impacto ambiental de sistemas...

IMPACTO AMBIENTAL DE SISTEMAS PECUARIOS

1. Introducción.

Francisco Salazar Sperberg Ingeniero Agrónomo, Ph.D.

INIA-Remehue

En países desarrollados, diversos estudios han determinado que la producción

ganadera sea una de las principales actividades productivas que genera impactos

negativos al ambiente. En general se reconoce que los sistemas de producción

animal son 'naturalmente' contaminantes.

Si bien los impactos ambientales generados por la producción pecuaria son diversos,

pudiendo afectar los recursos naturales, para efecto de esta presentación la

discusión se focalizará en los impactos ambientales referidos al aire y agua, de la

producción intensiva de animales, especialmente en confinamiento, y por el manejo,

almacenamiento y utilización de los efluentes ganaderos, principalmente purínes.

Aunque las pérdidas de nutrientes hacia el ambiente se pueden producir en la

excreción de tecas y orina por los animales a pastoreo, es en la estabulación de

animales, y en el manejo, almacenamiento y aplicación al suelo de efluentes, donde

existe mayor interacción con el medio ambiente, representando un riesgo de

contaminación de aguas, suelo y aire (Figura 1).

En el país, los sistemas ganaderos han mostrado un aumento sostenido de la

producción, basados principalmente en una mayor intensificación, con el uso de

técnicas más avanzadas y la incorporación de la utilización de insumos a gran

escala, dentro de los que destaca el uso masivo de fertilizantes y concentrados

alimenticios. Como fruto de esta intensificación se han hecho comunes los sistemas

ganaderos con confinamiento parcial o total de los animales, generándose una alta

cantidad de efluentes y residuos ganaderos en superficies de terreno reducidas,

trasformándose en un problema para el agricultor. Estos residuos, bajo un manejo

Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 1

adecuado. representan una interesante fuente de nutrientes para las plantas, sin

embargo el mal manejo y utilización de ellos puc'}df~ afectar negativamente el

ambiente.

Figura 1. Mecanismos de pérdidas de nutrientes y contaminación durante la aplicación de efluentes ganaderos.

La intensificación de la producción ha significado que las "condiciones naturales" han

sido modificadas, pudiendo existir un impacto negativo en el ambiente, por ejemplo

en la calidad de aguas subterráneas y/o superficiales. En este sentido cabe destacar

que las especiales características naturales del país, con gran cantidad de cursos de

agua superficiales, de gran valor paisajístico, y por otra parte la gran demanda

existente de los recursos naturales para otras actividades productivas las posicionan

en una situación de especial cuidado y sensibilidad, debido a que los sistemas

intensivos de producción agropecuaria podrían alterar parcial o irreversiblemente las

condiciones naturales de suelo, agua y aire y por ende se afectaría negativamente la

calidad y valor de sus recursos (Cuadro 1). Se suma a ello la gran cantidad de

acuerdos comerciales que ha suscrito el país en donde la temática ambiental es

relevante, pudiendo ser una limitante, si no produce en forma 'limpia'.

Tallar de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ciémadcros.

Cuadro 1. Impactos ambientales asociados a sistemas pecuarios, según emisión.

Emisión Impacto ambiental asociado

Nitratos Disturbios ecológicos en ambientes acuáticos y salud humana. -::-~~~~~~~

Amoniaco Daflos en sistemas naturales y semi-naturales, lluvia ácida.

Oxido nitroso Potencial efecto invernadero, rol en el agotamiento del ozono.

Fosfato Eutroficacíón de aguas superficiales.

Materia orgánica Alta Demanda Bioqulmica de Oxígeno (DBO), elimina el oxígeno del agua

pudiendo causar la muerte de peces y vida acuática. ·:-::-~~~~~-~~--~~~

Metano Gas con potencial efecto invernadero.

Olores Molestias y reclamos del público. -~~~~~~~~~~~

Patógenos Enfermedades en humanos y animales.

Fuente: Pain (1994).

Por las particulares condiciones naturales de Chile, el agua nos parece un recurso

'casi' ilimitado. Esta condición cambia sustancialmente en otros países en los cuales

este elemento limita seriamente su desarrollo económico y social. En países

desarrollados el uso intensivo del suelo y el creciente uso de fertilizantes y residuos

orgánicos ha significado un aumento excesivo en la concentración de nitrógeno en

aguas subterráneas, las cuales son nocivas para el consumo humano.

Hasta hace poco el mayor foco de atención ha sido la contaminación directa de

cursos de agua, sin embargo en la actualidad existe una creciente preocupación por

la contaminación difusa, la cual puede provenir de predios ganaderos y predios

agrícolas, en general. La contaminación difusa, en relación al recurso agua, puede

ser definida como la introducción de impurezas a un curso de agua superficial o

subterráneo, usualmente a través de vía indirectas y desde fuentes que son 'difusas'

en la naturaleza. La contaminación difusa puede ser continua o intermitente, siendo

esta última más común debido a que está relacionada a actividades temporales

propias de la agricultura (e.g. época de fertilización) o fenómenos esporádicos (e.g.

altas precipitaciones). Por lo tanto, la contaminación difusa, a diferencia de la

contaminación directa, es difícil de controlar y regular (Carpenter et al., 1998).


Si bien es posible, una vez contaminadas las aguas, tomar medidas tendientes a

reducir el contenido de nutrientes en éstas, la experiencia indica que ello implica

grandes costos, siendo más importante y efectivo la implementación de técnicas que

impliquen un mejoramiento en la eficiencia de los sistemas productivos reduciendo el

potencial de contaminación.

Para lograr una reducción de la contaminación desde sistemas ganaderos se debe

analizar cada etapa o proceso del sistema, teniendo presente que existe una

interdependencia entre ellos, y que los cambios producidos en una parte pueden

afectar los balances de la otra. Los impactos más grandes en la reducción de

pérdidas de nutrientes, por ejemplo, pueden ser logrados mejorando la utilización de

ellos durante la alimentación del ganado, a trav'3s de estrategias de alimentación que

aumenten la eficiencia de uso. Los estudios realizados por Van Vuuren Y Meijs

(1987) con ganado lechero en Holanda han demostrado que el máximo de utilización

de Nen vacas lecheras es de 43%, siendo el promedio actualmente 15-20%.

Otra componente importante de los sistemas ganaderos es el manejo de los

efluentes, en donde la utilización de los nutrientes excretados es clave para

determinar la eficiencia de uso de estos del sistema en general. Oenema y Van den

Poi-Van Dasselaar (1999), en Holanda, compararon la eficiencia de utilización de N

entre un predio lechero 'típico' y un predio lechero 'eficiente'. Ellos determinaron que

en el predio eficiente un 12% del N de los purines era transformado a leche y carne,

mientras que en el predio "típico" este valor sólo era de un 6%.

Otros estudios realizados, a través de modelación, han indicado que mejorando la

utilización de N en vacas lecheras de un 16% a un 25%, a través de cambios en la

alimentación, se incrementa la eficiencia de uso de N del predio de un 20% a 29%;

mientras que incrementando la utilización de N por un uso adecuado de purines en

cultivos desde un 27% a un 50% el incremento en la eficiencia del predio equivale

solo de un 2%.


Actualmente la investigación en curso en Europa y en otros países está orientada a

aumentar la eficiencia de uso de nutrientes en los sistemas ganaderos y con ello

reducir el potencial de contaminación hacia el ambiente.

Las demandas de la sociedad hacia los sistemas de producción ganadera se han

incrementado, exigiendo una mejor utilización y manejo de los recursos en los

predios. En un mediano plazo a los productores agropecuarios no se les permitirá

reducir costos en desmedro de la calidad ambiental de los recursos. Al mismo tiempo

las presiones económicas y públicas continuarán exigiendo a los agricultores

producir con una mayor eficiencia. En países desarrollados en orden a proteger el

medio ambiente, legisladores a distintos niveles (estatales y locales) están

demandando mayores restricciones y requerimientos para predios ganaderos. Por

ejemplo, en Europa, con la finalidad de proteger la calidad del agua se han generado

regulaciones para limitar el uso de fertilizantes nitrogenados en sistemas intensivos

agropecuarios, estableciendo Zonas Vulnerables al Nitrato (e.g. EC, 1991).

Países. como Holanda, por ejemplo, han implementado un sistema de balances de

nutrientes a nivel predial, con un registro detallado de las entradas y salidas de

nutrientes en los predios ganaderos. En base a ello se han definido valores umbrales

por sobre el cual el agricultor tiene que pagar por cada kilo de nutriente en exceso.

Este sistema de 'contabilidad de nutrientes' ha significado que los productores han

tenido que buscar alternativas en sus predios para lograr las metas estipuladas,

debiendo reducir su grado de intensificación o exportar desde éstos los purines

producidos. En casos extremos en "zonas sensitivas" y con alta carga de nutrientes

los predios son subvencionados para que no se cultive ni se realice otro tipo de

actividad productiva, de modo tal que sólo tengan un valor paisajístico.


2. Eficiencia de uso de nutrientes en sistemas ganaderos.

Una estimación de la eficiencia de utilización del nitrógeno a nivel mundial señala

que para la producción animal este promediaría sólo el 10%, siendo para la

producción bovina de 7.7%. En contraste, la producción de cultivos y praderas es

mucho más eficiente con valores promedio de 60% (Van der Hoek, 1998). Estos

bajos valores son explicados por la ineficiencia natural de los rumiantes en convertir

el nitrógeno ingerido en productos como leche y carne.

El exceso de nutrientes es excretado en tecas y mayoritariamente como orina,

regresaqQ a la pradera directamente durante el pastoreo o acumulado en los pozos

purineros. En los países desarrollados, caso de predios holandeses, las estimaciones

de eficiencia de utilización de N señalan un excedente en los sistemas de producción

de leche y carne, en donde las eficiencia de utilización de N varian entre un 14% a

30%, con 5uperóvit do N que alc.d11zcm los 470 kg N Nha-1año-1. La información

obtenida en INIA-Remehue, en un módulo lechero con vacas en producción

solamente, muestra una eficiencia del 25% en el uso de N, implementándose

actualmente medidas para mejorar este valor (Cuadro 2).

Cuadro 2. Balance de nitrógeno en predios 'tipo' de producción de leche o carne para distintos países.

País Sistema Exceso N Eficiencia Referencia (kg N ha"1 año1

) uso N %

Nueva Zelanda Leche 131 30 Ledgard et al. (1997)

Holanda Leche 470 14 Aarts et al. {1992} Inglaterra Leche 270 20 Jarvis {1993} Canadá Carne 'l.. leche 288 17 Paul 'l.. Beaucham~ p995} Francia Carne 'l.. leche 150-200 Sin inf. Le Gall et al. {1997)

USA Leche Sin inf. 19 Bacon et al. { 1990} Chile Leche 260 25 Salazar y Dumont (2003)


3. Contaminación de aguas desde sistemas de producción agropecuarios.

3.1. Demanda Bioquímica de Oxigeno (080).

El oxígeno disuelto en el agua cumple un rol fundamental en el desarrollo de

especies de vida acuática. Los peces necesitan los niveles más elevados, los

invertebrados niveles menores, y las bacterias los más reducidos. Para una biota de

agua templada diversificada, incluidos los peces de pesca deportiva, las

concentraciones de oxígeno disuelto deberían ser a lo menos de 5 mg/L. Merkel

(1981), menciona que la trucha requiere para vivir y reproducirse un nivel de 6 mg/I.

Al respecto, la Norma Chilena Oficial de Aguas para Diferentes Usos (NCh 1333. Of.

1978 modificada en 1987), establece como mínimo 5 mg/L de oxígeno para el

desarrollo de vida acuática (INN, 1987).

En general los efluentes de la actividad agropecuaria presentan altos valores de

DBO, siendo muy superiores a los de aguas servidas, generados por las ciudades

(Cuadro 3)_ Estudios nacionales realizados en la Décimea Región a través de una

prospección de pozos purineros de lecherías, han establecido valores de DBO de

12.000 (mg/L), con un rango desde 7.260 (mg/L) a 19.460 (mg/L), lo que concuerda

con los valores citados por la literatura.

Entre los efluentes generados, el de ensilaje es el que tiene el más alto poder

contaminante, siendo además producido preferentemente en los meses estivales,

cuando los cursos de agua están muy reducidos. Estos efluentes si son eliminados

directamente a ellos podrían causar un fuerte impacto negativo. Algunos estudios

señalan que el efluente producido por un silo de 500 toneladas de forraje cosechado

en verde equ~vale a las aguas servidas producidas en un día por una ciudad de

200.000 habitantes.


Cuadro 3. DBO característicos de efluentes agropecuarios y domésticos.

Efluente Demanda Bioquimlca de Oxígeno m ,-1

Aguas servidas tratadas ----~~-·----·-~N-~~---··----~·-·-•--

Aguas servidas

20-60 -----·-----3-0-0--40-0 --------

---------------·-·--~--_,_--·-----

Agua de lavado de vegetales 500-3000 -A9ua·cre1a-vacio-·cfecorra·10sy saTa-cie .. ordel'\a(aguas suCias-) ---··-······--·:¡:ooo.:2~000 ______ _

Purln de ganado bovino ----------16.000-20.000

Purrn de cerdo ---------····------·-----------------20.000-30 '000

-------------~------------·------

Efluente de ensilaje 30.000-80. 000 --------·EfTUeílte-industria cervece·i=a-------·----------- 30. 000-50.000

Leche -----------------·-·---------------------·-·--------14D.Ooo ___________ _

Fuente: MAFF (1991)

3.2. Nutrientes.

En países desarrollados, la producción agrícola es considerada como una de las

principales actividades productivas responsables de la contaminación difusa de

cursos de agua, debido a que genera el enriquecimiento de estas con nutrientes,

principalmente nitrógeno (N) y fósforo (P) (Jarvis, 2002).

En países de Europa occidental se ha estimado que entre un 37 y 82% del N y entre

un 27 Y 38% del P que llega a las aguas proviene de actividades agropecuarias

(lsermann, 1990). Además, se ha establecido que la combinación entre población

animal (alta o baja) y la aplicación de fertilizantes (bajas o altas dosis), en especial de

fertilizantes fosfatados, son los factores claves que controlan la entrega de nutrientes

a cursos de agua superficiales a nivel dG cuencas hidrográficas. Por ejemplo, en

áreas donde se desarrollan sistemas intensivos de producción animal y se aplican

importantes cantidades de fertilizantes fosfatados, las pérdidas de fosfato a cursos

de agua puede superar los 70 kg de P20 5 ha-1 año-1 (Gerber et al., 2002).


La contaminación de aguas con N y P se traduce en un gran crecimiento de algas,

alterando las condiciones naturales de los cauces y la vida acuática, fenómeno

conocido como eutrofización. Además el enriquecimiento de las aguas por N ha sido

relacionado con enfermedades en humanos, debido a la contaminación de aguas de

bebida. La Organización Mundial de la Salud ha establecido un límite máximo de 1 O

mg N03"-N/L, y similar límite ha sido fijado por la Comunidad Económica Europea

(EC, 1991 ). Altas concentraciones de nitratos en agua de bebida son causantes de la

enfermedad llamada Metahemoglobinemia, conocida comúnmente como "Bebé

Azul", en los cuales la presencia de este nutriente interfiere con la absorción de

oxígeno en infantes (Merkel, 1981 ).

El N es sin lugar a dudas el elemento mayormente utilizado por agricultores en la

fertilización de cultivos y praderas en suelos agrícolas, con la finalidad de

incrementar los rendimientos de éstos. Las respuestas al N por cultivos y praderas

son muy marcadas y representan una buena alternativa en orden de obtener los

rendimientos potenciales. Desde el punto de vista ambiental el N también es uno de

los nutrientes de mayor importancia dada su fácil transformación y movilidad en el

suelo y su alto potencial contaminante de agua y aire. Se requieren adecuadas

concentraciones de N en el suelo para el crecimiento de las plantas, sin embargo

altas aplicaciones vía fertilizantes o efluentes ganaderos pueden incrementar las

pérdidas de éste vía lixiviación de nitratos. Para la mayoría de los estuarios y

sistemas costeros de zonas temperadas, el N es el elemento clave en los procesos

de eutrofización en aguas, siendo el P también importante.

Los estudios realizados en microcuencas del Lago Rupanco (X Región) indican una

mayor pérdida de N y P desde aquellas con praderas destinadas a la ganadería en

comparación con otras en que prevalecen praderas con agricultura limitada, praderas

con matorrales o bosque nativo, respectivamente. Estos resultados demu_estran que

también a nivel local, al incrementarse la intensidad del uso del suelo, aumenta el

potencial de contaminación con nutrientes hacia cursos de agua.


Para hacer un adecuado uso de los nutrientes contenidos en los fertilizantes y

efluentes, las aplicaciones de éstos deben realizarse cuando los cultivos están

creciendo activamente y por lo tanto sus demandas de N son más altas. En general,

para el caso de purines se ha determinado mayores eficiencias del uso de N en

aplicaciones tardías en invierno o tempranas en primavera. En el caso de estiércoles,

los estudios no han mostrado una clara diferencia en la eficiencia del uso de N entre

aplicaciones de otoño o primavera.

Desde el punto de vista ambiental la época de aplicación de purines tiene una alta

incidencia. Las pérdidas de nutrientes tienen mayor probabilidad de producirse en

invierno debido al alto riesgo de escurrimiento y lixiviación de nitratos en este

período. En una encuesta realizada en predios lecheros de la Décima Región,

Salazar et al. (2003) determinaron que los efluentes de lecherías son a menudo

aplicados en otoño e invierno y generalmente utilizando altas dosis. Este manejo

incrementa el riesgo de pérdidas de N vía lixiviación, los cuales pueden contaminar

cursos de agua subterránea.

Varios estudios han mostrado que existen mayores pérdidas de N vía lixiviación en

suelos con cultivos arables que en praderas de corte. Sin embargo esta situación es

diferente cuando la pradera es pastoreada. La cantidad de N03- lixiviado desde

praderas pastoreadas por bovinos se ha estimado que es 5,6 veces superior que la

lixiviada de una pradera similar bajo corte (Ryden et al., 1984). Los mismos autores

mencionan que las pérdidas de N por lixiviación en praderas pastoreadas son

similares a las que se producen en cultivos arables. Estudios recientes realizados en

.. _,Ja Décima Región han mostrado un claro efecto de la carga animal en las pérdidas

por lixiviación, determinándose valores equivalentes a 30 kg N03- ha-1año-1 con la

carga animal más alta (5 ternero~/her) versus 11 kg NOa- ha·1ano·1 con la carga más

baja (3,5 terneros ha-1).


3.3. Patógenos.

Las fecas y orina de animales, junto con los purines generados por estos pueden

contener una gran variedad de bacterias, virus y protozoos patógenos. Es así como

las plantas, suelo y cursos de agua utilizados como agua de bebida, pueden ser

potencialmente infectados por estos residuos.

El riesgo de la contaminación por estos patógenos depende de varios factores:

estado de salud del animal (severidad de la infección), carga animal en pastoreo,

tratamiento de los purines y tiempo de almacenamiento de éstos, método de

aplicación al campo y tiempo de sobrevivencia del organismo en el ambiente.

La contaminación de agua con fecas o purines puede ocurrir a través de distintas

formas, representando un riesgo tanto para la salud de animales o humanos que se

abastecen de esa agua. La contaminación con purines de las aguas superficiales

puede ocurrir por escurrimiento de los purines desde suelos con aplicación o a través

de micro-gotas generadas por los equipos utilizados para su aplicación (Ej. pistones).

Dentro de las enfermedades transmisibles por efluentes de lecherías, a través de las

excreciones de animales se encuentran la Leptospirosis, Brucelosis, Salmonelosis, y

la causada por Campylobacter, las cuales pueden contaminar agua:s, suelo y aire,

contagiando al hombre a través del contacto directo con ellas o el consumo de

alimentos o agua contaminada (Heatley, 1996).

Estudios al respecto han asociado aplicaciones de purines con la transmisión de las

bacterias Salmonel/a y Echerichía coli, mencionando además que microorganismos

como Baci/fus anthracís, Mycobacterium tuberculosis, Clostridía spp. y Leptospira

spp. pueden sobrevivir en el purín. En el caso de Salmonella, ésta puede

permanecer viva a lo menos durante tres meses en el purín.


En Inglaterra, Pain y Jones (1993) señalaron que los huevos del protozoo

Crystosporidium, resistentes a los tratamientos del agua de bebida, han sido

estrechamente relacionados con enfermedades gastro-intestinales en humanos, cuya

vía de contagio sería el agua proveniente de actividades ganaderas.

En cuanto a paratuberculosis, agricultores y profesionales ligados a la actividad

ganadera han señalado que las aplicaciones de purines podrían estar diseminando

esta enfermedad. No existe evidencia científica nacional de esto, sin embargo

estudios realizados en Holanda han detectado contaminación de ovejas 'sanas' que

pastorearon praderas con aplicación previa de purines provenientes de vacas con

paratuberculosis. Los patógenos causantes de esta enfermedad, de acuerdo a lo

señalado por algunos estudios, pueden sobrevivir hasta 1 año en el suelo. ~.

3.4. Sólidos suspendidos.

En el manejo de efluentes, hay que tener presente el aporte de sólidos suspendidos

que estos pueden hacer al ser eliminados directamente al agua o suelo.

En el caso de cursos de agua superficiales estos se verían afectados por un

enturbamiento, lo cual altera las condiciones naturales, debido a una menor

penetración de la luz, afectando la vida acuática existente en ellos. Los sedimentos

provenientes de efluentes pueden afectar a los peces a través del bloqueo del

sistema respiratorio. Este fenómeno cobra mayor importancia al descargar grandes y

continuas cantidades de desechos en ríos, esteros y otros, aumentando su incidencia

en los meses estivales por un escaso efecto de dilución, provocando además una

pérdida en el valor estético delpaisaje.


4. Pérdidas gaseosas.

4.1. Volatilización de amoníaco.

La mayor parte del N es excretado por cerdos y bovinos (60%) a través de la orina,

correspondiendo más del > 70% de éste a la forma de urea. En aves la principal

forma de N es ácido úrico (70%) en cual puede se transformado a urea y

posteriormente a amoníaco. Una vez que la orina es excretada por los animales

(urea) ocurre una hidrólisis por la acción de la enzima ureasa, generándose amonío

(NH/). Posteriormente se produce la transformación de este a amoníaco (NH3) el

cual puede volatilizarse en forma gaseosa a la atmósfera.

El amoníaco tiene gran incidencia en el fenómeno conocido como "lluvia ácida".

Varios estudios señalan que en gran parte de Europa la ganadería es considerada la

principal fuente de aporte de amoníaco.

El amoníaco, por ser un gas, puede transportarse a largas distancias en la

atmósfera, trasformándose desde un problema de escala predial a internacional.

Como una forma de controlar la deposición de N por esta vía los países Europeos

han estado realizando inventarios de las fuentes de emisión, fijándose metas de

reducción dentro de la Comunidad Económica Europea. Junto con ello se han

definido factores de emisión para las distintas categorías animales y fuentes. En

base a estos estudios se ha estimado que, en Holanda, el amoniaco contribuye en un

20% al total de las sustancias acidificantes, siendo el 63% de este valor atribuido a

emanaciones producidas por la ganadería de leche y carne (Anon, 1990 citado por

Wouters y Verboon, 1993). En el Reino Unido, por ejemplo, la agricultura genera más

del 80% del amoníaco, siendo un 52% de este valor aportado directamente por los

sistemas de producción de leche y carne, principalmente a través de la urea

excretada por los animales (Pain et al., 1998).


Los efectos adversos en el medio ambiente incluyen toxicidad en coníferas,

enriquecimiento de nitrógeno en ecosistemas afectando la diversidad de especies, e

incrementando la acidez de suelos perdiendo estos su capacidad buffer.

De acuerdo a un inventario de amoníaco realizado en el Reino Unido se determinó

que los bovinos son la principal fuente de emisión de este gas, seguido de aves y

cerdos (Figura 2). La volatilización del nitrógeno vía amoníaco se produce en

establos, patios de alimentación, pozos purineros, y durante las aplicaciones de

éstos en fertilizaciones. El mismo inventario permitió determinar que durante la

estabulación de animales y en la aplicación de efluentes al campo es donde se

produce la mayor volatilización de amoníaco (Figura 3).

Para la construcción de estos inventarios se utilizan factores de emisión, los cuales

han sido estimados en base a experimentos de campo, evaluando la emisión de

éstos gases por distintos tipos y categorías animales según se muestra en el Cuadro

4. Esta información muestra que la principal fuente de emisión, de acuerdo a la

información para el Reino Unido, son las vacas lecheras bajo estabulación, sin

embargo al expresarlas como unidad animal la principal fuente pasan a ser las aves

confinadas en jaulas.

Altas tasas de pérdida de amoníaco se producen principalmente durante las primeras

horas posteriores a la aplicación de purines, continuando a tasas muy bajas durante

los 15-17 días siguientes. Comúnmente el 50% del total de pérdidas ocurre antes de

seis horas y más del 90% a los cinco días postaplicación (Pain, 1990). Las

condiciones ambientales, de suelo, manejo y composición del purín, tienen incidencia

en la intensidad de las pérdidas de N.


4.2. Oxido nitroso y metano.

Dentro de los gases generados directamente por los animales están el metano Y

dióxido de carbono, teniendo el primero características de gas con efecto

invernadero. Estimaciones realizadas en el Reino Unido indicaron que dentro del

ganado, las vacas lecheras, bovinos de carne y ovinos, respectivamente, son los que

mayormente aportan a la generación de este gas (Figura 4).

Otra forma de pérdida de nitrógeno ocurre a través del proceso conocido como

desnitrificación, en el cuál el amonio aplicado en los efluentes es transformado por

bacterias nitrificantes a nitrato (nitrificación). El nitrato es secuencialmente reducido a

gas, principalmente como oxido nitroso, siendo señalado como un gas con potencial

efecto invernadero.

Mundialmente, según estimaciones realizadas por Duxbury et al. (1993) las

actividades antropogénicas son responsables del 64% del total de las emisiones de

N20, representando la agricultura un 92% de éstas.

En el Reino Unido, las principales fuentes de emisión de oxido nitroso es a través del

pastoreo animal, fertilización de suelo y aplicación de efluentes animales (Figura 5).

Las pérdidas por esta vía son generalmente más altas con aplicaciones de purines

que las de fertilizantes inorgánicos, siendo mayores a baja temperatura, las cuales

en invierno pueden equivaler al 30% del nitrógeno aplicado. En Primavera, sin

embargo, las pérdidas son mínimas, debido a que el nitrógeno bajo la forma de

nitrato, es absorbido rápidamente por las plantas que se encuentran en activo

crecimiento (Pain, 1990).


Figura 4. Fuentes de emisión de Metano en el Reino Unido, calculada utilizando la metodología IPCC (Brown et al., 2001 ).

----·····"'-·-------- - -·-·-·~---<>-··~------~- - - .... ·--------------- -· --•>·------- , ...

1

Cerdos 3%

Ovinos

Bovinos de carne 42%

Aves 2%

Figura 5. Fuentes de emisión de Oxido Nitroso en el Reino Unido, calculadas utilizando la metodología IPCC (Brown et al., 2001).

Residuos de Otras fuentes

ApHcaclón de efluentes

15%

4.3. Malos olores y gases tóxicos.

2%

Fe rtllizaclón 30%

Animales en pastoreo

36%

La acumulación y aplicación de efluentes de lechería generan una gran cantidad de

malos olores y gases (Cuadro 5), algunos con calidad de tóxicos letales, los que

pueden afectar a poblaciones humanas cercanas a los predios agrícolas donde se ·

estén manejando.

En USA, específicamente en el estado de IOWA, se han establecido y normado los

requerimientos ambientales para la ubicación de los pozos purineros e instalaciones

para estabulación de animales, mencionando las distancias mínimas requeridas


entre ellos y pozos de agua para bebida, casa habitaciones, escuelas, cursos de

agua y otros.

En lo que respecta a las aplicaciones de los desechos líquidos de lecherías, en

Nueva Zelanda están regulados, estableciéndose que a lo menos debe existir una

distancia de 150 m. entre el lugar de aplicación y viviendas residenciales, pudiendo

bajar a 15 m. si existen cortinas de árboles o bosquetes de resguardo entre el sitio de

utilización de efluentes y las casas habitadas.

El almacenamiento de desechos orgánicos animales produce además focos de

insalubridad dentro del sistema ganadero, siendo sustrato para la proliferación de

insectos, principalmente moscas, las cuales a su vez pueden ser vectores de

enfermedades.

Cuadro 5. Características de gases generados por efluentes de ganado.

Compuesto Olor Órganos afectados

Ácido acético picante, irritante Sistema respiratorio (SR) Mdo butíríco -----···-·--·--picantel________ Piel, ojos ____________ .. _____ _

--Acicio'PropTunlco- ···· ··-------- -----ran.cio · --- · · ··--sR~5--·----·· --------··----........... ·-·---·-------- -·----------~-------· ~-~--~----------

Fenol oloroso, fragante SR, ojos ----·---

p- Cresol

Amoníaco

. ---------·---------olor a·carbó_ñ ___________ SR, ofos~ pielciesnüda·y-rinones -~--

---------Trritarite·----------------sR, ojos ____________ _ Dióxido de nitrógeno------ tó--xi-co-·---------S-R~br-on_q_u-io-s pulmonares, piel

Olor a ajo SR, membranas de los ojos Etil mercapto

Metil mercapo Olor nauseabundo ________ sR.·---~-------·-------

Fuente: Verstegen et al., (1994)


5. Referencias.

Aarts, H.F.M.; Biewinga, E.E. and Van Keulen, H. (1992). Dairy farming systems

based on efficíent nutrient management. Netherlands Journal of Agricultura!

Science 40, 285-299.

Bacon, S.C.; Lanyon, L.E. and Schlauder, Jr. R.M. (1990). Plant Nutrient Flow in the

Managed Pathways of an lntensive Daíry Farm. Agronomy Journal 82, 755-761

Brown, L.; Armstrong Brown, S.; Jarvis, S.C.; Syed, B.; Goulding, K.W.T.; Phillips,

V.R.; Sneath, R.W. and Pain, B.F. {2001). An ínventory of nitrous oxide

emissions from agriculture in the UK using the IPCC methodology: emission

estimate, uncertainly and senssitivity analysis. Atmospheric Environment 35,

1439-1449.

Carpenter, S; Caraca, N.F.; Correll, D.L.; Howarth, R.W.; Sharpley, A.N. and Smith,

V.H. (1998). Nonpoint pollution of surface waters with phosphorous and

nitrogen. Ecologícal Society of America, lssues in Ecology No.3. Available at:

http://esa.sdsc.edu/. Accessed January 2000.

Duxbury, J.M.; Harper, L.A. and Mosier, A.R. (1993). Contribution of agroecosystems

to global clímate change. In: Rolston, O.E.; Duxbury, J.M.; Harper, L.H. and

Mosier, A.R. {Eds.). Agricultura! Ecosystem Effects on Trace Gases and Global

Climate Change, ASA Special Publication 55. American Society of Agronomy,

Crop Science Society of America. Madison (USA). pp. 1-18.

EC, European Community. (1991). Council directive conoerning the protection of

water against pollution caused by nitrates from agricultura! sources. Official

Journal of the European Community (91/676/EEC), Legislation 1375/1-375/8,

European Community.


Gerber, P.; Franceschini, G. and Menzi, H. (2002). Livestock density and nutrient

balances across Europe. FAO, Livestock Environment & Development lnitiative

(LEAD). http://lead.virtualcenter.org/en/frame.htm. Ultimo acceso 27 de Febrero

del 2003.

INN. (1987). Norma Chilena Oficial 1333. Of.1978, modificada en 1987: Requisito de

calidad de agua para diferentes usos. INN, Santiago (Chile). 9p.

lsermann, K. (1990). Share of agriculture in nitrogen and phosphorus emissions into

the surface waters of Western Europe against the background of their

eutrophication. Fertilizer Research 26, 253-269.

Jarvis, S.C. (1993). Nitrogen cycling and losses from dairy farms. Soil Use and

Management 9, 99-105.

Jarvis, S.C. (2002). Environmental impacts of cattle housing and grazing. En: Kaske,

M., Scholz, H. & Hóltershinken, M. (eds). Recent developments and

perspectives in bovine medicine. Keynotes lectures of the 22nd World Buiatrics

Congress. Germany. pp: 10-23.

Le Gall, A.; Legarto, J. and Pflimlin, A. (1997). Place du mai·s et de la prairie dans les ·~··

sistémes fourragers laitiers. 111-lncidence sur l'environment. Fourrages 150, 147-

169.

Ledgard, S.F.; Penno, J.W. and Sprosen, M.S. (1997). Nitrogen balances and losses

on intensive dairy farms. Proceedings of the New Zealand Grassland

Association 59, 49-53.

Merriman, R.P. (1988). Water pollution by silage effluent. In : Silage effluent :

Problems and Solutions. Stark, B.A. y Wilkinson, J.M. (Eds.). Chalcombe

Publicatíons, Marlow ( Bucks), Great Britain. pp 5-15.


Merkel, J.A (1981). Managing Livestock Wastes. AVI Publishing Company lnc.,

Westport, Connecticut (U.S.A). 419p.

Misselbrook, T.H.; Van Der Weerden, T.J.; Pain, B.F.; Jarvis, S.C.; Chambers, B.J.;

Smith, K.A; Phillips, V.R. and Demmers, T.G.M. (2000). Ammonia emíssion

factors for UK agriculture. Atmospheric Environment 34, 871-880.

Oenema, O.and Van den Poi-Van Dasselaar, A. (1999). Managing Nutrients Budgets

of Grassland Farming Systems; Options and Perspectives. In: Corral!, AJ. (ed.).

Accounting far Nutrients, A Challenge for Grassland Farmers in the 21st

Century. BGS Occasional Sympos¡um No.33. pp. 107-116.

Pain, B.F.; Thompson, R.B.; Rees, Y.J. and Skinner, J.H. (1990). Reducing gaseous

losses of nitrogen from cattle slurry applied to grassland by the use of additives.

Journal of the Science of Food and Agriculture 50, 141~153.

Pain, B. (1994). Reducing Emissions from Land Associated with Rumiant Production.

In : Proceedings of the 15th. t' Mannetje, L. y Frame, J. (Eds.). General Meeting

of the European Grassland Federatlon. Wageningen (Netherland). pp.290-301.

Paín, B.F.; Van der Weerden, T.J.; Chambers, B.J.; Phillips, V.R a11d Jarvis, S.C.

(1998). A new inventory for ammonia emissions from U.K. agriculture.

Atmospheric Environment 32, 309-313

Paul, J.W. and Beauchamp, E.G. (1995). Nitrogen Flow on Two Livestock Farms in

Ontario: A Simple Model to Evaluate Strategies to lmprove N Utilization. Journal

of Sustainable Agriculture 5, 35-50.

Ryden, J.C.; Ball, P.R. and Garwood, E.A (1984). Nitrate leaching from grassland.

Nature 311, 50-53.


Salazar, F.J.; Dumont, J.C.; Santana, M.A.; Pain, S.F.; Chadwick, D.R. y Owen,E.

(2003). Prospección del manejo y utilización de efluentes de lechería en el Sur

de Chile. Archivos de Medicina Veterinaria, 35: 215-225

Van der Hoek, K.W. (1998). Nitrogen efficiency in global animal production.

Environmental Pollution 102, 127-132.

Van Vuuren, A.M. and Meijs, J.A.C. (1987). Effects of herbage composition and

suplement feeding on the excretion of nitrogen in dung and urine by grazing

dairy cows. In: Van der Meer, H.G.; Unwin, R.J., Van Dijk, T.A. and Ennik, G.C.

(eds.). Utilization of nitrogen from inject~d and surface-spread cattle slurry

applied to grassland. Animal Manure on Grassland and Fodder Crops. Kluwer

Academic Publishers, Dordrecht (The Netherlands). pp.12-24.

Wouters, A.P. and Verboon, M.C. (1993). Handling of Slurry in Relation to the

Environment on Dairy Farms in the Netherlans. In : Toward With Grass lnto

Europe. Hopkins, A. y Younie, D. (Eds.). BGS Ocassional Symposium NI 27. pp.

85-96.


impacto ambiental de sistemas...

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