенном Sindilariu с коллегами (2009a), болотные угодья очищали сточные воды канальных прудов на 76-86% от общего аммонийного азота (TAN), BOD5 и общего уровня твердых частиц (TSS) с захватом 2,1-4,5 граммов TAN и 30-98 граммов TSS/м³/сутки. Исходя из затрат 0,20 €/кг рыбы, т.е. менее 10% от общей стоимости выращивания рыбы, можно говорить о коммерческой значимости использования болотных угодий с подповерхностным током воды для очистки стока.

Сообщений об интеграции болотных угодий с УЗВ в Европе очень мало (Andreasen, 2003; Summerfelt et al., 2004). Вторичное использование воды предусматривает затраты на работу насоса, аэрацию или оксигенацию. Преимущества включают более высокие объемы выращивания рыбы на м³ воды и возможность концентрировать твердые частицы из петли рециркуляции. В форелевом хозяйстве вода, возвращаемая обратно к емкости культивирования после обработки стока, содержит 0.03 мг/л общего фосфора, 1.09 мг/л BOD5 и 0.57 мг/л TSS (Sindilariu et al., 2009b). Для достижения таких значений используется комбинация сетчатого фильтра, экстракция осадка для сельхоз культур с помощью конуса для осаждения. Надосадочная жидкость из конуса проходит через болотные угодья. Этим удается добиться удаления 92% NO₂, 81% NO₃, 64% твердых частиц.

Водорослевые системы контроля

Доступность микроводорослей

Пруды являются эвтрофными водоемами. В условиях умеренного климата в них образуется 1-3 г углерода/м³/сутки (gC/m2/d) первичной продукции и 4-8 г углерода/м³/сутки в тропиках и субтропиках. Практически все водоросли в пруду минерализованы. Кроме того, рыбные корма также работают в качестве удобрений. Если общее количество производимой первичной продукции будет постоянно извлекаться из пруда, потребуется чрезвычайно много удобрений для поддержания продуктивности водоема. Прудовая аквакультура основана на поддержании баланса между производством и потреблением. С другой стороны, если небольшой % первичной продукции будет отбираться и использоваться в качестве корма или биотоплива (Cadoret and Bernard, 2008), воздействие биоэкономику будет значительным. Непосредственный отлов водорослей сложен. Для этого необходимо введение новых технологий, например, флокуляции (Lee et al., 2009).

Очистка воды с помощью микроводорослей

Микроводоросли используются для очистки воды от COD и BOD, питательных веществ, тяжелых металлов и патогенных организмов. Анаэробная переработка и водорослево-бактериальная биомасса продуцирует биогаз (Muñoz and Guieysse, 2006). Растворенные аквакультурные корма могут перерабатываться в водорослевом пруду. Образуемая водорослевая биомасса, в свою очередь, является источником корма для ряда водных организмов. Wang (2003) докладывал о создании объединенной культуры креветок, водорослей и устриц на Гавайях. Эта система имела низкое потребление воды, потому что очищала и вторично использовала сточные воды. Фермер поддерживал относительно бедную культуру водорослей Chaetoceros sp. для кормления устриц Crassostrea virginica. Основной сложностью предприятия является поддержание баланса водорослей, устриц и креветок. Для сохранения здоровой популяции водорослей требуется непрерывное питание ими устриц Crassostrea virginica. Высокая концентрация Chaetoceros помогает снизить уровень патогенов, например, Vibrio vulnificus для креветок. Другие системы фототрофного преобразования описаны Schneider et al. (2005).

Высокоэффективный водорослевый пруд (HRAP) создан для достижения баланса в размножении водорослей и O₂ и BOD в сточной воде (Oswald, 1988). Эти пруды способны удалять более 175 граммов BOD/м³/сутки по сравнению с 5-10 граммами BOD в обычных прудах (стабилизация загрязнения) (Racault and Boutin, 2005). Слегка модифицированная концепция HRAP была применена для очистки загрязнений в разгороженной аквакультурной системе (partitioned aquaculture system, PAS) (Brune et al., 2003). Выращивание Американского сома концентрировалось в канальном пруду, в небольшом его участке, откуда вода поступала через отстойник, а затем через мелководный водорослевый канальный пруд. С целью снижения плотности водорослей в этом пруду, туда была заселена Нильская тиляпия. Тиляпия фильтровала водоросли из толщи воды и смещала преобладание сине-зеленых водорослей в сторону зеленых водорослей. Водоросли, захваченные фекальными массами, легко удалялись из воды. Гораздо большее количество Американских сомов выращивается в разгороженной аквакультурной системе, чем в прудах. Поддержание необходимой динамики уровня кислорода требует постоянного мониторинга и опыта. Это препятствует полномасштабной адаптации технологии разгороженных аквакультурных систем.

Во Франции высокоэффективный водорослевый пруд (HRAP) включен в УЗВ по выращиванию морского окуня. Он необходим для вторичной обработки, снижения выброса нутриентов из системы и рециркуляции сточной воды (Deviller et al., 2004; Metaxa et al., 2006). Обработка в HRAP не оказывает влияния на продуктивность УЗВ, но выживаемость особей выше в HRAP+УЗВ системе. Концентрация азота и фосфора в составе неорганических соединений также меньше в системе HRAP+УЗВ, в то время как накопление металлов в мышцах и печени морского окуня снижается, за исключением хрома и мышьяка.

Вдоль Атлантического побережья Европы развернуто выращивание Морской окунь

Непрерывное культивирование микроводорослей с питанием из сточных вод пруда возможно при добавлении лимитирующих питательных веществ, кремния и фосфора для получения соотношения 10N:5Si:1P (Hussenot et al., 1998; Hussenot, 2003). Когда время гидравлического удержания отрегулировано для достижения температуры, оптимальной для роста водорослей, система утилизирует 67% общего аммонийного азота (TAN) и 47% PO₄. В интенсивной системе подращивания мальков прудовой подводный пенообразователь эффективно удалял растворенный углерод в составе органических соединений и бактерии, в меньшей степени, хлорофилл и PO₄. Флотатор хорошо работает в прудах с низких водооборотом, но неэффективен в проточной системе.

Взгляд в будущее. Приоритеты для будущих исследований

Базовые технологии установок с рециркуляцией воды хорошо освоены, но до сих пор существует множество инновационных технологий, необходимых для подстройки системы под запросы различных видов животных, культуральные условия и стадии жизненного цикла. Текущий поиск направлен на разработку энергосберегающих систем с низкими затратами на строительство и обслуживание, разработку изолированных систем, налаживание безотходного производства. Загрязнения должны повторно использоваться для других целей. Автоматизация, роботизация и кибернетический контроль ещё далеки от повсеместного внедрения в практику, но они должны сопровождать любые инновации. Вместе с этим чисто инженерным подходом, ясно, что внедрение любой технологии в практику возможно только при детальном понимании взаимодействия животных с биотопом рециркуляционной системы.

Твердые частицы

В настоящее время циклы обработки воды в УЗВ прекрасно справляются с утилизацией азотсодержащих соединений и обеспечением газообмена, однако плохо удаляются твердые загрязнения. Узкое горлышко этой проблемы связано с тонкодисперсными частицами, образующимися в системе. Они плохо удаляются из воды (Losordo et al., 1999; Chen et al. 1996; Chen et al. 1997). Высокая концентрация взвешенных частиц ухудшает нитрификацию, качество воды (Eding et al., 2006) и развитие рыб (Davidson et al., 2009). Проблема может быть сглажена подбором источника питательных веществ, т.е. кормов и стратегий кормления, конструкцией емкостей культивирования и их гидравлических характеристик и эффективностью фильтров твердых частиц.

Приоритеты исследований включают:
1. Предотвращение образования загрязнений от излишек корма. Необходимы работы, посвященные регуляции усвоения корма рыбами и стратегиям кормления в УЗВ;
2. Увеличение эффективности корма. Данный аспект охватывает классические исследования питательной ценности кормов. Хотя тенденция к возрастанию питательной ценности не так очевидна, ожидается введение новых компонентов корма, что потребует осведомленности о переваривании и утилизации кормов при разработке рациона питания;
3. Повышение однородности, стабильности в воде и состава фекалий. В этой области исследования разрабатывается такой рацион питания, который способствует образованию фекалий, легко метаболизируемых микробным сообществом. Недавние работы пролили свет на это. Amirkolaie с коллегами (2006) продемонстрировал, что включение большого количества крахмала в рацион питания Нильской тиляпии приводит к возрастанию вязкости фекалий, что повышает эффективность их удаления из УЗВ. Авторы этого исследования также продемонстрировали, что степень желатинизации в рационе влияет на скорость удаления испражнений. В работе на форели Brinker (2007) отметил, что использование вязкой гуаровой камеди в составе кормовой смеси повышает стабильность фекалий улучшает их механическую фильтрацию (Brinker et al., 2005);
4. Технологии удаления тонкодисперсных твердых частиц. Большинство пресноводных систем используют барабанные фильтры или схожее оборудование для очистки крупных твердых частиц. Последующее удаление взвешенных частиц происходит в биологическом фильтре (Losordo et al., 1999). В морской УЗВ для улучшения удаления тонкодисперсной взвеси барабанные фильтры или аналогичное оборудование часто совмещены с пеноотделительной колонкой (протеиновый скиммер). Вплоть до сегодняшнего дня отсутствует четкий и однозначный ответ, каким образом эффективно и недорого контролировать и удалять различные фракции твердых частиц. Стоит отметить, что гидравлические характеристики в емкости культивирования и системы механической очистки влияют на эффективность удаления твердых частиц (Klapsis and Burley, 1984; Losordo et al., 1999). Технологические инновации в данной области должны предусматривать создание новой емкости культивирования, системы механической очистки и гидравлических характеристик. Наконец, в морской УЗВ для улучшения качества воды часто используется озон (Suantika et al., 2001; Tango and Gagnon, 2003; Wolters et al., 2009). Этот газ влияет на свойства тонкодисперсных твердых частиц (Tango and Gagnon, 2003), способствуя повышению эффективности протеинового скиммера. Однако этот механизм требует подробного исследования.

Азот

В большинстве систем с рециркуляцией воды азот удаляется, проходя последовательно реакторы для нитрификации с псевдожжиженным слоем наполнителя и неподвижным слоем. В некоторых случаях устанавливаются реакторы для денитрификации (Losordo et al., 1999). Органические вещества, поступающие в биофильтр, препятствую процессу нитрификации в УЗВ (Eding et al., 2006). В результате, в реакторе разрастаются как автотрофные, так и гетеротрофные бактерии. Заставить биореактор работать по хемоавтротрофному пути является основной проблемой. Для этого необходимо минимизировать поток к нему углерода в составе органических соединений. Данная проблема решается несколькими путями:
— разделение удаления органического углерода и общего аммонийного азота в отдельных типовых процессах;
— использование смешанного реактора, в котором органический углерод и общий аммонийный азот удаляются вместе. В этом реакторе первый отдел служит для удаления органических соединений, а второй – для удаления нитрификации;
— продолжаются исследования технологий создания болотных угодий (проект PROPRE).

Реактор для денитрификации, напротив, нуждается в высоком соотношении от C:N (van Rijn, 2006). Часто используются внешние источники органического углерода, например, метанол или глюкоза (Sauthier et al., 1998). С другой стороны, можно утилизировать внутренний органический углерод (т.е. испражнения рыб, Klas et al., 2006). Работа Klas et al., 2006 имеет очень важное значение, потому что теоретически демонстрирует возможность создания практически изолированной системы (около 100%). Более того, включение реактора для денитрификации в пресноводную УЗВ позволит снизить себестоимость на 10%, не смотря на возрастание начальных вложений и эксплуатационных расходов (Eding et al., 2009). Тем не менее данная технология ещё незрелая и её эффективность и экономическая целесообразность требуют глубокого понимания.

Применительно к рециркуляционной системе необходимо исследовать новые технологии очистки, такие анаэробное окисление аммония (Anammox), позволяющее переводить общий аммонийный азот в атомарный азот (Gut et al., 2006, van Rijn et al., 2006). Ограниченное число работ по этой теме показало многообещающий результат (Tal et al., 2006, 2009). Используя технологию Anammox, Tal с коллегами (2009) добился 99% рециркуляцию воды в морской УЗВ.

Недавно разработанная дешевая технология гранулирования осадка (Yilmaz et al., 2008; Di Iaconi et al., 2010) представляет особый интерес в системе, где она объединена с нитрификацией, денитрификацией и удалением фосфора.

Стоит отметить, что микробная экология реакторов для нитрификации и денитрификации в условиях замкнутого водоснабжения требует дальнейшего изучения. Можно ожидать появления серьезных инноваций и существенного увеличения продуктивности реакторов после масштабного исследования в данной области. Вплоть до сегодняшнего дня состав микробного сообщества в реакторах не поддается контролю и манипуляциям (Leonard et al., 2000, 2002; Michaud et al., 2006, 2009; Schreier et al., 2010), вследствие чего и возникает множество проблем.

Приоритеты исследований в области улучшения процесса денитрификации в УЗВ:
— схема системы, в которой поток питательных веществ (корма) подобран в соответствии с ростом рыб, очисткой воды (показатели механической, химической и биологической фильтрации ) для достижения благополучия среды и чистоты воды;
— Разработка системы денитрификации с использованием в качестве источника органического углерода внутренних отходов рециркуляционной установки;
— Исследовать возможности манипулирования составом микробного сообщества в реакторе.

Фосфаты

В странах-участниках ЕС большинство установок с рециркуляцией воды проектируется без учета специальных систем удаления фосфатов. Это ведет к накоплению фосфата в воде УЗВ и сточных водах (Martins et al., 2009a). Эффективность и затраты на удаление фосфатов являются одной из самых серьезных проблем. Контроль за концентрацией фосфата возможен следующими методами:
— оптимизация P-удержания рыбами;
— быстрое удаление твердых частиц из воды (во избежание выделения фосфора из органической матрицы);
— дефосфотация. На данном этапе возможна лишь классическая химическая флокуляция (дефосфотация) в пресноводной УЗВ (Kamstra et al., 2001);
— интегрированная мультитрофическая аквакультура (вторичное использование фосфора другими организмами) (Metaxa et al., 2006; Muangkeow et al., 2007).

Так как в будущем будет наблюдаться дефицит источников фосфатов, приоритетными способами его утилизации являются вторичное использование и хранение.
——
archimer.ifremer.fr/doc/00021/13190/10273.pdf

C.I.M. Martins, E.H. Eding, M.C.J. Verdegem, L.T.N. Heinsbroek, O. Schneider, J.P. Blancheton, E. Roque d’Orbcastel and J.A.J. Verreth. New developments in recirculating aquaculture systems in Europe: A perspective on environmental sustainability. Aquacultural Engineering, 2010, Volume 43, Issue 3, Pages 83-93

Источники
Amirkolaie, A.K., Leenhouwers, J.I., Verreth, J.A.J., Schrama, J.W., 2005. Type of dietary fibre (soluble versus insoluble) influences digestion, faeces characteristics and faecal waste production in Nile tilapia (Oreochromis niloticus L.) Aquacult. Res. 36, 1157-1166.
Amirkolaie, A.K., Verreth, J.A.J., Schrama, J.W., 2006. Effect of gelatinization degree and inclusion level of dietary starch on the characteristics of digesta and faeces in Nile tilapia (Oreochromis niloticus (L.)) Aquaculture 260, 194-205.
Andreasen, A., 2003. Neue Technoligie- und Produktionsformen in Dänemark. BioMar Magazin 2, 3-5.
Arias, C. A., Brix, H., Marti, E., 2005. Recycling of treated effluents enhances removal of total nitrogen in vertical flow constructed wetlands. J. Environ. Sci. Health — Part A, 40, 1431-1443.
Aubin, J., Papatryphon, E., Van der Werf, H.M.G., Petit, J., Morvan, Y.M., 2006. Characterisation of the environmental impact of a turbot (Scophthalmus maximus) re-circulating production system using Life Cycle Assessment. Aquaculture 274,72-79.
Aubin, J., Papatryphon, E., Van der Werf, H.M.G., Chatzifotis, S., 2009. Assessment of the environmental impact of carnivorous finfish production systems using life cycle assessment. J. Cleaner Prod. 17, 354-361.
Ayer, N.W., Tyedmers, P.H., 2009. Assessing alternative aquaculture technologies: life cycle assessment of salmonid culture systems in Canada. J Cleaner Prod. 17, 362-373.
Barak, Y., 1998. Denitrification in recirculating aquaculture systems: From biochemistry to biofilters. Proceedings of the Second International Conference on Recirculating Aquaculture, Virginia, USA, Virginia Sea Grant.
Bergheim, A., Drengstig, A., Ulgenes, Y, .and Fivelstad,S., 2008. Dominating Systems for Production of Atlantic Salmon Smolt in Europe Proceedings of the Aquacultural Engineering Society’s Fourth Issues Forum. 59-72.
Bergheim, A., Drengstig, A., Ulgenes, Y., Fivelstad, S., 2009. Production of Atlantic salmon smolts in Europe-Current characteristics and future trends. Aquacult. Eng. 41, 46-52.
Blancheton J.P., Piedrahita, R., Eding, E.H., Roque d’Orbcastel, E., Lemarié, G., Bergheim, A., Fivelstad, S., 2007. Intensification of land based aquaculture production in single pass and reuse systems. Aquacultural Engineering and Environment, Asbjorn Bergheim (Ed.). Research Signpost, Kerala, India, p. 21-47.
Brinker, A., Koppe, W., Rösch, R., 2005. Optimised effluent treatment by stabilised trout faeces. Aquaculture. 249, 125-144.
Brinker, A., 2007. Guar gum in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) feed: The influence of quality and dose on stabilisation of faecal solids. Aquaculture. 267, 315-327.
Brix, H., Schierup, H. H., Arias, C. A., 2007. Twenty years experience with constructed wetland systems in Denmark — What did we learn? Water Sci. Technol. 56, 63-68.
Brune, D. E., Schwartz, G., Eversole, A. G., Collier, J. A., Schwedler, T. E., 2003. Intensification of pond aquaculture and high rate photosynthetic systems. Aquacult. Eng. 28, 65-86.
Bullock, G.L., Summerfelt, S.T., Noble, A.C., Weber, A.L., Durant, M.D., Hankins, J.A., 1997. Ozonation of a recirculating rainbow trout culture system. I. Effects on bacterial gill disease and heterotrophic bacteria. Aquaculture 158, 43-55.
Buschmann, A.H., Riquelme, V.A., Hernández-González, M.C., Varela, D., Jiménez, J.E., Henríquez, L.A., Vergara, P.A., Guíñez, R., Filún, L., 2006. A review of the impacts of salmonid farming on marine coastal ecosystems in the southeast Pacific. ICES J. Mar. Sci. 63, 1338-1345.
Cadoret, J.-P., Bernard, O., 2008. Lipid biofuel production with microalgae: Potential and challenges. Journal de la Société de Biologie. 202, 201-211.
Chen, S., Ning, Z., Malone, R. F., 1996. Aquaculture sludge treatment using an anaerobic and facultative lagoon system. International conference on recirculation technology, Roanoke, Virginia, Virginia-Tech.
Chen, S., Stechey, D., Malone, R. F., 1997. Suspended solids control in recirculating aquaculture systems. Aquaculture water reuse systems: Engineering design and management. M. B. Timmons and T. M. Losordo. Amsterdam, The Netherlands, Elsevier. 27: 61-100.
Cheng, X. Y., Chen, W. Y., Gu, B. H., Liu, X. C., Chen, F., Chen, Z. H., Zhou, X. Y., Li, Y. X., Huang, H., Chen, Y. J., 2009. Morphology, ecology, and contaminant removal efficiency of eight wetland plants with differing root systems. Hydrobiologia. 623, 77-85.
Comeau, Y., Brisson, J., Réville, J. P., Forget, C., Drizo, A., 2001. Phosphorus removal from trout farm effluents by constructed wetlands. Water Sci. Technol. 44, 55-60.
Davidson, J., Good, C., Welsh, C., Brazil, B., Summerfelt, S., 2009. Heavy metal and waste metabolite accumulation and their potential effect on rainbow trout performance in a replicated water reuse system operated at low or high system flushing rates Aquacult. Eng. 41, 136-145.
del Campo, L.M., Ibarra, P., Gutiérrez, X., Takle, H., 2010. Utilization of sludge from Recirculation aquaculture systems. Nofina report 9/2010. 73pp.
Deviller, G., Aliaume, C., Nava, M. A. F., Casellas, C., Blancheton, J. P., 2004. High-rate algal pond treatment for water reuse in an integrated marine fish recirculating system: Effect on water quality and sea bass growth. Aquaculture. 235, 331-344.
Di Iaconi, C., De Sanctis, M., Rossetti, S., Ramadori, R., 2010. SBBGR technology for minimising excess sludge production in biological processes. Water Res. 44, 1825-1832.
Ebeling, J.M., Schwartz, M.F., Rishel, K.L., Summerfelt, S.T., 2005. Dewatering aquaculture biosolids with geotextile bags. Aquaculture America 2005. p231
Ebeling, J.M., Welsh, C.F., Rishel, K.L., 2006. Performance evaluation of an inclined belt filter using coagulation/flocculation aids for the removal of suspended solids and phosphorus from microscreen backwash effluent Aquacult. Eng. 35, 61-77.
Eding, E. H., Kamstra, A., 2002. Netherlands farms tune recirculation systems to production of varied species. Global Aquaculture Advocate 5, 52-54.
Eding, E.H., Kamstra, A., Verreth, J.A.J., Huisman, E.A., Klapwijk, A., 2006. Design and operation of nitrifying trickling filters in recirculating aquaculture: A review. Aquacult. Eng. 34, 234-260.
Eding, E., Verdegem, M., Martins, C., Schlaman, G., Heinsbroek, L., Laarhoven, B., Ende, S., Verreth, J., Aartsen, F., Bierbooms,V., 2009. Tilapia farming using Recirculating Aquaculture Systems (RAS) — Case study in the Netherlands, in a handbook for sustainable Aquaculture, Project N°: COLL-CT-2006-030384, https://www.sustainaqua.org/
Ellingsen, H., Olaussen, J.O., Utne, I.B., 2009. Environmental analysis of the Norwegian fishery and aquaculture industry — A preliminary study focusing on farmed salmon. Mar. Policy. 33, 479-488.
Gál, D., Pekár, F., Kerepeczki, E.,Váradi, L., 2007. Experiments on the operation of a combined aquaculture-algae system. Aquacult. Int. 15, 173-180.
Godfray, H.C.J., Beddington,J.R.,Crute,I.R., Haddad,L., Lawrence, D., Muir,J. F., Pretty, J., Robinson, S.,Thomas, S.M., Toulmin, C., 2010. Food Security: The Challenge of Feeding 9 Billion People. Science 327, 812-818.
Good, C., Davidson, J., Welsh, C., Brazil, B., Snekvik, K., Summerfelt, S., 2009. The impact of water exchange rate on the health and performance of rainbow trout Oncorhynchus mykiss in water recirculation aquaculture systems. Aquaculture 294, 80-85
Gut, L., Płaza, E., Trela, J., Hultman, B., Bosander, J., 2006. Combined partial nitritation/Anammox system for treatment of digester supernatant. Water Sci. Technol. 53, 149-159.
Heinen, J.M., Hankins, J.A., Adler, P.R., 1996. Water quality and waste production in a recirculating trout- culture system with feeding of a higher-energy or a lower-energy diet. Aquacult. Res. 27, 699-710.
Hussenot, J., Lefebvre, S., Brossard, N., 1998. Open-air treatment of wastewater from land-based marine fish farms in extensive and intensive systems: Current technology and future perspectives. Aquat. Living Resour. 11, 297-304.
Hussenot, J. M. E., 2003. Emerging effluent management strategies in marine fish-culture farms located in European coastal wetlands. Aquaculture. 226, 113-128.
Hussenot, J., 2006. Les systèmes intégrés en aquaculture marine : une solution durable pour un meilleur respect de l’environnement littoral. In : Chaussade J, Guillaume J, eds. Pêche et aquaculture : pour une exploitation durable des ressources vivantes de la mer et du littoral. Rennes : Presses Universitaires de Rennes, 2006.
ISO, 2006. ISO 14044:2006 Environmental management — Life cycle assessment — Requirements and guidelines.
Joensen, R., 2008. Resirkulering av vand i oppdrett. Presentation at Seminar of Recirculation of Water in Aquaculture, 27-28 February 2008, Sunndalsøra, Norway (In Danish).
Jokumsen, A., Pedersen, P.B., Dalsgaard, A. J. T., Lund, I., Paulsen, H., Rasmussen, R. S., Grethe Hyldig, G., Lisbeth, J., Plessner, L. J., Michelsen, K., Laursen, C., 2009. New methods in trout farming to reduce the farm effluents – Case study in Denmark. Handbook for sustainable Aquaculture, Project N°: COLL-CT-2006-030384. www.sustainaqua.org
Kamstra, A., Eding E.H., Schneider, O., 2001. Top eel farm upgrades effluent treatment in Netherlands. Global Aquaculture Advocate. 4, 37- 38.
Kerepeczki, A., Gal, D., Szabó, P., Pekár, F., 2003. Preliminary investigations on the nutrient removal efficiency of a wetland-type ecosystem. Hydrobiologia. 506-509, 665-670.
Kim, E.W., Bae, J.H., 2000. Alkalinity requirements and the possibility of simultaneous heterotrophic denitrification during sulfur-utilizing autotrophic denitrification. Water Sci. Technol. 42, 233-238.
Klapsis, A., Burley, R., 1984. Flow distribution studies in fish rearing tanks. Part 1 — Design constraints Aquacult. Eng. 3, 103-118
Klas, S., Mozes, N., Lahav, O., 2006. Development of a single-sludge denitrification method for nitrate removal from RAS effluents: Lab-scale results vs. model prediction. Aquaculture 259, 342-353.
Kristensen, T., Åtland, Å., Rosten, T., Urke, H. A., Rosseland, B. O., 2009. Important influent-water quality parameters at freshwater production systems in two salmon producing countries. Aquacult. Eng. 41, 53-59.
Lee, A. K., Lewis, D. M. , Ashman, P. J., 2009. Microbial flocculation, a potentially low-cost harvesting technique for marine microalgae for the production of biodiesel. J Appl. Phycol. 21, 559-567.
Leonard, N., Blancheton, J.P., Guiraud, J.P., 2000. Populations of heterotrophic bacteria in an experimental recirculating aquaculture system. Aquacult. Eng. 22, 109-120.
Leonard, N., Guiraud, J.P., Gasset, E., Cailleres, J.P., Blancheton, J.P., 2002. Bacteria and nutrients — Nitrogen and carbon — In a recirculating system for sea bass production. Aquacult. Eng. 26, 111-127.
Losordo, T. M., 1998a. Recirculating aquaculture production systems: The status and future. Aquaculture Magazine 24(Jan./Febr.): 38-45.
Losordo, T. M., 1998b. Recirculating production systems: The status and future, part ii. Aquaculture Magazine 24(March/April): 45-53.
Losordo, T. M., Masser, M. P., Rakocy, J. E., 1999. Recirculating aquaculture tank production systems: a review of component options. SRAC, publication no 453.
Martins, C.I.M., Eding,E.H., Schneider,O., Rasmussen, R., Olesen,B., Plesner,L., Verreth, J.A.J., 2005. Recirculation Aquaculture Systems in Europe. CONSENSUS. Oostende, Belgium, Consensus working Group, European Aquaculture Society: 31
Martins, C.I.M., Pistrin, M.G., Ende, S.S.W., Eding, E.H., Verreth, J.A.J., 2009a. The accumulation of substances in Recirculating Aquaculture Systems (RAS) affects embryonic and larval development in common carp Cyprinus carpio. Aquaculture 291, 65-73
Martins, C.I.M., Ochola, D., Ende, S.S.W., Eding, E.H., Verreth, J.A.J., 2009 b. Is growth retardation present in Nile tilapia Oreochromis niloticus cultured in low water exchange recirculating aquaculture systems? Aquaculture 298, 43-50
Masser, M.P., Rakocy, J. and Losordo, T.M., 1999. Recirculating Aquaculture Tank Production Systems: Management of Recirculating Systems. SRAC Publication No. 452, 12 p.
Metaxa, E., Deviller, G., Pagand, P., Alliaume, C., Casellas, C., Blancheton, J.P., 2006. High rate algal pond treatment for water reuse in a marine fish recirculation system: Water purification and fish health. Aquaculture. 252, 92-101.
Michaud, L., Blancheton, J.P., Bruni, V., Piedrahita, R., 2006. Effect of particulate organic carbon on heterotrophic bacterial populations and nitrification efficiency in biological filters. Aquacult. Eng. 34, 224-233.
Michaud, L., Lo Giudice, A., Troussellier, M., Smedile, F., Bruni, V., Blancheton, J.P., 2009. Phylogenetic characterization of the heterotrophic bacterial communities inhabiting a marine recirculating aquaculture system. J. Appl. Microbiol. 107, 1935-1946.
Muangkeow, B., Ikejima, K., Powtongsook, S., Yi, Y., 2007. Effects of white shrimp, Litopenaeus vannamei (Boone), and Nile tilapia, Oreochromis niloticus L., stocking density on growth, nutrient conversion rate and economic return in integrated closed recirculation system. Aquaculture 269, 363-376.
Muñoz, R., Guieysse, B., 2006. Algal-bacterial processes for the treatment of hazardous contaminants: A review. Water Res. 40, 2799-2815.
Naylor, R.L., Goldburg, R.J., Primavera, J.H., Kautsky, N., Beveridge, M.C.M., Clay, J., Folke, C., Lubchenco, J., Mooney, H., Troell, M., 2000. Effect of aquaculture on world fish supplies. Nature 405, 1017-1024.
Naylor, S., Brisson, J., Labelle, M. A., Drizo, A.,Comeau, Y., 2003. Treatment of freshwater fish farm effluent using constructed wetlands: The role of plants and substrate. Water Sci. Technol. 48, 215-222.
Papatryphon, E., Petit, J., Van der Werf, H.M.G., 2004a. The development of Life Cycle Assessment for the evaluation of rainbow trout farming in France. In: Proceedings of the 4th International Conference on Life Cycle Assessment in the Agri-feed Sector, October 6-8, 2003, Horsens, Denmark, pp.73-.80.
Papatryphon, E., Petit, J., Kaushik, S.J., Van Der Werf, H.M.G., 2004b. Environmental impact assessment of salmonid feeds using life cycle assessment (LCA). Ambio 33, 316-323.
Pedersen, P.B., Svendsen,L.M., Sortkjær,O., Ovesen,N.B., Skriver,J., Larsen,S.E., Rasmussen, R.S., Johanne A., Dalsgaard, T., 2008. Environmental Benefits Achieved by Applying Recirculation Technology at Danish Trout Farms (Model Trout Farm). Proceedings of the Aquacultural Engineering Society’s Fourth Issues Forum. p139
Piedrahita, R.H., 2003. Reducing the potential environmental impact of tank aquaculture effluents through intensification and recirculation. Aquaculture. 226, 35-44.
Racault, Y., Boutin, C., 2005. Waste stabilisation ponds on France: State of the art and recent trends. Water Sci. Technol. 51, 1-9.
Rijn, J., Rivera, G., 1990. Aerobic and anaerobic biofiltration in an aquaculture unit-nitrite accumulation as a result of nitrification and denitrification. Aquacult. Eng. 9, 217-234.
Rijn, J., Barak, Y., 1998. Denitrification in recirculating aquaculture systems: From biochemistry to biofilters. Recirculating Aquaculture, Roanoke, Virginia, Virginia-Tech.
Rishel, K.L., Ebeling, J.M., 2006. Screening and evaluation of alum and polymer combinations as coagulation/flocculation aids to treat effluents from intensive aquaculture systems. J. World Aquacult. Soc. 37, 191-199.
Roque d’Orbcastel, E., 2008. Optimisation de deux systèmes de production piscicole: biotransformation des nutriments et gestion des rejets. Thèse de doctorat, INP Toulouse, Université Paul Sabatier, Toulouse III, 144 pp.
Roque d’Orbcastel, E., Person-Le-Ruyet, J., Le Bayon, N., Blancheton, J.P., 2009a. Comparative growth and welfare in rainbow trout reared in re-circulating and flow through rearing systems. Aquacult. Eng. 40, 79-86.
Roque d’Orbcastel, E., Jean-Paul Blancheton, J.P., Belaud, A., 2009b. Water quality and rainbow trout performance in a Danish Model Farm recirculating system: Comparison with a flow through system. Aquacult. Eng. 40, 135-143.
Roque d’Orbcastel, E., Blancheton, J.P., Aubin, J., 2009c. Towards environmentally sustainable aquaculture: comparison between two trout farming systems using Life Cycle Assessment. Aquacult. Eng. 40, 113-119.
Rosenthal, H., 1980. Recirculation systems in western europe. World Symposium on Aquaculture in Heated Effluents and Recirculation System, Stavanger, Institut für Kuesten- und Binnefischerei, Bundesforschungsanstalt Hamburg, BRD.
Rosenthal, H., Castell, J. D., Chiba, K., Forster, J. R. M., Hilge, V., Hogendoorn, H.,Mayo, R. D., Muir, J. F., Murray, K. R., Petit, J., Wedemeyer, G. A., Wheaton, F., Wickins, J., 1986. Flow-through and recirculation systems, EIFAC: 100.
Sauthier, N., Grasmick, A., Blancheton, J.P., 1998. Biological denitrification applied to a marine closed aquaculture system. Water Res. 32, 1932-1938.
Savidov, N.A., Hutchings, E., Rakocy, J.E., 2007. Fish and plant production in a recirculating aquaponic system: A new approach to sustainable agriculture in Canada. Acta Hort. 742, 209-222.
Schuster, C., Stelz, H., 1998. Reduction in the make-up water in semi-closed recirculating aquaculture systems. Aquacult. Eng. 17, 167-174.
Schulz, C., Gelbrecht, J., Rennert, B., 2003. Treatment of rainbow trout farm effluents in constructed wetland with emergent plants and subsurface horizontal water flow. Aquaculture. 217, 207-221.
Schreier, H.J., Mirzoyan, N., Saito, K., 2010. Microbial diversity of biological filters in recirculating aquaculture systems. Curr. Opin. Biotechnol. Article in Press
Seppala, J., Silvenius, F., Gronroos, J., Makinen, T., Silvo, K., Storhammar, E., 2001. Rainbow trout production and the Environment. Finnish Environmental Institute,Helsinki,164 pp (in Finnish; abstract, tables and figures in English).
Sharrer, M.J., Rishel, K., Summerfelt, S. , 2009. Evaluation of geotextile filtration applying coagulant and flocculant amendments for aquaculture biosolids dewatering and phosphorus removal. Aquacult. Eng. 40, 1-10.
Sindilariu, P. D., Brinker, A., Reiter, R., 2009a. Factors influencing the efficiency of constructed wetlands used for the treatment of intensive trout farm effluent. Ecol. Eng. 35, 711-722.
Sindilariu, P. D., Brinker, A., Reiter, R., 2009b. Waste and particle management in a commercial, partially recirculating trout farm. Aquacult. Eng. 41, 127-135.
Sipaúba-Tavares, L. H., Braga, F. M. d. B., 2008. Constructed wetland in wastewater treatment. Acta Sci. Biol. Sci. 30, 261-265.
Schneider, O., Verreth, J., Eding, E. H., 2002. Framework introduction of zero nutrient discharge aquaculture by farming in integrated recirculating systems in asia: Zafira. World Aquaculture 2002, Beijing, World Aquaculture Society, USA.
Schneider, O., Sereti, V., Eding, E.H., Verreth, J.A.J., 2005. Analysis of nutrient flows in integrated intensive aquaculture systems. Aquacult. Eng. 32, 379-401.
Schneider, O., Blancheton, J. P., Varadi, L., Eding, E. H., Verreth, J. A. J., 2006. Cost price and production strategies in european recirculation systems. Linking Tradition & Technology Highest Quality for the Consumer, Firenze, Italy, WAS.
Schneider, O., Schram, E., Poelman, M., Rothuis, A., van Duijn, A., van der Mheen, H., 2010. Practices in managing finfish aquaculture using ras technologies, the dutch example. OECD workshop on Advancing the Aquaculture Agenda, Paris, France, OECD.
Schram, E., Person-Le Ruyet, J., Blancheton, J. P., Vinçon, B., Verniau, B., Jansen, J., Schneider, O., 2009. Long-term effects of water refreshment rate on turbot growth. «new research frontiers», novel approaches for evolving needs, Trondheim, Norway, EAS.
Suantika, G., Dhert, P., Rombaut, G., Vandenberghe, J., De Wolf, T., Sorgeloos, P., 2001. The use of ozone in a high density recirculation system for rotifers. Aquaculture 201, 35-49.
Summerfelt, S. T., Adler, P. R., Glenn, D. M., Kretschmann, R. N., 1999. Aquaculture sludge removal and stabilization within created wetlands. Aquacult. Eng. 19, 81-92.
Summerfelt, S.T., 2003. Ozonation and UV irradiation — An introduction and examples of current applications. Aquacultural Engineering 28, 21-36.
Summerfelt, S. T., Davidson, J. W., Waldrop, T. B., Tsukuda, S. M., Bebak-Williams, J., 2004. A partial-reuse system for coldwater aquaculture. Aquacult. Eng. 31, 157-181.
Summerfelt, S.T., Sharrer, M.J., Tsukuda, S.M., Gearheart, M., 2009. Process requirements for achieving full-flow disinfection of recirculating water using ozonation and UV irradiation Aquacult. Eng. 40, 17-27.
Tal, Y., Watts, J.E.M., Schreier, H.J., 2006. Anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria and associated activity in fixed-film biofilters of a marine recirculating aquaculture system. Appl. Environ. Microbiol. 72, 2896-2904.
Tal, Y., Schreier, H.J., Sowers, K.R., Stubblefield, J.D., Place, A.R., Zohar, Y., 2009. Environmentally sustainable land-based marine aquaculture. Aquaculture 286, 28-35.
Tango, M.S., Gagnon, G.A., 2003. Impact of ozonation on water quality in marine recirculation systems. Aquacult. Eng. 29, 125-137.
Terjesen, B. F., Ulgenes, Y., Færa, S. O., Summerfelt, S. T., Brunsvik, P., Baeverfjord, G., Nerland, S., Takle, H., Norvik, O. C., Kittelsen, A., 2008. RAS research facility dimensioning and design: a special case compared to planning production systems. In Aquaculture Engineering Society Issues Forum Proceedings. Roanoke, Virginia, 23rd-24th July, 223-238.
van Duijn, A. P., Schneider, O., Poelman, M., van der Veen, H., Beukers, R., 2010. Visteelt in nederland: Analyse en aanzet tot actie. Den Haag, LEI: 56.
van Rijn, J., Tal, Y., Schreier, H. J., 2006. Denitrification in recirculating systems: Theory and applications. Aquacult. Eng. 34, 364-376
Verdegem, M. C. J., Eding, E. H., van Rooy, J. M., Verreth, J. A. J., 1999. Comparison of Effluents from Pond and Recirculating Production Systems receiving Formulated Diets. World Aquac. 30, 28-32.
Verdegem, M. C. J., Bosma, R. H., Verreth, J. A. J., 2006. Reducing water use for animal production through aquaculture. Int. J. Water Resour. Dev. 22, 101-113.
Verdegem, M. C. J., Bosma, R. H., 2009. Water withdrawal for brackish and inland aquaculture, and options to produce more fish in ponds with present water use. Water Policy 11, 52-68.
Verreth, J. A. J., Eding, E. H., 1993. European Farming Industry of African Catfish (Clarias gariepinus) Facts and Figures. J. World Aquacult. Soc. 24, 6-13.
Vymazal, J., 2009. The use constructed wetlands with horizontal sub-surface flow for various types of wastewater. Ecol. Eng. 35, 1-17.
Wang, J. K., 2003. Conceptual design of a microalgae-based recirculating oyster and shrimp system. Aquacult. Eng. 28, 37-46.
Wolters, W., Masters, A., Vinci, B., Summerfelt, S., 2009. Design, loading, and water quality in recirculating systems for Atlantic Salmon (Salmo salar) at the USDA ARS National Cold Water Marine Aquaculture Center (Franklin, Maine). Aquacult. Eng.41, 60-70
Yilmaz, G., Lemaire, R., Keller, J., Yuan, Z., 2008. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal from nutrient-rich industrial wastewater using granular sludge. Biotechnol. Bioeng. 100, 529-541.
Zohar, Y., Tal, Y., Schreier, H. J., Steven, C., Stubblefield, J. and Place., A., 2005. Commercially feasible urban recirculated aquaculture: Addressing the marine sector. In, Urban Aquaculture, B. Costa-Pierce, ed. CABI Publishing, Cambridge, MA, pp. 159-171