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El trabajo presenta una visión general del problema y de sus posibles soluciones tecnológicas, en previsión a las futuras restricciones normativas sobre todo en términos de la gestión de nutrientes

Valorización de nutrientes de las deyecciones ganaderas: retos y oportunidades

Michele Laureni y August Bonmatí, de GIRO Centro Tecnológico08/12/2011
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En este trabajo se analizan los aspectos más problemáticos relacionados con la creciente especialización del sector agrícola y de la producción ganadera, las consecuencias de la separación entre los sistemas ganaderos intensivos y los cultivos, y los impactos sobre el medio ambiente y la salud humana. Respondiendo al renovado interés de la comunidad científica y de la sociedad en general, se discuten las emisiones de compuestos nitrogenados y del rol del nitrógeno en el ciclo agrícola de los nutrientes, con especial atención a las prácticas de fertilización y de gestión de las deyecciones ganaderas. Se presentan los datos de las emisiones actuales y sus estimaciones futuras, así como las diferentes tecnologías para la recuperación del nitrógeno en los sistemas agropecuarios. El trabajo presenta una visión general del problema y de sus posibles soluciones tecnológicas, en previsión a las futuras restricciones normativas sobre todo en términos de la gestión de nutrientes, siendo la ganadería intensiva uno de los sectores que ofrecen un mayor espectro de oportunidades de gestión para reducir las emisiones.
El sector agrícola se ha intensificado en las últimas décadas en respuesta a las crecientes necesidades de alimentación de la población mundial y actualmente emplea alrededor de 1,1 mil millones de personas (Hurst et al., 2005). Las Naciones Unidas estiman que la población mundial se situará alrededor de 8,3 mil millones de personas en el 2030 (UN, 2008), con un aumento del 50% del consumo global de alimentos (en kcal) respeto al 1998, y un incremento en la producción de carne del 160% respeto al 1995 (Eickhout et al., 2006). Consecuencias directas de la creciente demanda de alimentos serán la expansión de las tierras de cultivos, se estima un incremento entre 1494 y 1609 Mha en el mismo intervalo de tiempo y un aumento en las aportaciones de nitrógeno del 30%, derivadas, en parte, de las crecientes necesidades de alimentación animal (Eickhout et al., 2006).

Los fertilizantes nitrogenados de síntesis son la fuente principal de N de los cultivos, representando más del 80% del consumo total de N (EU, 2006), con un valor para el año 2005 de 90,7 Mt, y se prevé para el 2030 un consumo de 137,4 Mt (Tenkorang et al., 2009). Por otra parte las deyecciones ganaderas, importante fuente potencial de N, en el año 2000 sumaban entre un 93 y 132 Tg de N (Beusen et al., 2008). Por otro lado, la eficiencia en la utilización del nitrógeno por parte de los cultivos implantados se sitúa alrededor del 50%, como media global. El resto del nitrógeno se pierde a través de diferentes vías, volatilización, lixiviación y desnitrificación, principalmente como NH3, N2O, NO3-, derivándose múltiples impactos en el medio ambiente (Eickhout et al., 2006). A su vez, cuando los cultivos se utilizan para alimentación animal, las eficiencias se reducen aún mas, con conversiones de N a proteínas del 35-40% para la producción de leche y del 15-30% para la carne de vacuno (Smil, 2002). Esto se traduce en que la mayor parte del nitrógeno ingerido por el ganado se transfiere a las deyecciones ganaderas, que a su vez, si no se gestionan correctamente, también provocan la emisión de grandes cantidades de nitrógeno (Figura 1).

Figura 1: Separación entre los sistemas ganaderos intensivos y los cultivos...
Figura 1: Separación entre los sistemas ganaderos intensivos y los cultivos. Residuos ganaderos y fertilización como potenciales fuentes de impactos (modif. Karlen et al., 2002).
En este sentido, la Unión Europea ya hace tiempo que ha promulgado diversas directivas y reglamentos para tratar de controlar la problemática relacionada con el nitrógeno. La Directiva 91/676/EEC sobre la protección de las aguas a la contaminación por nitratos de origen agrícola, fue el punto de partida para el desarrollo de una gran cantidad de normativa que regula la gestión de las deyecciones ganaderas. La Directiva 2001/81/CE sobre techos nacionales de emisión de determinados contaminantes atmosféricos, está teniendo consecuencias importantes sobre el sector agropecuario, ya que fija, entre otros, las emisiones máximas de NH3. Para el caso de España el valor se sitúa en 353 Gg. Asimismo, la política mundial y europea contra el cambio climático, también tendrá fuertes implicaciones en el sector agropecuario, ya que es uno de los sectores al que se le atribuyen un porcentaje más elevado de emisiones de gases de efecto invernadero.

A la luz de estas consideraciones, en el presente trabajo se discuten los impactos asociados a las aportaciones de nitrógeno al sector agrícola, en términos de emisiones de gases de efecto invernadero y de las potenciales contaminaciones de las aguas y del aire por compuestos nitrogenados. En este contexto, asimismo se presentan las diferentes alternativas tecnológicas para recuperar el nitrógeno en exceso de las deyecciones ganaderas.

Dinámica del nirógeno en el sector agrícola

El sector agrícola representa el 10-12% de las emisiones globales de gases a efecto invernadero (GHGs), estimadas en 49,0 GtCO2-eq por el año 2004, contribuyendo al 47 y 58% de las emisiones de CH4 y N2O, respectivamente (Smith et al., 2007). A nivel europeo (UE-27) las emisiones de GHGs en el 2005 se calculan en 5,16 GtCO2-eq con una contribución directa del sector agrícola del 9,2%, excluyendo los cambios de uso de suelo (UNFCCC, 2008). En UE-27, el 66,3% de las emisiones de N2O son debidas a las actividades agrícolas, con el 88,0 y 11,8% de las emisiones de los suelos (fertilización, pastos, …) y de las gestión de las deyecciones, respectivamente (UNFCCC, 2008). Se prevé que las emisiones de N2O a nivel global crecerán entre un 35 y un 60% en el 2030 (Smith et al., 2007). Además de su potencial efecto invernadero, casi 300 veces más que la del CO2, el N2O contribuye a la destrucción del O3 estratosférico (Hui et al., 2003).

De las emisiones globales de NH3 casi el 70% se debe a las actividades agrícolas, correspondiendo a unos 27-38 Tg de N por año en el 2000. Entre un 29 y un 41% derivan del uso de fertilizantes, mientras que un 59-71% es debido a la producción ganadera (Beusen et al., 2008). Se estima que las emisiones de NH3 en el 2030 se situaran entorno 44,0 Tg de N por año (Eickhout et al., 2006). El amoniaco que se emite se puede depositar en zonas cercanas a la fuente, se estima en un 20-40%, o reaccionar con las especies ácidas presentes en la atmósfera (H2SO4, HNO3, HCl), formando parte de aerosoles y partículas secundarias. Éstas, a su vez, se pueden transportar a distancias mayores con los problemas de salud asociados (Kelly et al., 2005). En el 2000, las emisiones de NH3 españolas procedentes de la agricultura se estimaron en 276 Gg de N, casi el 10% de UE-27 (Oenema et al., 2009).

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Los nitratos (NO3-), formas más comunes de contaminación de nitrógeno en aguas, derivan de las prácticas de fertilización y de la aplicación agrícola de residuos orgánicos, principalmente deyecciones ganaderas (Galloway et al., 2003). Un exceso en la concentración de nitratos en el agua produce eutrofización, crecimiento incontrolado de algas, anoxia y puede ser tóxico para distintas especies acuáticas. Asimismo se han descrito efectos importantes sobre la salud humana, como son la metahemoglobinemia y el cáncer (Di et al., 2002). Aunque varíen mucho en función de diferentes factores ambientales, se estima que en 1995 globalmente las pérdidas de N por lixiviación de NO3- fueron 28,5 Tg N/año y se calcula que se incrementarán hasta 35,3 TgN/año en el 2030 (Eickhout et al., 2006). A nivel europeo (UE-27) en el 2000 las pérdidas de N en forma de NO3- se situaban en un valor de 2782 Gg de N, y en España 205 Gg de N (Oenema et al., 2009).

El control de las pérdidas de N en la fertilización de los cultivos requiere la implantación de buenas prácticas agrarias y el uso de las mejores técnicas disponibles en la aplicación de las deyecciones ganaderas como en su gestión y tratamiento (Bonmatí et al., 2008). Teniendo en cuenta los altos consumos energéticos asociados a la producción de fertilizantes, las soluciones que permitan la recuperación y reutilización del nitrógeno y así avanzar hacia un escenario en el que se cierren los ciclos de nutrientes, se deberían priorizar frente a tratamientos de eliminación como puede ser la nitrificación-desnitrificación.

A continuación se presentan las tecnologías de recuperación de nitrógeno a partir de las deyecciones ganaderas, discutiendo sus aspectos críticos, considerando los avances recientes y con un enfoque particular a las potenciales vías de valorización de los productos recuperados. Específicamente, las tecnologías que se presentan son 1) la precipitación química (estruvita), 2) stripping/absorción, 3) filtración y concentración con membranas y 4) cultivos acuáticos (algas).

Precipitación química (estruvita)

Bajo condiciones controladas, el NH4+, el PO43- y el Mg2+ pueden ser recuperados y concentrados en forma de fosfato amónico magnésico exahidratado (MgNH4PO4·6H2O), comúnmente denominado estruvita, según la reacción: Mg2+ + NH4+ + HnPO4n-3 + 6H2O <-> MgNH4PO4·6H2O + ↓nH+ (Le Corre et al., 2005). La estruvita se presenta como un sólido cristalino de baja solubilidad que puede ser utilizado directamente como fertilizante de liberación lenta (Yetilmezsoy et al., 2009), como materia prima para varios procesos industriales, producción de fertilizantes, cementos y materiales ignífugo (Schuiling et al., 1999) y, potencialmente, como fuente de fósforo para cosméticos y detergentes (Gaterell et al., 2000).
La mayoría de los residuos ganaderos, y orgánicos en general, contienen un exceso (estequiométrico) de NH4+, con respeto a PO43- y Mg2
El proceso está controlado por las relaciones molares de amonio, fosfato y magnesio, por el pH (establece su especiación en solución), así como por la temperatura y el grado de saturación. La reacción se produce cuanto las concentraciones de NH4+, PO43- and Mg2+ exceden al producto de solubilidad (pKsp) de la estruvita, que se ha establecido en un rango de 12.36-13.26 (Doyle et al., 2002). La solubilidad de la estruvita es prácticamente nula a un pH superior a 8, (habitualmente se opera a pH= 9-10,7), y a temperaturas inferiores a los 50 °C (15-30 °C) (Doyle et al., 2002). La presencia de Ca2+ y de K+ interfiere en el proceso de cristalización (Le Corre et al., 2005) así como concentraciones de sólidos superiores a 1000 mg/l (Schuiling et al., 1999).

La mayoría de los residuos ganaderos, y orgánicos en general, contienen un exceso (estequiométrico) de NH4+, con respeto a PO43- y Mg2. Por esta razón, si el objetivo es la recuperación del amonio, en general, se requieren aportes externos de fósforo, generalmente añadidos en forma de Na2HPO4, KH2PO4 o H3PO4, y Mg, comúnmente en forma de Mg(OH)2, MgO, MgCl2·6H2O o MgSO4·7H2O (Perera et al., 2009; Yetilmezsoy et al., 2009; Uludag-Demirer et al., 2008). Además, aunque la reacción se produce en proporciones molares unitarias entre amonio, fosfato y magnesio, habitualmente se trabaja con excesos de PO43- y Mg2+ con respeto al amonio presente; raramente se trabaja con excesos superiores al 1,5 debido a los costes asociados (Perera et al., 2009; Yetilmezsoy et al., 2009). Al mismo tiempo, el pH y su regulación representan la principal variable de control del proceso, así como otro coste de operación. Habitualmente el pH se regula (incrementa) mediante la adición de una base fuerte como puede ser la sosa (NaOH) o en algún caso MgO o Mg(OH)2 que además de incrementar el pH aportan el Mg necesario (Karakashev et al., 2008; Uludag-Demirer et al., 2008). Alternativamente mediante la aireación del residuo (volatilización del CO2) es posible subir el pH hasta valores suficientes para que se produzca la reacción (Battistoni et al., 1997; Kalyuzhnyi et al., 2002).

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El proceso de cristalización se ha aplicado a diferentes tipos de residuos con eficiencias superiores al 90%, en lixiviados de vertedero (Li et al., 1999), efluentes agro-industriales (Altinbas et al., 2002), orina (Ronteltap et al., 2007), aguas residuales y sobrenadantes de fangos (Pastor et al., 2010; Gaterell et al., 2000). En el campo de los residuos ganaderos, el proceso se ha aplicado únicamente a escala piloto, con eficiencias elevadas, a estiércol vacuno (Uludag-Demirer et al., 2008; Schuiling et al., 1999), gallinazas (Yetilmezsoy et al., 2009) y purín de cerdo (Suzuki et al., 2007). Principalmente en el campo de las aguas residuales, la recuperación de estruvita está implementada a escala industrial con distintas configuraciones de reactores, la mayoría de los cuales están patentados. Los diseños más comunes son un reactor de mezcla completa seguido de un sedimentador y los reactores de lecho fluidizado (Gaterell et al., 2000, Kalyuzhnyi et al., 2002; Suzuki et al., 2007). Las referencias sobre los costes de producción de estruvita varían entre los 140 y los 460 dólares, frente a precios de venta entre los 9 y los 1885 dólares en función del uso y de la pureza (Doyle et al., 2002). Por kg de N-NH4+ recuperado Di Iaconi et al., 2010 estima los costes de los reactivos químicos utilizados en 9,6 euros (Di Iaconi et al., 2010).

Stripping/Absorción

El proceso fisicoquímico de stripping se basa en la especiación del amonio en fase líquida y su volatilización mediante una corriente gaseosa. El amonio presente en la fase líquida a tratar es arrastrado por un flujo gaseoso (aire o vapor), según un fenómeno de intercambio superficial, y puede ser recuperado por absorción en fase liquida o por condensación. La salida principal del producto obtenido, sea en forma de sales de amonio o amonio disuelto en solución, es la fertilización (Bonmatí and Flotats, 2003; Sagberg et al., 2000, 2006).

El pH es el factor que más influye en la eficiencia del proceso, ya que determina la fracción relativa entre ión amonio y el amoniaco en fase líquida. Por esta razón, se suele trabajar con pH superiores a 8,5, hasta 11,5. Diferentes reactivos se han utilizado para controlar el pH del sistema, desde la cal (Liao et al., 1995), hasta el NaOH (Siegrist et al., 2005), pasando por el Ca(OH)2 (Quan et al., 2010), aunque haya sido demostrada la posibilidad de trabajar sin ajustar de pH. En concreto, con residuos digeridos anaeróbicamente, el arrastre de la CO2 disuelto conjuntamente con el NH3, resulta en un aumento del pH como observaron Bonmatí and Flotats (2003) y Zeng et al. (2006); hecho que permite trabajar sin modificación de pH. Sin embargo, cuando se tratan residuos frescos, el pH tiende a bajar, debido a las altas concentraciones de ácidos grasos volátiles y el menor poder tampón (Bonmatí and Flotats, 2003; GangagniRao et al., 2008). La temperatura también afecta la distribución relativa entre amoniaco y el ión amonio, desplazando el equilibrio hacia el amoníaco contra mayor es la temperatura. En función de la temperatura el proceso de stripping se clasifica como stripping con aire o con vapor, cuando la temperatura es superior a los 90 °C. Para trabajar con vapor es aconsejable utilizar el calor residual de por ejemplo motores de cogeneración. Con vapor hay también la ventaja de que el amonio se puede recuperar directamente por condensación en forma de NH4OH (Siegrist et al., 2005).

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La tipología de reactor más utilizada es la columna con material de relleno para aumentar la área de intercambio, en la cual el líquido y el gas circulan en contracorriente (el líquido en sentido descendiente y el gas ascendente) (Liao et al., 1995; Siegrist et al., 2005; Zeng et al., 2006; GangagniRao et al., 2008) o sin relleno (Bonmatí and Flotats, 2003). En la mayoría de los estudios en planta piloto, el proceso se realiza con recirculación del líquido tratado, (Lei et al., 2007; Abouelenien et al., 2009), mientras que a escala industrial el proceso suele ser continuo. Casi siempre se requiere una fase de pretratamiento con filtración y centrifugación, para reducir los sólidos presentes y evitar posibles problemas de obturaciones cuando se usan columnas con relleno. La forma más común de recuperar al amonio es su absorción en una solución ácida de H2SO4 o HNO3 y su posterior cristalización en forma de (NH4)2SO4 (Bonmatí and Flotats, 2003; Lei et al., 2007) y NH4NO3 (Sagberg et al., 2000) para uso como fertilizante. Otras alternativas posibles son su absorción en acido acético (Abouelenien et al., 2009) y la precipitación simultánea al proceso de stripping en forma de CaNH4PO4·4H2O (Quan et al., 2010). La recuperación de sales de amonio se ha visto afectada por excesiva contaminación de materia orgánica en el caso de aplicación del proceso de stripping a purines de cerdo que no hayan sido digeridos anaeróbicamente (Bonmatí and Flotats, 2003).

La eliminación/recuperación del nitrógeno amoniacal mediante el proceso de stripping se ha aplicado con éxito (eficiencias superiores al 90%), tanto a escala piloto como industrial, en el tratamiento de residuos precedentes de diferentes procesos como los lixiviados de vertedero (Cheung et al., 1997), sobrenadantes de fangos digeridos (Sagberg et al., 2000), plantas de producción de fertilizantes (Li et al., 2008), aguas industriales (Sarocco et al., 1994), reducción de olores en fangos digeridos (Winter et al., 2004), lixiviados de plantas de compostaje (Wang et al., 2010) y aguas de mataderos (Siegrist et al., 2005). En el campo de los residuos ganaderos el proceso se ha aplicado principalmente a escala piloto, también con eficiencias muy elevadas, a gallinazas (GangagniRao et al., 2008, Abouelenien et al., 2009), purín de cerdo (Bonmatí and Flotats, 2003; Quan et al., 2010; Lei et al., 2007) y estiércol vacuno (Zeng et al., 2006). Por otro lado, se han encontrado muy pocas referencias relativas al proceso de recuperación del amonio transferido a la fase gaseosa, a los costes asociados y los consumos energéticos del proceso global. Wang et al., 2010, estima los costes de operación cuando trata lixiviados del proceso de compostaje (2800-13000mg/l N-NH4+) y eficiencias del 98%, en 1.6-3,7 euros/kg de N recuperado, y Collivignarelli et al. (1998), también trabajando con lixiviados de vertedero, estimaron los costes de inversión y de operación en 4-4,5 euros/kg de N recuperado.

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Filtración y concentración con membranas

Las tecnologías de separación y concentración están ampliamente difundidas en el campo de las deyecciones ganaderas, ya que representan una solución de gestión económica y simple. Mediante este proceso se genera una fracción líquida, que puede ser utilizada como fertilizante líquido o aguas de limpieza (flushing), y una fracción sólida más concentrada, que puede ser compostada, digerida anaeróbicamente, directamente valorizada como fertilizante o incluso valorizada energéticamente (Moller et al., 2000; Joergensen et al., 2009). La separación de los compuestos particulados y insolubles, como fósforo y metales pesados, se puede realizar mediante una simple sedimentación, con adición o no de floculante, o con sistemas más intensivos como la filtración o la centrifugación. Sin embargo, no actúan de manera eficaz sobre los compuestos disueltos, como es el caso del nitrógeno amoniacal, sobre todo en residuos digeridos anaeróbicamente (Burton et al., 2007). El uso de membranas de microfiltración (0.1-5 μm) y ultrafiltración (0.001-0.05 μm), operadas con presiones entre 20 y 275 kPa y flujos de 10-80 l/(m2•h), tampoco se han demostrado efectivas para concentrar el amonio (Fugere et al., 2005; Masse et al., 2007).
Las tecnologías de separación y concentración están ampliamente difundidas en el campo de las deyecciones ganaderas, ya que representan una solución de gestión económica y simple
Únicamente las tecnologías de separación intensivas, como la ósmosis inversa (OI) y la electrodiálisis (ED), son capaces de retener de forma eficiente el nitrógeno (Pieters et al., 1999; Mondor et al., 2009; Masse et al., 2007). Las experiencias con purines de cerdo (Pieters et al., 1999; Mondor et al., 2009) y, en algún caso, con estiércol de vaca (Thorneby et al., 1999), son muy recientes y principalmente se han realizado a escala laboratorio o a nivel piloto industrial. Con respeto a la ósmosis inversa, se requieren presiones elevadas de hasta los 5.7 MPa (Pieters et al., 1999) y son posibles flujos de 65 l/(m2•h) (Bilstad et al., 1992). Se han descrito retenciones de amonio superiores al 98% con recuperaciones de permeado del 80% acidificando previamente el residuo (Masse et al., 2008), y se han alcanzado concentraciones de 16 g/l de nitrógeno en el concentrado. Resultados similares se han descrito para el caso de la electrodiálisis (Mondor et al., 2009). La OI y la ED no se pueden aplicar directamente a los residuos y requieren pre-tratamientos intensivos de separación para eliminar los sólidos presentes. No obstante, se han descrito importantes problemas de fouling y obturaciones por materia orgánica y carbonatos, con consecuentes pérdidas de eficiencia, (Mondor et al., 2009; Thorneby et al., 1999).

Las referencias sobre los costes de los tratamientos de ósmosis inversa son pocas, mientras que no se han encontrado referencias para la electrodiálisis. Pieters et al. (1999) estimó, por una granja de 1100 cerdos, en 4 euros/kg de N los costes de inversión, mantenimiento y consumo energético de un tratamiento de osmosis inversa, con pretratamientos de sedimentación natural, tamizado y microfiltración. Por otro lado, en una planta piloto que trata purín de cerdo, según un proceso patentado de floculación, filtración y ósmosis inversa, se reportaron costes estimados de 10,4 euros/kg de N (Masse et al., 2007).

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Cultivos acuáticos (algas)

Los cultivos acuáticos han sido utilizados durante muchas décadas para el tratamiento final de las aguas residuales, domésticas e industriales, así como de las deyecciones ganaderas (Barlow et al., 1975; Cheung et al., 1981; Adey et al., 1996). Estas soluciones se han demostrado eficaces para la eliminación de la DBO, los nutrientes (N y P), los metales pesados, y diferentes contaminantes persistentes (Muñoz et al., 2006). El tratamiento se basa en la absorción y adsorción, por parte de la biomasa (algas), de los compuestos que se quieren eliminar, y posteriormente con la recogida de la biomasa, se eliminan del sistema. En ausencia de compuestos tóxicos, la biomasa puede ser aprovechada como producto para diferentes usos: fertilizantes y abonos (Mulbry et al., 2005), pienso o aditivo para comida animal (Jianbo et al., 2008; Wilkie et al., 2002) y materia prima para la producción de bio-combustribles, o extracción de aceites (Mulbry et al., 2009; Johnson et al., 2010).

La eficiencia y la viabilidad del proceso dependen principalmente de la tasa de crecimiento de la biomasa y del método de recogida y post-tratamiento de la misma. La capacidad de la biomasa de concentrar los nutrientes es función de múltiples factores ambientales, pH, temperatura, intensidad y ciclos de luz (Muñoz et al., 2006), del diseño, del flujo del agua a tratar (Grobbelaar et al., 2000), del caudal y la concentración de nutrientes alimentados (Kebede-Westhead et al., 2006). Tal como se ha indicado, la viabilidad económica y la implementación del proceso están fuertemente influenciadas por los costes de recogida de la biomasa (Grima et al., 2003) y de su deshidratación (Pizarro et al., 2006).

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Existen diferentes soluciones técnicas, implementadas a escala piloto e industrial, para la eliminación de los nutrientes y en particular del nitrógeno, como los wetlands (Poach et al., 2003, Lee et al., 2009), las lagunas intensivas de algas (de Godos et al., 2009; Craggs et al., 2003), el uso de lentejas de agua (Cheng et al., 2002) y de jacintos de agua (Costa et al., 2003; Jianbo et al., 2008) y los scrubbers de algas (ATS) (Adey et al., 1996; Mulbry et al., 2005; Pizarro et al., 2006). La mayoría de los trabajos se han desarrollado como tratamientos de eliminación de materia orgánica y nutrientes, más que para la posible recuperación de nitrógeno. En el campo de las deyecciones ganaderas se ha trabajado principalmente con purines de cerdo (Kebede-Westhead et al., 2006; Cheng et al., 2002) y estiércol bovino (Johnson et al., 2010; Mulbry et al., 2005), con eficiencias muy variables que pueden, de todos modos, superar el 90%.

Una alternativa para reducir estos costes, y las complejas operaciones de centrifugación, filtración o floculación (Grima et al., 2003), es el uso de reactores con biomasa adherida (algas), sobre suportes rígidos, los denominados scrubbers de algas (ATS) (Adey et al., 1996; Olguin et al., 2003). En sistemas pilotos de algas adheridas, tratando estiércol bovino digerido o no, se han obtenido producciones diarias de biomasa de 25 g/m2 de materia seca (Mulbry et al., 2008); y factores de concentración, en términos de nitrógeno, alrededor de 45 al trabajar con estiércol vacuno (Wilkie et al., 2002). Se han estimado los costes de producción por kg de nitrógeno recuperado en 8,7 dólares en un ATS, de 11 hectáreas, alimentado con 2.5 g/m2 de nitrógeno diarios con estiércol vacuno (Pizarro et al., 2006). Los autores estimaron la posibilidad de bajar el precio a 6,20 dólares si se implementara la digestión anaerobia y se utilizara el biogás para secar la biomasa.

Conclusiones

Las crecientes necesidades alimentarias de la población mundial implican un crecimiento de la producción agrícola, una mayor dependencia del aporte externo de nitrógeno, así como la intensificación de los problemas relacionados con la gestión del exceso de deyecciones ganaderas y nutrientes que no puedan ser aplicados directamente al suelo. Como consecuencia directa, los impactos del sector agrícola y ganadero sobre el medio ambiente cada vez son mayores.

Por estas razones, el interés del sector y, sobre todo, de la investigación se está focalizando en las tecnologías de tratamiento y valorización de los residuos generados hacia 1) el aumento de la eficiencia en el uso del nitrógeno en la agricultura y la ganadería, 2) la reutilización del nitrógeno en los mismos ecosistemas agrícolas y, 3) donde esto no sea posible, el tratamiento de las deyecciones para recuperar y redistribuir el nitrógeno a zonas con poca disponibilidad.

Emerge claramente la necesidad de estudios de análisis de ciclo de vida de las tecnologías presentadas como base para su implementación a escala industrial
Los datos presentados dibujan un contexto donde estas tecnologías están desarrolladas a escala industrial, principalmente en el tratamiento de aguas residuales, mientras que en el sector de la gestión de las deyecciones ganaderas la investigación está todavía a nivel laboratorio o piloto. Este hecho no permite una evaluación comparativa, en términos de eficiencias, emisiones y costes de las diferentes soluciones por falta de datos a escala industrial.

Emerge claramente la necesidad de estudios de análisis de ciclo de vida de las tecnologías presentadas como base para su implementación a escala industrial. Este análisis deberá incluir la evaluación del valor potencial de los productos recuperados y, sobre todo, de los potenciales mercados. Por último, las normativas y futuras restricciones del sector, como los eventuales incentivos económicos, jugarán un papel fundamental en la valorización de los residuos ganaderos, y del nitrógeno en particular.

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