USO DEL AGUA, MANEJO DE EFLUENTES E
IMPACTO AMBIENTAL
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Coordinación: Herrero, M. Alejandra 1. Problemática ambiental de la intensificación en la producción primaria de
leche. Experiencias de otros países. Castillo, A. R. y Aguirre, G. 1
2. Diagnóstico de la problemática local 2.1 Uso y manejo del Agua
2.1.1 Calidad de agua para diferentes usos. Goransky, R. 5 2.1.2 Cantidad de agua para diferentes usos. González Pereyra, A.V. y Catracchia, C. 9 2.2 Uso, manejo de efluentes y eficiencia de sistemas de tratamiento
2.2.1 Uso y Manejo de efluentes. Herrero, M. A.; Camoletto, J.; Charlón, V. 11 2.2.2 Eficiencia de los sistemas de tratamiento. Herrero, M. A.; Charlón, V.; Korol, S. 13 3. Desafíos para la región
3.1 Balances de nutrientes. Salazar, F.; LaManna, A.; Herrero, M. A. 15 3.2 Reuso de agua. Catracchia, C. y González Pereyra, A. V. 17 3.3 Reuso de Efluentes como fertilizantes. Salazar, F.; Herrero, M. A.; Charlón, V. 18 3.4 Tecnologías adaptadas a escalas de producción para tratamiento de
aguas y efluentes. Korol, S. 20
3.5 Tecnologías de avanzada para el tratamiento de efluentes para tambos de
gran escala. Sharvelle, S. 23
4. Gestión del agua y efluentes a escala de predio. Charlón, V. y Sardi, G.M.I. 25
5. Consideraciones Finales 26
6. Información sobre los autores 27
7. Bibliografía 28
1. Problemática ambiental de la intensificación en la producción
primaria de leche.
Diferentes razones estarían indicando que los cambios observados en los últimos años en los sistemas de producción de leche en el mundo van a continuar. Con excepción de algunos países de la Comunidad Europea, en la mayoría de las regiones productoras de leche, desde los sistemas pastoriles neocelandeses hasta los intensivos-estabulados californianos, se ha producido un constante proceso de concentración. Las características principales de este proceso resultan en un incremento de la escala, mayor superficie y más vacas por unidad de producción, con una mayor producción por vaca.
La intensificación de los sistemas ganaderos incrementa los flujos de energía y nutrientes, exponiéndose a procesos de contaminación. Los residuos generados, fundamentalmente excretas, cuando no son correctamente manejados, resultan los principales responsables de la contaminación ambiental con posibles impactos sobre el aire, suelo y agua. Si bien existen diferencias en términos económicos, sociales y políticos en cada país, los sistemas lecheros de la mayoría de los países del cono sur latinoamericano no han estado exentos de estos cambios y están experimentando, en mayor o menor medida, el proceso de transformación mencionado.
Nuevos factores podrían influenciar los sistemas de producción de leche en el mundo. Dependiendo del contexto político-económico de cada país y del grado de desarrollo alcanzado por la industria lechera, estos factores podrían actuar de diferentes maneras,
acelerando en algunos casos y limitando en otros, el desarrollo lechero de los diferentes países productores de leche actuales y de otros posibles nuevos actores.
En términos de producción primaria, se prevé una continuidad en el proceso de concentración de la producción de leche en el mundo. El solo análisis del constante incremento de los costos fijos, indica una necesidad de escala para poder diluir los mismos y mantener márgenes positivos. En el caso argentino, el avance de la agricultura sobre suelos dedicados a la ganadería y el alto valor de la tierra, entre otras razones, contribuyen a “acorralar” aún más las vacas y a acelerar no solamente la concentración de los sistemas de producción, sino también la intensificación de la producción de leche. Otros factores que podrían afectar la lechería en el mundo son: la crisis energética mundial, la producción de combustibles a partir de granos para consumo humano y animal, la inflación mundial en el precio de insumos básicos para la producción agrícola-ganadera, el incremento del consumo en países como China e India, la mayor demanda mundial de proteínas de alto valor biológico (carne y leche), y la aplicación de fuertes regulaciones ambientales por parte del Estado en los países desarrollados para mitigar los problemas ambientales (calidad de aire, suelo y agua).
Haciendo una analogía con algunos países del cono sur latinoamericano y excluyendo los aspectos políticos en el análisis, se tomará como ejemplo el gran crecimiento de la industria lechera californiana de los últimos años. Su desarrollo se explica por las excelentes condiciones ambientales (clima, suelo y abundante agua), gran disponibilidad de recursos alimenticios de muy buena calidad (silaje de maíz, heno de alfalfa, y subproductos agrícolas como semilla de algodón, granos de destilería, pellets de oleaginosas, etc.), y fácil acceso a los principales mercados consumidores (internos y externos). Unos 20 años atrás, los productores lecheros en California iniciaron un proceso de transformación de la lechería que terminó desplazando a Wisconsin como el primer estado productor de leche de los EEUU. La primer etapa fue pasar del pastoreo a corrales secos o “drylots”, para finalizar en nuestros días con el encierre total en galpones donde las vacas se mueven libremente, también llamados “freestalls”. En general, las similitudes de la lechería de algunos países del cono sur, como Argentina, sur de Brasil, Chile y Uruguay, con la California de hace unos 15-20 años atrás son más que elocuentes.
El desarrollo lechero californiano tuvo resultados positivos en términos económicos y sociales (ocupación de mano de obra), y negativos en relación al impacto ambiental. Hoy, por su alto grado de intensificación, la lechería californiana es sinónimo de contaminación ambiental. La pregunta sería si es posible reparar el daño ambiental ocasionado como así también la factibilidad de evitarlo, y la respuesta es claramente positiva.
El desafío de los productores lecheros californianos
En los últimos años el gobierno de los EEUU elaboró, a través de la Agencia de Protección Ambiental (EPA), diferentes leyes Federales para mitigar el impacto ambiental de los sistemas intensivos de producción de leche. Su aplicación depende de cada Estado, siendo California el primero en poner en práctica las regulaciones para el control de la calidad del agua y el aire, rigiendo su control por dos comités independientes. Además, todos los productores deben aplicar el “Acta de Calidad Ambiental de California”, que incluye normas y prácticas de manejo especificas sobre el cuidado del ambiente en dicho Estado.
Las regulaciones relacionadas con la calidad del aire se comenzaron a implementar en los últimos 4-5 años, su aplicación es diferente para establecimientos lecheros existentes a aquellos nuevos o existentes pero con significativas modificaciones o reformas de estructura o escala. En el 2004, los productores lecheros debieron presentar un “permiso para operar” identificando los posibles sitios, dentro de cada establecimiento, que podrían estar relacionados con emisiones aéreas afectando la calidad del aire (ej. calentamiento global) o directamente la salud humana (ej. enfermedades respiratorias), incluyendo una descripción
de prácticas de manejo conservacionista para mitigar o minimizar dichas emisiones a implementarse en cada establecimiento. En el 2006, todos los establecimientos lecheros con animales totalmente confinados, debieron presentar un nuevo permiso para operar con una descripción más completa de las posibles áreas contaminantes (ej. áreas de contención de estiércol como lagunas y compost de estiércol seco). Los planes para el 2009, incluyen la eliminación de todos los motores de combustión interna (exceptuando tractores), los cuales deben ser remplazados por motores eléctricos. Todos los establecimientos lecheros nuevos o existentes pero con significativas reformas, deben gestionar en cada municipio un permiso para construir, detallando mejoras a implementarse para minimizar la contaminación del aire. En diciembre del 2007, se implementó la ley de calidad de agua, que afecta a todos los productores lecheros de California. La ley contempla un período de 4 años para implementar acciones necesarias (cursos y publicaciones para productores y profesionales), para proteger el agua de California. A partir de diciembre del 2011 la ley contempla la aplicación de fuertes multas para quienes no cumplan con los requisitos de la misma. El primer paso, fue presentar una “evaluación preliminar de instalaciones” mediante un detallado cuestionario (descripción de instalaciones, datos de producción y calidad de leche, superficie, cantidad de animales, rinde de cultivos forrajeros, etc). A partir de esta información, el Directorio de Calidad de Agua, mediante el uso de un programa de computación elaborado para los establecimientos lecheros de California, realizó las primeras estimaciones de balances de nitrógeno en cada establecimiento lechero.
Las dos claves fundamentales de la ley son: (1) la elaboración de un plan de manejo de efluentes y (2) un plan de manejo de nutrientes. En el primer caso, mediante instalaciones adecuadas deben demostrar que, todo el estiércol y agua de desperdicio debe ser contenida en lagunas o zonas de manejo de estiércol especialmente diseñadas para tal fin. El manejo, uso o aplicación al suelo del estiércol y/o agua lagunas se debe realizar a partir del plan de manejo de nutrientes, cuyos costos deben ser asumidos por los productores. En el 2008, los productores iniciaron la colección de datos para el primer balance de nitrógeno con información real de cada establecimiento, que deben ser presentados al Directorio de Calidad de Agua en diciembre de cada año. El objetivo es llegar a diciembre del 2011, con una pérdida de nitrógeno no mayor de 40%. Aquellos establecimientos lecheros que no logren la eficiencia requerida por ley, deben regalar estiércol, vender vacas, comprar más tierra, etc. El gran desafío de los productores lecheros californianos será no solo tratar de sobrevivir en el negocio lechero (bajos precios de la leche, permanente inflación en el precio de insumos básicos, etc.), sino también, cumplir con exigentes leyes ambientales.
Situación en Nueva Zelanda y Australia
Los efluentes de tambo pueden ser un contaminante, es decir, un recurso presente en el lugar incorrecto o un recurso a aprovechar, sujetos a las leyes y motivaciones económicas universales. Tanto en Nueva Zelanda como Australia, por tratarse de países especialmente cuidadosos de su medio ambiente, se puede decir que la problemática de los efluentes de tambos (instalaciones de ordeño, almacenamiento de forrajes y pistas de alimentación y encierro de animales), se encuentra bien tratada. Existen regulaciones a nivel nacional que generalmente plantean amplios lineamientos; y otras a nivel regional, mucho más definidas. Siempre se reconoce el valor que tienen los efluentes y su potencial para producir deterioro medioambiental cuando no son correctamente manejados. Por esto, se entiende que se puede lograr una situación de ganancia para todas las partes involucradas, si es que se compensan los déficit financieros originados en la implementación de prácticas adecuadas. El objetivo principal es la sustentabilidad de la producción lechera y su crecimiento en el largo plazo, para lo cual en Nueva Zelanda se ha realizado un extenso trabajo para evaluar la percepción y voluntad de los productores para lograr el deseado “manejo sustentable”.
En Nueva Zelanda, tradicionalmente, el tratamiento de efluentes se realizó mayoritariamente en sistemas de doble pileta (anaeróbica y aeróbica), o de zanja barrera, con volcado final del efluente debidamente tratado a las vías naturales de desagüe. Se reconoce a la contaminación de las aguas como principal riesgo ambiental de la producción lechera, que puede estar dado por la disposición de efluentes y por el escurrimiento superficial en los campos de pastoreo. Desde 1960, el manejo de estos riesgos se ha focalizado prioritariamente en controlar las fuentes puntuales de generación de efluentes como las instalaciones de ordeño. En 1994, fueron modificadas las regulaciones para tratamiento de efluentes y los productores adoptaron masivamente a los sistemas de distribución en superficie. Las regulaciones regionales se han desarrollados bajo el Resource Management Act (RMA). Las políticas implementadas, incluyendo métodos regulatorios y no regulatorios, instrumentos económicos, métodos de monitoreo de cumplimiento, y aplicación efectiva, difieren entre regiones. Estas diferencias se generan en la diferente percepción de los riesgos ambientales generados por los efluentes y los diferentes criterios profesionales para enfrentarlos. Bajo el RMA, al distribuir en superficie no se exige más la obtención de un consentimiento otorgado por parte de las autoridades regionales ni el pago de un canon, que sí son necesarios en el caso de volcar los efluentes tratados a las vías de desagüe naturales (ríos y arroyos).
El financiamiento para la conversión a sistemas de superficie es insuficiente. Los productores enfrentan mayores costos al adoptar esta práctica que los que utilizan piletas, pero obtienen una ganancia del aprovechamiento de nutrientes y ahorran el costo del consentimiento oficial. Sin embargo, este cambio masivo no ha logrado mejorar el patrón de calidad promedio de las aguas de la región ya que coexisten varios factores como: la intensificación en el uso de la tierra, la relativa importancia del efluente colectado puntualmente respecto al total generado y volcado en superficie por los animales en pastoreo, las tasas de aplicación de efluentes en superficie, las formas de operar los sistemas y el manejo de los sistemas de piletas y zanjas todavía en uso.
El entendimiento de la relación entre los cambios introducidos y los resultados, se impone como necesario antes de volver a alterar las reglas. Hubiera sido útil haber montado sistemas de monitoreo a nivel de microcuenca a medida que los sistemas eran reemplazados para comparar con otras, donde se conservaban los sistemas de piletas. Como experiencia política, se puede ver como al utilizar un instrumento económico (la eliminación del pago del canon) y una campaña de información, se puede lograr un vuelco masivo a un nuevo sistema. También ilustra la importancia de entender las relaciones entre los efectos ambientales buscados, los comportamientos que deben ser atendidos para lograr esos objetivos y sus costos para desarrollar una política.
En Australia, al igual que en Nueva Zelanda, la aproximación al tema se hace en forma regional. Hay diferencias marcadas entre las regiones con riego y las de secano. Se puede observar un mayor énfasis en el concepto de que los efluentes nunca deben dejar la propiedad o el establecimiento donde fueron producidos y se propone su distribución en superficie. Se promueve en forma proactiva que la industria se autorregule a fines de evitar el intervencionismo oficial, promoviendo la responsabilidad ambiental, aumentando el conocimiento público respecto al manejo ambiental dentro de la industria lechera y aportando información a las autoridades responsables del planeamiento sobre la cuantificación y control del manejo de efluentes en el marco de las regulaciones ambientales.
El marco se encuentra en la Environmental Management and Pollution Control Act (EMPCA) de 1994 que prevé mecanismos, como notificaciones de protección ambiental, que pueden exigir la prevención del daño ambiental o su restauración a cualquier sitio de producción lechera a quien se le haya otorgado o no una habilitación. Según la región, puede ser necesaria una habilitación del planeamiento del uso del suelo, se necesita un permiso de
construcción emitido por la autoridad municipal antes del comienzo de la obra y finalmente los operadores de las instalaciones de ordeño deben tener otorgada una licencia (Dairy Industry Act 1994). Los códigos de prácticas incluyen métodos, información y consejos según las etapas de: el planeamiento del sitio, el diseño del sistema, el monitoreo del manejo de efluentes y los métodos de re-utilización de efluentes, el manejo de áreas de uso intensivo, la salud e higiene, de la disposición de leche contaminada y el desarrollo de planes de emergencia, entre otros.
La lechería del cono sur latinoamericano se encuentra en un momento ideal para planificar su desarrollo sin comprometer su propio futuro. Equipos interdisciplinarios (industria, ciencia, producción primaria y políticos) deben reunirse para analizar y definir estrategias y políticas lecheras sustentables de producción y comercialización de mediano y largo plazo. En la actualidad se dispone de suficiente investigación y tecnologías para desarrollar la industria láctea de cualquier país con un mínimo o nulo impacto ambiental.
El objetivo de este trabajo es analizar, en forma general, los resultados de la investigación obtenidos hasta el momento en algunos países del cono sur, en términos de impacto ambiental, referidos principalmente al uso y manejo del agua y efluentes en establecimientos lecheros, como así también, analizar propuestas y proponer acciones para mejorar la situación existente y prevenir posibles daños ambientales, capitalizando la experiencia de otros países.
2. Diagnóstico de la problemática local
2.1 Uso y Manejo del Agua
La producción de leche es una de las actividades ganaderas que mayor cantidad y mejor calidad de agua demanda. Su relevancia está relacionada con tres aspectos fundamentales: el agua como factor en la salud y nutrición del animal, como elemento para la higiene de las instalaciones del tambo y como factor en la salud de la población rural involucrada. Para asegurar la sanidad animal, es fundamental considerar por un lado a los elementos presentes en el agua en su rol de minerales y por otro, prestar especial atención a aquellos que se presentan ante condiciones de contaminación, como por ejemplo son los nitratos. Otro aspecto es la calidad del agua para el lavado, tanto de la máquina de ordeño como de los utensilios, donde en general se considera que el agua debería tener aptitud para bebida humana. La dureza y la contaminación microbiológica del agua son factores importantes a considerar para la producción de leche de buena calidad. La contaminación microbiológica puede tener incidencia, tanto en la calidad de la leche como en la permanencia de focos de contaminación en partes de la máquina de ordeño. En general, en las cuencas lecheras de la región, la fuente de provisión de agua es la subterránea y en muchas de ellas existen problemas de contaminación asociados a deficiencias en la construcción y manejo de las perforaciones, fuentes de contaminación cercanas a los pozos (corrales y lagunas) y desconocimiento acerca de cómo manejar el agua y los efluentes que se producen.
2.1.1 Calidad de agua para diferentes usos.
Se realizó el análisis de información disponible sobre la calidad del agua usada en instalaciones de ordeño y la del agua destinada a bebida animal de las principales cuencas lecheras. Se observa la existencia de una problemática que alcanza a diversos parámetros de calidad en las cuencas lecheras Abasto Norte, Abasto Sur y Oeste, en la Provincia de Buenos Aires, y en la Cuenca Lechera Central (Provincias de Santa Fe y Córdoba). Para este trabajo se realizó, por una parte, la contrastación de datos con estándares de calidad
de agua para consumo humano de Argentina2 (CAA, 2007), EE.UU. (USEPA, 2008) y la
Unión Europea (EU Directive 98/83/CE) y con niveles guía para el mismo fin de Canadá (Health Canadian Guidelines, 2008) y la Organización Mundial de la Salud (WHO, 2006), y, por otra, se contrastaron los criterios de calidad de agua para bebida animal de Argentina (SSRH, 2005), Canadá (CCME, 1999), Ontario/Canadá (Ontario Ministry of Agriculture, 2007), Australia y Nueva Zelandia (A&NZ, 2007) y la Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (FAO, 2002).
Calidad de agua en instalaciones de ordeño
Se consideraron datos de muestreos realizados en el período 2001-2002 (Herrero et al., 2002) para el agua utilizada en instalaciones de ordeño ubicadas en la Cuenca Abasto Sur (Zona Sur, partidos de Brandsen, Cañuelas, Magdalena y Navarro, y Zona Norte, partidos de Castelli, Chascomús y General Belgrano), y datos obtenidos en 1999 (Charlón et al., 2001) en el agua usada en instalaciones de ordeño situadas en los departamentos Las Colonias, Castellanos y San Cristóbal (Santa Fe) y San Justo (Córdoba). Estos datos, que se contrastaron con los valores de referencia para agua de consumo humano antes mencionados, permiten advertir situaciones de excedencia para los parámetros de calidad expuestos en la Tabla N° 1.
Si bien las concentraciones de sólidos disueltos totales en la Cuenca Abasto Sur-Zona Norte observan el estándar de Argentina (1500 mg/l), el rango incluye valores que exceden la concentración máxima que coincidentemente especifican Canadá y EE.UU. (500 mg/l) y el valor recomendado por la OMS como máximo (1000 mg/l). El rango para la Cuenca Abasto Sur-Zona Sur incluye valores que llegan a superar marcadamente todos los estándares y niveles guía antedichos, pudiendo afectar la durabilidad de las instalaciones. Las concentraciones de sólidos disueltos totales en la Cuenca Central exceden en su conjunto las máximas indicadas por Canadá y EE.UU., incluyendo valores que superan el máximo recomendado por la OMS y aun el menos restrictivo estándar de Argentina. Los resultados para dureza total en las tres cuencas comprenden valores que exceden marcadamente el máximo especificado por el estándar de Argentina (400 mg CaCO3/l).
Si bien el valor medio para cloruros en la Cuenca Abasto Sur-Zona Norte observa el estándar de Argentina (350 mg/l) y también la concentración máxima especificada coincidentemente por los niveles guía de Canadá y de la OMS y los estándares de EE.UU. y de la Unión Europea (250 mg/l), el rango incluye valores que superan todos los estándares y criterios antedichos. Esta excedencia se acentúa en la Cuenca Abasto Sur-Zona Sur y en la Cuenca Central. Para el caso de los sulfatos, no obstante observar el valor medio en la Cuenca Abasto Sur-Zona Norte la concentración máxima fijada por Argentina (400 mg/l), la especificada por Canadá (500 mg/l) y la establecida coincidentemente por EE.UU., la OMS y la Unión Europea (250 mg/l), el rango exhibe valores que superan todos los límites antedichos. El valor medio para la Cuenca Abasto Sur-Zona Sur observa los límites de Argentina y Canadá pero excede el límite referencial más restrictivo, incluyendo el rango valores que sólo observan el límite especificado por Canadá. La Cuenca Central también comprende situaciones de excedencia de todos los valores de referencia para sulfatos. La ocurrencia de nitratos en las tres cuencas incluye situaciones que exceden marcadamente los valores de referencia (Argentina, Canadá y EE.UU. especifican 45 mg/l como concentración máxima; los límites de la OMS y la Unión Europea coinciden en 50 mg/l), observándose la problemática de contaminación antropogénica en todas las regiones. Datos de nitratos generados en el período 2002-2005 (Herrero et al., 2008) para las provincias de Córdoba, Santa Fe y Buenos Aires, con ocurrencias respectivamente
2 Se consideraron estándares y niveles guía para agua potable por ser tal condición un requisito para la utilización de aguas para la higiene de máquina de ordeñar en diversos países.
ubicadas en los rangos 1 - 498 mg/l, 2 - 510 mg/l y 3 - 480 mg/l, comprenden situaciones que exceden los valores de referencia ya mencionados para este parámetro.
Tabla N° 1: Parámetros de calidad con situaciones de excedencia para instalaciones
Cuenca Lechera
Abasto Sur-Zona Norte Abasto Sur-Zona Sur Central
Parámetro
Rango
Min. – Máx. Medio Valor Min. – Máx. Rango Medio Valor Min. – Máx. Rango Medio Valor Sólidos disueltos totales (mg/l) 340,7-1312,5 637,95 711,9 - 13963,5 2182,23 564 -13413 3648 Dureza total (mg CaCO3/l) 53,4 - 534 172,99 124,6 - 2492 480,6 35 - 2150 428 Cloruros (mg/l) 5 - 440 69,74 5 - 10000 953,19 12 - 3626 702 Sulfatos (mg/l) 3,57 - 800 231,9 192 - 459 269,93 10 - 5000 961 Nitratos (mg/l) 10 - 88 36,53 5 - 137 49,03 7 - 1350 293 Arsénico (mg/l) ND - 0,1 0,03 * ND - 0,5 0,06* SD SD Bacterias coliformes
totales (UFC/100 ml) 57,62 % de resultados en pozos y 73,58 % de resultados en tanques indicaron falta de aptitud bacteriológica < 3-1800 104*
Escherichia coli 25,42 % de resultados en pozos y 28,3 % de resultados en
tanques indicaron falta de aptitud bacteriológica SD SD
Notas: ND: No detectado - SD: Sin dato - *: calculado sobre valores cuantificados
La ocurrencia de arsénico en ambas zonas de la Cuenca Abasto Sur incluye valores que superan la concentración máxima especificada coincidentemente por Argentina, Canadá, EE.UU., la OMS y la Unión Europea (0,01 mg/l). Datos de arsénico del 2002-2005 (Herrero et al., 2008), correspondientes a Córdoba, Santa Fe y Buenos Aires, se ubican en todas las zonas mencionadas en el mismo rango (No detectado-1 mg/l), incluyendo situaciones que exceden los valores de referencia referidos.
Los conteos de bacterias coliformes totales correspondientes a la Cuenca Abasto Sur y a la Cuenca Central incluyen situaciones que exceden el estándar de Argentina (≤ 3 UFC/100ml) y lo especificado coincidentemente por el nivel guía de Canadá y el estándar de la Unión Europea (0/100 ml). La contrastación con el criterio de EE.UU., basado en la limitación del número de resultados positivos en sistemas de tratamiento de agua (no más del 5 % de las muestras tomadas en 1 mes; en sistemas con menos de 40 determinaciones mensuales no debe verificarse más que 1 muestra positiva por mes) requeriría conocer el historial de cada sitio. Los conteos de Escherichia coli indican para ambas zonas de la Cuenca Abasto Sur situaciones de excedencia de las restricciones de Argentina, Canadá, la OMS y la Unión Europea (expresada como ausencia en 100 ml o 0/100 ml). La contrastación con el criterio de EE.UU. (toda muestra positiva para bacterias coliformes totales debe ser analizada para bacterias coliformes fecales o E. coli; si se verifican dos muestras consecutivas positivas para bacterias coliformes totales y una de ellas es además positiva para bacterias coliformes fecales o E. coli se considera que hay una violación aguda del límite establecido para bacterias coliformes totales) también requeriría conocer el historial de cada sitio.
Calidad del agua destinada a bebida animal
La contrastación de datos generados en el período 1996-1998 (Herrero et al., 2000) para el agua destinada a bebida animal en las cuencas lecheras Abasto Norte, Abasto Sur y Oeste (zonas Centro y Oeste), con los valores de referencia para agua de bebida animal previamente mencionados permite advertir situaciones de excedencia para los parámetros de calidad, que se exponen en la Tabla N° 2.
Si bien los valores medios de pH se sitúan dentro del rango especificado por Ontario/Canadá (6,5-8,5), los rangos de ocurrencia incluyen valores algo alejados del criterio
antedicho. Los valores medios de sólidos disueltos totales para las cuencas Abasto Norte, Abasto Sur y Oeste Centro resultan aceptables de acuerdo a los criterios de calidad establecidos por Canadá (Máximo: 3000 mg/l), Ontario/Canadá (1000 - 2999 mg/l: rango no problemático en general), Australia y Nueva Zelandia (hasta 2500 mg/l: sin efectos adversos) y FAO (<1000 mg/l: excelente; 1000-3000 mg/l: rango muy satisfactorio), ubicándose el de la Cuenca Oeste (Oeste) en una zona no óptima u objetable para estos criterios. Los rangos para las cuatro cuencas lecheras incluyen valores objetables de sólidos disueltos totales, particularmente en la zona Oeste de la Cuenca Oeste.
Tabla N° 2: Parámetros de calidad con situaciones de excedencia para bebida animal
Cuenca Lechera
Abasto Norte Abasto Sur Oeste (Centro) Oeste (Oeste)
Parámetro
Rango Valor
Medio Rango Medio Valor Rango Medio Valor Rango Medio Valor pH 6,15 -9,8 7,42 6,2- 9,2 7,4 6,47-8,99 7,44 6,68-9,67 7,81 Sólidos disueltos totales [mg/l] 45- 4074 667 51-6960 2099 60-15225 2099 58-10476 3274 Sulfatos [mg/l] 6 -1600 306 7- 4065 407 9 - 4308 494 12 - 4133 350 Nitratos [mg/l] 0,7- 500 52 0,9 - 500 38 0,3 - 750 74,15 5,4 - 800 140,1 Arsénico [mg/l] ND-1 0,072* ND-0,5 0,09* ND-1 0,14* ND-1 0,1* ND: No detectado (<0,001 mg/l) - *: Calculado sobre valores cuantificados
Los valores medios de sulfatos observan los criterios de calidad de Canadá, Ontario/Canadá y Australia y Nueva Zelanda, que coincidentemente establecen 1000 mg/l como concentración máxima. No obstante, los rangos de concentraciones registradas en las cuatro cuencas lecheras incluyen valores que exceden tal límite. Estos rangos elevados podrían estar afectando los niveles de producción lechera.
La ocurrencia de nitratos indica que en todas las cuencas existen situaciones de excedencia de los criterios más restrictivos, especificados por Ontario/Canadá (concentraciones hasta 44 mg/l son seguras para ganado lechero; el rango 45-132 mg/l es seguro con dietas bajas en nitratos; el rango 133-220 mg/l es potencialmente dañino a largo término; el rango 221-660 mg/l es riesgoso y potencialmente mortal; concentraciones >660 mg/l son inseguras), aun del menos restrictivo, correspondiente a Australia y Nueva Zelandia (Máx: 400 mg/l). Los valores medios de arsénico superan los criterios de calidad de Argentina, Canadá, Canadá/Ontario y FAO, que, respectivamente, establecen concentraciones máximas para arsénico iguales a 0,067 mg/l, 0,025 mg/l, 0,05 mg/l y 0,025 mg/l; solamente observan el criterio de calidad de Australia y Nueva Zelanda, que especifica 0,5 mg/l como concentración máxima. Los rangos de concentraciones en las cuencas lecheras Abasto Norte y Oeste incluyen valores que exceden todos los criterios mencionados; la Cuenca Abasto Sur no manifiesta esta excedencia sólo para el criterio de Australia y Nueva Zelanda.
Aunque con carácter preliminar en razón de su limitada cantidad, se realizó la contrastación de datos generados en el período 1998-2000 (Galindo et. Al, 2004) para determinados elementos traza en agua de bebida animal en Chascomús, Monte y Lobos (Cuenca Abasto Sur) con los correspondientes valores de referencia, verificándose situaciones de excedencia para los parámetros exhibidos en la Tabla N° 3.
Las concentraciones de vanadio (Chascomús y Lobos) incluyen valores que superan notoriamente el criterio de calidad especificado coincidentemente por Canadá, Ontario/Canadá y FAO (concentración máxima: 100 µg/l); dicho criterio es absolutamente superado por los datos correspondientes a Monte. Las concentraciones de cromo en Monte incluyen valores que superan los criterios de Argentina y FAO, que, respectivamente,
especifican las siguientes concentraciones máximas: 20 µg/l y 50 µg/l, observando todos los datos los criterios de Ontario/Canadá (concentración máxima: 100 µg/l) y de Australia y Nueva Zelanda (concentración máxima: 1000 µg/l).
Tabla N° 3: Elementos traza con situaciones de excedencia.
Cuenca Abasto Sur
Chascomús Monte Lobos
Parámetro
Rango Mediana Rango Mediana Rango Mediana
Vanadio [µg/l] 55,03-671,49 195,41 138,94- 498,83 327,88 61,36- 276,05 171,15 Cromo [µg/l] 0,01- 10,79 2,72 1,95-57 8,88 5,64- 16,16 13,48 Hierro [µg/l] 5- 319,91 32,41 19,93- 499,57 170,86 5- 28,7 14,73 Manganeso [µg/l] 0,62-1999,15 26,23 1,92-133,17 9,27 1,05- 61,88 3,36 Cobre [µg/l] 1,88- 66,72 8, 31 12,77- 90,25 30 7,44-20 9,97 Molibdeno [µg/l] 1,55- 106,87 13,93 10,2- 359,24 29,36 1,95- 28,34 12,54 Selenio [µg/l] 40,9- 126,72 91,68 119,82- 762,44 309,5 116,53- 242,35 170,1 Las concentraciones de hierro en Chascomús y Monte incluyen valores que superan el criterio de calidad de Ontario/Canadá (concentración máxima: 300 µg/l). Las de manganeso en las tres áreas incluyen valores que superan el criterio de calidad especificado por Ontario/Canadá (concentración máxima: 50 µg/l). Para el caso del cobre correspondientes a Chascomús y Monte incluyen valores que superan el criterio de Argentina (concentración máxima: 30 µg/l) pero que observan los criterios coincidentes de Canadá, Ontario/Canadá, Australia y Nueva Zelanda y FAO (concentración máxima: 1000 µg/l). Si bien todas las concentraciones de molibdeno correspondientes a Monte observan los criterios coincidentes de Canadá, Ontario/Canadá y FAO (concentración máxima: 500 µg/l) algunos valores exceden el de Australia y Nueva Zelanda (concentración máxima: 150 µg/l). Casi todas las concentraciones de selenio en Chascomús y todas las de Monte y Lobos superan los criterios coincidentes de Canadá, Canadá/Ontario y FAO (concentración máxima: 50 µg/l) y el de Australia y Nueva Zelanda (concentración máxima: 20 µg/l).
Charlón et al. (2001) precisaron que, en un 81 % de los tambos de la Cuenca Lechera Central, el agua usada en instalaciones de ordeño también era destinada a bebida animal, lo cual permitiría inferir para dicho uso situaciones de excedencia de los criterios de calidad de referencia para sólidos disueltos totales, sulfatos, nitratos y bacterias coliformes totales.
Diagnóstico preliminar sobre la calidad del agua utilizada
El agua usada en las instalaciones de ordeño en las cuencas lecheras consideradas incluye diversas situaciones de excedencia de estándares y niveles guía de calidad de referencia para sólidos disueltos totales, dureza total, cloruros, sulfatos, nitratos, arsénico y para parámetros bacteriológicos. El agua de bebida animal excede los criterios de calidad considerados, tanto para parámetros generales como para algunos elementos traza, pudiendo afectar la productividad. Las conclusiones precedentes señalan la necesidad de un conocimiento amplio de la calidad de las fuentes de agua actualmente utilizadas en la producción lechera primaria y de las potencialmente disponibles para ella, a efectos de determinar consistentemente su condición y definir su aptitud para uso directo o la necesidad de un tratamiento previo. Es fundamental promover la caracterización sistemática de las fuentes de agua en todas las cuencas lecheras.
2.1.2 Cantidad de agua para diferentes usos.
El agua es un elemento fundamental a la hora de pensar en el ordeño. Las explotaciones lecheras utilizan diariamente grandes cantidades de agua, que sumado al incremento en el tamaño de los rodeos ocurrido en la última década, hace que se requiera grandes volúmenes de agua necesarios para el lavado de equipamientos e instalaciones de mayor
tamaño, para el refrescado de mayores volúmenes de leche y enjuague, lavado y desinfección de pezones en un mayor número de vacas. Esto resulta fundamental en regiones donde resulta difícil obtener grandes volúmenes de agua subterránea de calidad. Por otra parte, la cantidad de efluentes generados estará directamente relacionada con la utilización del agua en el tambo.
El uso del agua en el tambo está relacionado con el refrescado de la leche, el lavado de pisos y corrales, el lavado de equipo de ordeño y tanque de enfriamiento y la preparación de la ubre.
Agua para refrescado de la leche: Es la operación del tambo que más agua requiere. La
mayoría de los tambos utilizan intercambiadores de placa para el enfriamiento de la leche. La cantidad de agua que se utiliza para el refrescado de la leche está relacionada en forma directa con el volumen de litros a refrescar. Diversos autores mencionan que se utilizan entre 2,5 a 3 L de agua/L de leche (Willers et al.,1999; Charlon & Taverna,1999). Nosetti et al, 2002a encontraron valores promedio de 7,31 L de agua/L de leche representando el 82,91% del total de agua utilizada en el tambo. Mediciones más recientes3 concuerdan con
estos valores encontrándose un promedio de 6,3 L de agua/L de leche (72.3% del total). Las diferencias entre mediciones se relacionan fundamentalmente con la duración del ordeño, la velocidad de ordeño y la producción. Esto es debido a que la bomba de leche generalmente funciona intermitentemente mientras que la bomba de agua funciona de manera continua. Es importante considerar que el agua utilizada para el refrescado de la leche es la que ofrece las mayores alternativas de reuso ya que conserva su calidad inicial.
Lavado de pisos y corrales: A partir de esta actividad se genera la mayor cantidad de agua
que deriva en los efluentes. El lavado de pisos y corrales demanda gran cantidad de agua. Según Nosetti et al, 2002a, el consumo de agua para el lavado de sala varío entre 11,4 y 19,78 L/m2, representando un promedio de 5.59 L de agua/VO, valores que coinciden con lo hallado por Aguirre (1999). A su vez Nosetti et al., 2002a no encontraron diferencias significativas en el tiempo y caudales utilizados para el lavado de sala de ordeño con relación al estado de suciedad de las mismas. Datos provistos por los mismo investigadores asignan valores de 16,49 a 19,2 L de agua promedio/VO para el lavado de corrales. Charlon & Taverna (2001) mencionan valores de entre 7 a 14 L/VO, asignándole a la actividad de la limpieza de corrales y sala de ordeño entre un 50-60% de importancia relativa.
Lavado del equipo de ordeño y tanque de enfriamiento: Los volúmenes de agua
utilizados para el lavado de la maquina de ordeño están relacionados al tamaño de la máquina de ordeñar y la rutina de higiene establecida en cada establecimiento. Generalmente la cantidad de agua a utilizar está determinada por el fabricante.
Preparación de ubre: Los consumos promedio de agua para la preparación de ubre son de
0,5 L/VO/ordeño en aquellos tambos que poseen lavatetas con dispositivo de corte, siendo de 1,4 litros en aquellos establecimientos que no poseen dichos dispositivos. Estos valores coinciden con los mencionados por Cabona, 1995, Aguirre (1999 y Willers et al. 1999. En mediciones recientes realizadas3 en 8 tambos con un promedio de 426 VO (100 a 1200
VO) se observaron consumos totales de agua por día de 55.000 L (15.000 a 123.000 L) y de 147 (66 a 234) L agua/VO/día, correspondiendo, en promedio, el 72% al refrescado de la leche, el 21% al lavado de pisos de sala y corrales, el 4% a la preparación de ubre y el 3% al lavado de máquina y tanque de enfriamiento. Como puede observarse existen grandes variaciones entre tambos dado los rangos importantes en los consumos registrados. Es fundamental cuantificar cada situación individualmente y propiciar el reuso del agua de refrescado para disminuir el consumo total.
2.2 Uso, manejo de efluentes y eficiencia de sistemas de
tratamiento.
2.2.1 Uso y Manejo de efluentes.
En las instalaciones de ordeño se generan distintos tipos de residuos o desechos, los cuales presentan diferentes características. Los términos residuos y desechos se ajustan mejor para describir estos elementos puesto que no todo lo generado en las instalaciones de ordeño se encuadra dentro de la estricta definición de efluentes. El significado del término efluente es “corriente de salida” y se aplica tanto para antes o después de su tratamiento (Taverna et al. 2004). En el presente informe se utilizará el término genérico “efluente” para definir a las aguas servidas con desechos sólidos (materia fecal, restos de alimentos y barro) y líquidos (agua, orina, restos de leche y soluciones de limpieza del equipo de ordeño y tanque de refrigeración) que son emitidos como consecuencia de la actividad de ordeño. Los efluentes contienen una importante cantidad de agua que proviene de las diversas actividades de las operaciones de ordeño. Su uso racional redundará en la reducción del volumen de efluentes generados, pero incrementará la cantidad de materia orgánica que se derive al sistema de tratamiento (Nosetti et al, 2002a). Hasta el presente existe poca información local sobre el impacto ambiental de efluentes ganaderos, sobre la caracterización completa de la calidad de los mismos y además, no se cuenta con guías o normas específicas para su manejo. Sin embargo, existen normativas en otros países, que pueden ser utilizadas como orientación para su manejo y para la construcción de los sistemas de tratamiento. Hasta el momento en la Argentina, su eliminación, en general, consiste en conducirlos a lagunas de estabilización, con posterior vertido a algún curso de agua en forma directa o indirecta. El vertido a cursos de agua puede incrementar la presencia de determinados contaminantes como por ejemplo: fósforo, nitratos, patógenos y drogas de uso veterinario (Nosetti et al., 2002b).
A partir de información disponible se consolidó, para este informe, una base de datos de 329 tambos distribuidos en diferentes cuencas lecheras de la Argentina (Buenos Aires: Abasto Norte: 30, Abasto Sur: 75, Oeste: 27; Entre Ríos: 18 y de la Cuenca Central (Santa Fe y
Córdoba): 179) y se realizó la caracterización y evaluación de la eficiencia de tratamiento de
sistemas utilizados por los productores. Se unificó información correspondiente al destino de efluentes crudos y de efluentes tratados.
Con respecto al manejo de los efluentes generados en la instalación de ordeño se pudo observar que la forma en que estos efluentes son eliminados, tanto efluentes crudos como tratados, es variable. Los resultados se observan en la Figura N° 1.
Figura Nº 1: Destino de efluentes crudos y tratados en tambos de la Argentina (n=329)
En los efluentes crudos el mayor porcentaje (69%) corresponde a aquellos tambos que eliminan los desechos a algún tipo de laguna construida para este fin, si bien se observa
cierta variación según cuencas (Figura Nº 2). En general, estas lagunas no poseen una caracterización única, habitualmente adquieren una forma rectangular, con dimensiones promedio de 100 m x 20 m y profundidad variable, entre 1m y 4 m. El menor % de tambos que poseen lagunas de tratamiento corresponde a las cuencas de Abasto Sur y de Entre Ríos.
Existe un 10 % de los tambos que vierte sus efluentes sin previo tratamiento a algún curso de agua, como pueden ser arroyos o lagunas naturales cercanas. Esta situación se da principalmente en aquellos establecimientos situados en las cuencas referidas (Abasto Norte y Entre Ríos) (Figura Nº 2). Es importante considerar que esta última situación es la que mayor impacto produce en los ecosistemas acuáticos, dado que el efluente llega sin ningún tratamiento a los cursos de agua. Esta práctica estaría limitada por normativas que impiden el vertido de efluentes sin tratamiento(Resoluciones 36/06 (Bs. As.) y 1089/82 (Santa Fe)).
Figura Nº 2: Porcentaje de tambos que poseen lagunas de tratamiento (2 a) y tambos que
vierten efluentes crudos a cuerpos de agua (2 b) según cuencas lecheras (n=329). El 9% elimina los desechos en algún potrero del establecimiento como destino final, el 7% lo deriva a cunetas y un escaso 5% lo utiliza como efluente crudo para fertilizar distintos recursos forrajeros. Las proporciones por cuenca pueden observarse en la Figura Nº 3. La situación descripta difiere a la que se realiza en Holanda, Estados Unidos y otros países, donde la existencia de normativas específicas para el volcado de efluentes a cursos de agua limita seriamente estas prácticas (Willers et al., 1999).
Figura Nº 3: Porcentaje de tambos vierten efluentes crudos a potreros bajos (3 a) y que los
utilizan como fertilizantes (3 b) según cuencas lecheras (n=329)
Independientemente del destino de los efluentes crudos, se evaluó el % de tambos que realizan tratamiento primario, consistente en la separación de sólidos. Resulta preocupante que solo el 7,30% del total de los tambos evaluados implementen esta práctica (desde 0% al 20% según cuencas), a pesar de las ventajas que aporta por mejorar y facilitar el tratamiento de los líquidos, disminuir la sedimentación en las lagunas y por ende alargar el período de
vaciado y limpieza de las mismas y obtener un producto (“purín”) que puede ser utilizado como fertilizante.
Cuando se analizó el destino de los efluentes tratados se obtuvo una distribución diferente al caso de los efluentes crudos (Figura N° 1), observándose que se incrementa a un 25% los que vierten a cuerpos de agua, un 17% los reutiliza como fertilizantes y un 29% lo deriva a potreros bajos. Cuando estos datos son analizados por cuenca se observa (Figura N°4) que el mayor % de vertido a cuerpos de agua se realiza también en las cuencas de Abasto Sur y de Entre Ríos, siendo esta última la zona en la cual se realiza el mayor uso como fertilizante.
Figura Nº 4: Porcentaje de tambos vierten efluentes tratados a cuerpos de agua (4 a) y que
los reutilizan como fertilizantes (4 b) según cuencas lecheras (n=329)
2.2.2 Eficiencia de los sistemas de tratamiento.
Para evaluar el funcionamiento de los sistemas de efluentes y caracterizar la calidad, tanto de los vertidos a cuerpos de agua como del potencial para ser re-utilizado como fertilizantes, se recurrió a resultados previos de los autores de este informe. Para tambos de Buenos Aires se dispone del análisis de 26 lagunas de tratamiento. El muestreo se realizó al ingreso y salida de los sistemas de efluentes para conocer, además de la calidad final, la eficiencia del tratamiento (Tabla Nº 4). Fueron analizados: Contenido de nitrógeno orgánico total por Kjeldahl, fósforo total, se determinaron la demanda bioquímica y química de oxígeno (DBO y DQO) y, desde el punto de vista bacteriológico, a través de la determinación de bacterias aerobias mesófilas viables mediante el método de recuento en placa (ufc/ml) y coliformes termotolerantes /100 ml. Los valores de DBO y DQO fueron utilizados como indicadores de riesgo ambiental para evaluar la incidencia del vertido de efluentes a cursos de agua superficiales. Para el caso de Santa Fe (Tabla Nº 5) se dispone de análisis de salida de los sistemas de tratamiento de 48 lagunas (NKj, P total, DQO y DBO).
En las lagunas evaluadas (Tablas Nº 4 y 5) se observan valores de Nkj muy diferentes, encontrándose los más elevados en correspondencia a estercoleras o fosas sépticas al inicio de las lagunas (467 mg/L). En el caso de Santa Fe se encuentra un rango mayor. A pesar de la variación encontrada, estos valores coinciden con los evaluados por Willers et al. (1999), para tambos de Holanda y USA y por la bibliografía nacional (Charlón, 1999 y Aguirre, 1999). Los porcentajes de reducción de nitrógeno en las lagunas se hallan entre 7,9% y 93%, siendo estos valores compatibles con bibliografía. En el caso de los valores hallados de fósforo total ocurre una situación similar al nitrógeno, con variaciones según los sistemas de lagunas encontradas. Los resultados de fósforo coinciden con los valores expresados por Willers et al. (1999) pero son menores a la bibliografía nacional. Los valores hallados de N total y P total en los puntos finales de muestreo exceden los límites permitidos para vertidos industriales a cursos de agua (límite permisible menor de 10 mg/L para ambos parámetros) de acuerdo a lo establecido por Buenos Aires, 1998 (Resolución Nº36/06
Ministerio de Obras y Servicios Públicos). En el caso de la legislación existente en Provincia de Santa Fe, se considera el pH, sustancias solubles, DBO, DQO, sulfuros, sólidos sedimentables en 10 minutos, sólidos suspendidos en suspensión total (Resolución 1089/82 - DiPOS - Reglamento para el Control del Vertimiento de Líquidos Residuales).
Tabla N° 4: Caracterización de la calidad y eficiencia de tratamiento de 26 lagunas de estabilización de efluentes de tambos en Buenos Aires, Argentina.
Promedio remoción % de estándar Desvío Máximo Mínimo
Inicio 5216 6900 27000 887 Demanda química de oxígeno DQO (mg/L) Final 1593 46,55 1437 5630 155 Inicio 943 994 3800 6 Demanda bioquímica de oxígeno DBO (mg/L) Final 297 33,37 354 1420 8 Inicio 2 x 107 3 x 107 8 x 107 1 x 105 Bacterias aerobias
mesófilas (ufc/mL) Final 5 x 106 24,35 1 x 107 6 x 107 1 x 104
Inicio 1,9 x 105 8 x 105 4 x 106 3,6 x 101 Coliformes termotolerantes (100 mL) Final 5,3 x 104 27,11 2 x 105 1 x 106 < 3 Inicio 242,06 164,47 520 400 Nitrógeno (NKj) (mg/L) Final 167,83 43,4 131,47 42 25 Inicio 26,81 23,88 98 85,2 Fósforo total (mg/L) Final 26,20 0,39 20,71 4,95 4,08
Tabla N° 5: Caracterización de la calidad del vertido final de 48 sistemas de tratamiento de tambos en Santa Fe, Argentina.
Promedio
Desvío
estándar Máx. Min.
DQO (mg/L) Final 4187 4525 30822 481
DBO (mg/L) Final 875 1425 9400 100
Sólidos totales (mg/L) Final 12185 8694 487960 2626
Nitrógeno (NKj) (mg/L) Final 411,00 365,13 2422,00 52,00
Fósforo total (mg/L) Final 85,38 53,60 265,50 30,50
En el caso de la DBO y DQO ocurre una situación similar a la de N y P, es decir se encuentran datos muy variables según tambo. Por otra parte, si bien esta reducción es significativa representando un porcentaje promedio de 46% con un rango de disminución de 6 a 96.52% sobre el valor de DQO inicial y de un 33 % con un rango de variación entre 9 a 98% para la DBO iniciales, los amplios rangos encontrados se presentan por las características diferentes de las lagunas evaluadas en relación con sus dimensiones, diseño y mantenimiento. La DQO y DBO permiten evaluar cual es el riesgo de contaminación de cursos de agua superficiales por el vertido directo de estos efluentes. En los tambos analizados los resultados finales de todas las lagunas no responden a las reglamentaciones vigentes en la provincia de Buenos Aires para el vertido de efluentes industriales a cuerpos de agua superficial, recomendándose algún tipo de tratamiento posterior (DBO= 50 mg/L y DQO=250mg/L) (Resolución 36/06), y menos para aquellos determinados por el Plan de Gestión Ambiental de la cuenca del Río Matanza-Riachuelo de Buenos Aires, que define un valor límite de DBO de 20 mg/L para la protección de la vida acuática y en Santa Fe: DBO= 50 mg/L y DQO=75mg/L, (Resolución 1089/82). Esta evaluación adquiere importancia especialmente en aquellas cuencas, como la de Abasto Sur y de Entre Ríos en las cuales la
abundancia de cursos de agua superficial lleva a que un alto porcentaje de los tambos eliminen los líquidos de las lagunas a los arroyos de la región. La relación DQO/DBO permite demostrar el contenido de materia orgánica biodegradable presente en los efluentes. Valores superiores a 2, indican la presencia de materia orgánica persistente proveniente del elevado contenido de fibras de compuestos celulósicos sin digerir (lignina y hemicelulosa principalmente. Los valores hallados muestran la falta de eficiencia de una laguna única para entregar un efluente apto para vertido, ni para la degradación de toda la materia orgánica presente, dado que en solo 1 caso (n=74) la relación DQO/DBO fue menor a 2. La caracterización microbiológica de los efluentes crudos (antes del tratamiento) muestra que los valores hallados de bacterias mesófilas aerobias y de coliformes termotolerantes son comparables a los encontrados en efluentes de origen cloacal. A pesar de la disminución en el número de coliformes termotolerantes hallados en los efluentes de salida, estos valores exceden el límite permisible para vertidos industriales a cuerpo de agua superficial.
3.
Desafíos para la región
3.1 Balances de nutrientes
Se entiende por balance de nutrientes a la diferencia aritmética entre las entradas y salidas de un nutriente a un sistema determinado (tambo, potrero, cuenca, etc.). Los más comunes son los balances de suelo y puerta (llamado también predial), donde el primero otorga una visión sobre la acumulación o sobreexplotación del recurso suelo, otorgando con ello antecedentes sobre potenciales de pérdida o enriquecimiento del mismo, mientras que el segundo, entrega información sobre el manejo del área y la eficiencia de conversión en producto de los nutrientes utilizados (eficiencia de utilización de un nutriente), y que por su facilidad de cálculo es el más usado en la determinación de políticas y reglamentos ambientales (Jarvis y Oenema, 2000). Por lo tanto, en un primer avance de este tema, a nivel regional se propone trabajar con la metodología del balance de puerta. Los balances de nutrientes son buenos indicadores del impacto de la producción ganadera en el flujo de nutrientes, tanto a nivel predial como de cuenca hidrográfica, pudiendo relacionarse con el potencial de contaminación para un área determinada (Jarvis, 1993; Gerber et al., 2005). Uno de los aspectos que más fuertemente afecta un balance es el ingreso del nutriente en fertilizantes y alimentos que se haga al sistema productivo, donde también, dependiendo de las características de los sistemas productivos la entrada o salida de nutrientes por el uso de residuos orgánicos (ej. purines) puede ser relevante. En algunos países la metodología utilizada considera también los ingresos de N vía precipitaciones y fijación biológica de N por leguminosas (FBN), siendo esta última un aporte importante en sistemas pastoriles4. En
sistemas ganaderos intensivos, la aplicación de fertilizante nitrogenado determina la acumulación de este elemento (balance positivo), mientras que en sistemas extractivos o muy extensivos, sin incorporación de fertilizantes, arrojarán balances negativos, cuando no se considera la FBN. Algo similar ocurre en el caso del P, aunque en este caso, incluso con aplicaciones de fertilizantes muy bajas se logra la acumulación de este nutriente en los sistemas ganaderos debido a su ingreso en alimentos traídos desde fuera del tambo o concentrados y a su escasa movilidad y, por ende, baja salida del tambo en el producto final (e.g. leche o carne).
Los sistemas de producción animal generalmente tienen baja eficiencia en el uso de nutrientes (nutrientes consumidos comparado con lo que es retenido por el animal en leche
4 Cuando se incorpora la Fijación Biológica de Nitrógeno como entrada se considera que es una aproximación al balance de suelo, si bien se debería incluir como salida a las pérdidas por lixiviación, volatilización y/o desnitrificación.
y/o carne), lo cual representa un riesgo de contaminación de los tambos hacia el medio ambiente, junto con pérdidas económicas (Jarvis, 1993; Oenema & Van den Pol-Van Dasselaar, 1999). En una escala mundial, la eficiencia de uso del N se ha estimado en solo un 10%, siendo de solo 7,7% en sistemas de producción bovina, a diferencia de sistemas de cultivos en donde la eficiencia es más alta cercana al 60% (Van der Hoek, 1998). La baja eficiencia de los sistemas animales se debe a la ineficiencia de los ruminantes en convertir los nutrientes ingeridos en productos (leche, proteína o carne). El exceso es excretado en heces y orina y es retornado directamente sobre la pradera durante el pastoreo o acumulado como purines y estiércoles (Jarvis, 1993). Hart et al. (1997) señala que solo el 20%, 27% y 13% es transformado en leche, quedando el 60%, 60% y 75% en las excretas, para N, P y K, respectivamente.
Para entender y mejorar la eficiencia de uso de nutrientes en sistemas de producción de leche, cada componente del sistema debe ser analizado separadamente. Sin embargo es importante reconocer la inter-dependencia entre estos componentes. Para el caso del N, el mayor efecto para mejorar su eficiencia de uso y reducir las pérdidas hacia el ambiente a nivel de tambo o de carne, es a través de la alimentación del ganado (e.g. Aarts et al., 1992; Paul y Beauchamp, 1995). El manejo de purines y estiércol constituye otra importante parte de estos sistemas, donde la re utilización del N excretado es un aspecto clave para determinar la eficiencia del sistema como un todo.
En la Tabla N° 6 se muestran valores de balances de N (excedentes) y de eficiencia (N-P egresado/N-P ingresado x 100) para sistemas de producción de carne y leche, en países desarrollados. Para P también se reportaron bajas eficiencias por Haygarth et al. (1998), que en base a estudios realizados en tambos lecheros en Inglaterra determinó excedente de 43 kg/ha/año, con una eficiencia de utilización de un 37%. En Chile Alfaro et al. (2005) en un sistema de producción de carne en base a pasturas determinaron excedentes de P de 37 kg/ha/año con una eficiencia de uso de P de solo 10%. La eficiencia de uso de nutrientes puede variar enormemente de un país a otro y dentro del mismo dependiendo de los distintos sistemas de producción y manejos (e.g. pastoreo extensivo vs. confinamiento).
Tabla N° 6: Balance de puerta de N en sistemas de producción de carne y leche para
distintos países.
País Sistema Excedente
(kg N/ha/año) Eficiencia (%) Referencia
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 y leche 288 17 Paul & Beauchamp (1995)
Suecia Leche 173 21 Cederberg & Mattson (2000)
Francia Carne y leche 150 -200 - Le Gall et al. (1997)
USA Leche - 19 Bacon et al. (1990)
En las Tablas N° 7 y N° 8 se presentan datos para diferentes sistemas lecheros en la región, tanto para N como para P. Si bien los balances de N no son comparables entre sí, porque existen diferencias en la metodología de cálculo ya que en Uruguay y Argentina tienen en cuenta la FBN, se puede observar que a medida que se incrementa la intensificación, resultan mayores los excedentes al ambiente, tanto de N como de P por ha/año. Las eficiencias de uso de N varían entre un 16 a 28% para casi todos los sistemas, siendo similares a las reportadas para otros países (Tabla 6). La excepción es el modelo extensivo de Uruguay que se basa exclusivamente en el consumo de campos naturales y con bajos niveles de productividad individual.
Entrada Salida Excedente
Sistema productivo
Kg N/ha/año
Eficiencia (%)
Sistemas lecheros de Chile 1
Carne, tambo experimental 87 24 63 28
Leche, tambo experimental 310 65 245 21
Leche, confinamiento intensivo 515 83 432 16
Leche, pastoreo intensivo 505 87 417 17
Leche, promedio tambos (n=69) 87 20 68 28
Sistemas lecheros de Uruguay2 (sistemas experimentales)
Sistema extensivo* 8 5 3 62
Sistema mejorado 67 11 55 16
Sistema organizado 106 18 88 17
Sistema controlado 151 27 124 18
Sistema avanzado 168 37 130 22
Sistemas lecheros de Argentina2 (en 27 tambos comerciales)
Sistema controlado 82 15 67 18
Sistema avanzado 140 33 107 24
Sistema avanzado** 195 35 160 18
1(Soto et al., 2007) el modelo utilizado no considera en las entradas la FBN. 2 (La Manna & Durán, 2008 y Herrero et al., 2006a y b) consideran la FBN
* Sistema extractivo cuando se modelan las pérdidas. ** se incorpora la siembra directa y estabulación.
Tabla N° 8: Balances de puerta y eficiencia de uso de P en tambos de la región
Entrada Salida Excedente
Sistema productivo
(kg P/ ha/año)
Eficiencia (%)
Sistemas lecheros de Uruguay1 (sistemas experimentales)
Sistema extensivo* 3 1 2 40
Sistema mejorado 8 3 5 33
Sistema organizado 14 4 10 29
Sistema controlado 20 6 14 29
Sistema avanzado 22 8 14 37
Sistemas lecheros de Argentina2 (en 27 tambos comerciales)
Sistema controlado 9,3 2,7 6,6 29
Sistema avanzado 21,6 5,4 16,2 25
Sistema avanzado ** 31 6 25 19
1La Manna & Durán, 2008, * sistema extractivo cuando se modelan las pérdidas 2 Herrero et al., 2006a y b ** se incorpora siembra directa y estabulación.
Se puede concluir que los sistemas ganaderos de producción bovina son de baja eficiencia en el uso de nutrientes, teniendo un alto potencial de contaminación al ambiente. Los balances de puerta son una metodología de fácil aplicación y utilizada mundialmente para evaluar la eficiencia de uso de nutrientes en sistemas ganaderos, pudiendo utilizarse para comparar sistemas productivos en países de Sudamérica.
3.2 Reuso de agua
La producción lechera demanda mayor cantidad de agua que otras actividades ganaderas, donde el preenfriado de la leche y la bebida animal son las actividades de mayor consumo. En el punto 2.1.2 se ha mostrado que el preenfriado genera un consumo de agua que representa entre el 50 y el 90% del volumen utilizado diariamente en los tambos.
La mayoría de los acuíferos que se encuentran en las diferentes zonas de producción lechera de la Argentina, proveen en general suficiente cantidad de agua para las demandas de los establecimientos de producción lechera. Sin embargo en algunas áreas la extracción excesiva o sobreexplotación del agua de los acuíferos ha determinado el deterioro de la calidad de la misma. A su vez, el agua usada en las diferentes tareas del tambo pasa a componer la porción principal de los efluentes, donde la intensificación de los sistemas de producción de leche y su manejo hace que esta situación se vuelva preocupante para muchos productores.
Como ya se comentara la fracción de agua utilizada en el tambo que ofrece mayores posibilidades de reuso es la que se utiliza para el preenfriado de la leche porque conserva su calidad inicial intacta. Se han propuesto diferentes alternativas para su reutilización, entre ellas se pueden mencionar la preparación de ubres y lavado de pisos (Taverna et al., 2004), bebida animal (Willers et al., 1999) y la recirculación a través del tanque australiano en épocas invernales (Pol et al., 2005). Charlón y Taverna (1999) describen una propuesta que permite el uso integral del agua utilizada por la placa de refrescado. El agua de la perforación extraída por una bomba pasa directamente por la placa de refrescado para ser transportada luego a un tanque de depósito, siendo previamente derivada hacia una tubería que provee agua a las mangueras lavatetas. Dicho depósito abastece de agua fría y caliente al tambo. El rebalse de dicho depósito se deriva hacia un tanque australiano el cual abastece bebederos o cuya agua puede ser bombeada para lavado de pisos. Otra alternativa consiste en almacenar el agua derivada del intercambiador de placas en grandes tanques situados en los corrales de espera para lavado por inundación de los mismos. Dicha operación se puede realizar varias veces durante el ordeño. Pol et al. (2005) evaluaron la eficiencia en el refrescado de la leche de un sistema de reutilización del agua proveniente del intercambiador de placas (ICP) a través de un sistema cerrado. La alternativa propuesta consiste en: tanque australiano- ICP- tanque australiano a ser utilizado en épocas invernales, donde se observó una disminución en el tiempo necesario para enfriar la leche a 3º C dado que la leche llega al tanque con menor temperatura que con agua directa de acuifero. El circuito cerrado mostró tener la misma eficiencia que un circuito abierto para conservar la calidad bacteriológica de la leche.
Independientemente de la alternativa elegida es fundamental considerar que la mayor utilidad de este sistema se ve reflejada en la reducción del consumo total de agua del tambo de entre un 55%-70%, según el manejo realizado.
3.3 Reuso de efluentes como fertilizantes.
Los efluentes ganaderos (ej. purines) han sido comúnmente utilizados como fertilizantes y mejoradores de suelos en cultivos y praderas de corte y pastoreo desde hace muchos años (Pain, 2000). El uso de los efluentes ha sido menor en rotaciones de cultivos, sin embargo, se ha incrementado su uso en los últimos años utilizándolos preferentemente en maíz para ensilaje (Le Gall et al., 1997; Smith et al., 2001). En Argentina, la utilización de los purines o del estiércol, esta asociado más a la necesidad de ampliar la capacidad de almacenamiento de los sistemas de almacenamiento, más que con un uso estratégico del mismos. Si bien no es una práctica muy difundida, algunos productores están comenzando a utilizarla y generalmente aplican los purines antes de la siembra de maíz para silo y otros utilizan efluentes líquidos para riego de praderas y verdeos (raigrás anual) en diferentes momentos del año (Herrero & Gil, 2005). Además hay productores que disponen de sistemas de riego donde los purines son distribuidos diariamente (Charlón et al, 2004), o de separación de sólidos para luego utilizar éstos como abono (Charlón et al, 2007 y 2006). En Chile resultados de una encuesta realizada en tambos lecheros indican que el 71% de los productores aplica purines en praderas, y el restante lo utiliza en praderas y cultivos.
