Reciclando Nutrientes: Ventajas, Oportunidades, Desafíos y Amenazas

Este artículo trata sobre el reciclaje de nutrientes a partir de abonos generados en sistemas intensivos con animales confinados en corrales, ya sea en la producción lechera y en la cría de pollos de engorde (pollos parrilleros). Estas operaciones son cada vez más comunes a medida que la demanda de carne de pollo y de productos lácteos aumenta en todo el mundo. El subproducto común generado en la producción de pollos de engorde es un material seco llamado cama de pollo que consiste en una mezcla de material fibroso como aserrín o paja, excrementos de pollos, plumas y restos de alimento. En contraste, el subproducto común generado en los tambos con animales confinados es el “slurry”, el cual es una mezcla de excretas de vaca y de agua utilizada para la limpieza de las salas de ordeño y graneros. El reciclaje de nutrientes a través de estos abonos ofrece ventajas y oportunidades frente a la eliminación directa, pero también presenta desafíos y amenazas graves. En este artículo se proporciona información detallada sobre cada uno de estos temas.

Como se muestra en las Tablas 1 y 2, la cama de pollo y los efluentes de tambo contienen cantidades importantes de nitrógeno (N), fósforo (P) y potasio (K) que pueden ser utilizados para fertilizar los pastizales y cultivos. La ventaja de utilizar estos subproductos como fertilizantes es que ofrece la oportunidad de reciclar los nutrientes, que de otra manera pueden conducir a una significativa contaminación ambiental, si se desechan en áreas donde se entierran o si se dejan acumular en pilas o lagunas en los campos. Otra ventaja es que permite el reciclaje de nutrientes como P y K que se extraen de depósitos geológicos, los cuales tienen una duración de vida finita. Por ejemplo, las reservas de roca fosfórica del mundo que representan la cantidad de P que se puede extraer a los precios actuales, son estimadas en 2400 millones de Mg  de P (Villalba et al., 2008). Con una extracción actual de roca fosfórica de aproximadamente 20 millones de Mg de P por año, las reservas durarían aproximadamente 123 años. Hay reservas adicionales (llamadas reservas base) estimadas en 6500 millones de Mg de P, pero en estos depósitos sería más difícil extraer el P, lo que significaría precios más altos para el fertilizante fosfatado. 

No obstante, asumiendo que la totalidad de las reservas bases puedan ser minadas y que la extracción anual de roca fosfatada se mantenga 

en 20 millones de Mg de P, las reservas base podrían agotarse en 335 años. Otras estimaciones, que consideran el aumento en la demanda de P debido al crecimiento de la población mundial, muestran que la vida de las reservas será de entre 70 y 100 años, y la de las reservas base entre 170 y 264 años (Smit et al., 2009). Para K, Roberts y Stewart (2001) reportan una vida útil de 325 años para las reservas y de 658 años para las reservas base. Estas estimaciones de la vida útil para los depósitos de P y K indican claramente que el reciclaje de estos nutrientes será crucial para mantener la productividad agrícola en las generaciones futuras.

Uno de los principales desafíos para el uso de la cama de pollo o los efluentes de tambo como fertilizantes es determinar la dosis correcta de aplicación teniendo en cuenta los requerimientos de nutrientes para un cultivo o forraje dado. El requerimiento N: P de la mayoría de los cultivos y forrajes varía entre 6 y 10, mientras que la relación N: P de estos abonos es de aproximadamente 2.5 para la cama de pollo y de alrededor de 5 para los efluentes de tambo (Tablas 1 y 2). En consecuencia, dado que la cama de pollo y los efluentes de tambo son aplicados comúnmente para abastecer las necesidades de N de un cultivo / forraje, se debe garantizar la aplicación de una dosis adecuada de P para que este nutriente no se aplique en exceso.

Cuando se estima la dosis de aplicación para cubrir los requisitos de N, es necesario tener en cuenta que el N en estos subproductos está presente en forma inorgánica y orgánica. El N inorgánico en la cama de pollo varía entre el 3% y el 55% del N total (Cabrera y Gordillo, 1995), con un valor promedio de alrededor del 10%. En contraste, el N inorgánico en los efluentes de tambo oscila entre el 26% y el 79% del N total (Cabrera y Gordillo, 1995), con un valor promedio de aproximadamente del 40% (Tabla 2). Estos diferentes valores medio de N inorgánico indican que la contribución del N orgánico a los requerimientos de la planta es probablemente más importante en la cama de pollo que en los efluentes de tambo. El porcentaje de N orgánico que se mineraliza en la cama de pollo varía entre el 24% y el 74%, con un promedio del 51% (Qafoku et al., 2001). La cantidad real de N mineralizado puede ser estimada conociendo el contenido de N total y de ácido úrico N (r2 = 0.91; Gordillo y Cabrera, 1997a), de N soluble en agua (r2 = 0.87; Qafoku et al., 2001), o usando la técnica de espectroscopia de reflectancia en el infrarrojo cercano (NIRS) (r2 = 0,82, Qafoku et al., 2001). Debe tenerse en cuenta, sin embargo, que el N mineralizable en la cama de pollo puede variar dependiendo de las características del suelo (Gordillo y Cabrera, 1997b), observándose una mayor mineralización de N en suelos arenosos. Para efluentes de tambo, el porcentaje de N orgánico que se mineraliza fluctúa desde -30% (indicando inmovilización de N) a 55% del N total, con un promedio del 10% (van Kessel y Reeves, 2002). A diferencia de los resultados obtenidos para la cama de pollo, el N mineralizable en los efluentes de tambo no puede predecirse a partir de su composición o del análisis NIRS (van Kessel
y Reeves, 2002). Por lo tanto, el valor medio de N mineralizable N es típicamente utilizado para estimar las tasas de aplicación.

Una vez que se estima la tasa de aplicación teniendo en cuenta la cantidad de N inorgánico presente y la cantidad de N orgánico mineralizable, es necesario estimar las pérdidas potenciales a través de la volatilización de amoníaco, especialmente si estos abonos son aplicados sobre la superficie del suelo y no son incorporados. Resultados recientes sobre la aplicación en superficie de cama de pollo a pasturas a una dosis de 133 kg N ha-1, mostraron pérdidas que van desde el 1% hasta el 11% del N total aplicado (5% a 78% de N amoniacal aplicado) en 28 días (Cassity-Duffey et al., 2014). Estos mismos autores determinaron que la presión atmosférica del vapor, así como los contenidos de amonio inicial y de ácido úrico en la cama son útiles para estimar las pérdidas acumuladas de amoníaco durante 28 días después de la aplicación (R2 = 0.79).

Cuando el efluente de tambos es aplicado en superficie, las pérdidas de amoníaco suelen oscilar entre cerca del 0% y 50% de N amoniacal, dependiendo en parte del contenido de materia seca y la temperatura. El aumento del contenido de materia seca de 2% a 8% y el aumento de la temperatura de 5°C a 30°C, por lo general aumentan las pérdidas de amoníaco (Sommer y Hutchings, 2001).

 

Debido a que la cama de pollo y los efluentes de tambos son comúnmente aplicados para abastecer las necesidades de N, y porque sus relaciones N: P son menores que las relaciones N: P requeridas por los cultivos y forrajes, estas aplicaciones conducen típicamente a una acumulación de P en el suelo. Por ejemplo, en el norte de Georgia (EE.UU.) existe una importante industria avícola que genera alrededor de 2 millones de Mg de cama de pollo cada año, y en los últimos 30 a 40 años la mayor parte de esta cama de pollo se ha utilizado para abastecer las necesidades de N en las pasturas. Como resultado, un gran porcentaje de muestras de suelo provenientes de pasturas tienen niveles de P -Mehlich I por encima de 225 mg de P kg-1 (Figura 1), el cual es mucho más alto que el nivel de P del suelo al cual no hay respuesta al agregado de P (50 mg P kg -1). El problema con la acumulación de P en el suelo es que al tener un nivel de P superior a un cierto umbral, se produce una desorción significativa de P desde el suelo, con la consiguiente contaminación de la escorrentía superficial. En los suelos de Georgia, el nivel de 225 mg P kg-1 determinado por Mehlich I es el umbral por encima del cual 1 mg P L-1 aparece en la escorrentía. Esta concentración de P en la escorrentía superficial puede causar eutrofización de ríos y lagos, que además de resultar en problemas estéticos y de olor puede conducir a problemas de salud humana en áreas donde se utilizan aguas superficiales para beber. La razón de esto es que el crecimiento de algas en las aguas superficiales conduce a la acumulación de compuestos orgánicos, que cuando se tratan con cloro en las plantas de tratamiento de agua forman compuestos cancerígenos tales como los ácidos haloacéticos y los trihalometanos. Para evitar estos problemas, el manejo de estos abonos debe ser de tal modo que sólo se apliquen a dosis para reponer la absorción de P por parte del cultivo, una vez que el P en el suelo alcanzó un nivel en el cual no hay respuesta del cultivo. Cuando esta condición se alcanza en los suelos de la zona donde se encuentra la industria láctea o la cría de pollos para engorde, estos abonos deben ser transportados a otras áreas con necesidad de P, de manera que los problemas ambientales se puedan evitar.

 

Otras amenazas relacionadas con el uso de estos abonos son que tienen hormonas sexuales y antibióticos que pueden contaminar las aguas superficiales o pueden ser absorbidos por los cultivos o forrajes utilizados para el consumo humano o animal. Los pollos parrilleros excretan naturalmente grandes cantidades de hormonas, especialmente estradiol 17-β (la hormona femenina) y testosterona (la hormona masculina). La testosterona está usualmente presente en concentraciones dos a tres veces mayores que el estradiol 17-β (Tabla 3). Cuando se limpian los galpones de crianza de pollos parrilleros, los productores remueven la parte superior del abono apelmazado, dejando el material más viejo (limpieza parcial) o la totalidad de la cama de pollo (limpieza total). La limpieza parcial tiene mayores concentraciones de estradiol 17-β y testosterona que la limpieza completa (Tabla 3).

Por lo tanto, el impacto ambiental de la limpieza parcial probablemente sea mayor que el de la limpieza completa. Si la cama removida de los galpones de cría de pollos parrilleros es aplicada en superficie sobre pasturas o suelos sin labranza como fertilizante, se corre el riesgo de contaminación con hormonas de la escorrentía superficial lo que a su vez puede conducir a la contaminación de los arroyos, ríos y lagos. La presencia de estas hormonas en las aguas superficiales puede tener impactos negativos en la vida silvestre y las poblaciones humanas que beben el agua contaminada (Colborn et al., 1993). Esto es especialmente cierto para el estradiol 17-β, que puede tener efectos a concentraciones tan bajas como 10 ng L-1. Por el contrario, la testosterona puede tener efectos en concentraciones mucho mayores (1.000 ng L-1). Las condiciones adecuadas para las aplicaciones de la cama de pollo en el campo pueden no ser aquellas logradas inmediatamente después de una limpieza total de los galpones de cría. En consecuencia, la cama de pollo puede almacenarse en pilas durante uno o dos meses, antes de que los productores la apliquen en el campo. Trabajos recientes demostraron que esta práctica puede reducir las concentraciones de estradiol 17-β y de testosterona en un 40% a 50% (Tabla 4). Si bien la cama de pollo se somete a un calentamiento de hasta 60oC debido a la actividad biológica durante el apilado, no sufre el proceso de compostaje completo debido a que su contenido de agua es típicamente bajo. Esta puede ser la razón por la cual no se produce la descomposición completa de las hormonas durante el apilado. Una investigación en la cual una capa de abono fue compostada por 139 días, demostró una reducción de aproximadamente 90% en la cantidad de estradiol 17-β extraíble con agua y la testosterona (Hakk et al., 2005). Se debe tener en cuenta que una gran cantidad de N se pierde durante el compostaje de la cama de pollo, de modo que sólo del 4% al 5% del N orgánico remanente es mineralizable. Como resultado de esto,

las tasas de aplicación de compostaje de cama de pollo para abastecer necesidades de N son mucho mayores que las tasas de la cama de pollo sin descompostar lo que implica aplicaciones de P en mucho mayor exceso que las cantidades requeridas por el cultivo. 

Una vez que la cama de pollo se aplica al suelo, las hormonas presentes sufren una descomposición, pero el porcentaje descompuesto es mucho menor para el estradiol 17-β (aproximadamente 10%) que para la testosterona (aproximadamente 45%, Durant et al., 2012). Es interesante notar que en ambas hormonas, el porcentaje de descomposición es similar a capacidad de campo (-0.03 MPa) y a punto de marchitez permanente (-1.5 MPa), lo que sugiere que la mayor parte de la descomposición puede ser llevada a cabo por enzimas extracelulares.

Las hormonas sexuales que no se descomponen son incorporadas lentamente a la materia orgánica del suelo, perdiendo así su actividad. Para estradiol 17-β, el porcentaje incorporado a la materia orgánica del suelo aumenta del 26% en el día 1 hasta el 88% al día 56. Para la testosterona, el porcentaje aumenta del 26% en el día 7 al 74% al día 56 (Durant et al., 2012). Estos resultados indican que el principal período crítico, cuando estas hormonas permanecen activas en una concentración significativa es durante las primeras cuatro semanas, después de la aplicación del abono.

La cama de pollo que queda en la superficie del suelo puede contaminar la escorrentía superficial con importantes cantidades de hormonas cuando el escurrimiento se produce dentro de las primeras cuatro semanas después de la aplicación. En tres estudios recientes, sin publicar, se utilizó la simulación de lluvia para medir la concentración de estradiol 17-β y de testosterona en la escorrentía superficial en praderas fertilizadas con cama de pollo a una tasa de 4700 kg ha-1. La concentración media de estradiol 17-β en la escorrentía era mayor a la de la muestra control y varió desde 27 hasta 83 ng L-1. En el mismo estudio, la concentración media de testosterona osciló desde 123 hasta 206 ng L-1. De estos valores, las concentraciones elevadas de estradiol 17-β son las de mayor preocupación ya que esta hormona puede tener efectos en concentraciones tan bajas como 10 ng L-1. Debido a que las hormonas sexuales presentes en la cama de pollo aplicada en superficie pueden ser conducidas hacia las aguas superficiales a través de la escorrentía superficial, cualquier práctica de manejo que reduzca la escorrentía superficial reduciría la contaminación de las aguas superficiales. Por ejemplo, en un trabajo reciente, sin publicar, realizado en pasturas en Georgia, se observó que la aireación mecánica de la pastura (que crea pequeños surcos de unos 10 cm deprofundidad) aumentó la infiltración de la lluvia, reduciendo la escorrentía superficial como así también, la cantidad de hormonas sexuales perdidas en eventos de escorrentía que se produjeron dentro de la semana después de la aplicación cama de pollo. Con respecto al efluente de tambos, el estradiol 17-β ha sido medido en concentraciones próximas a 10 ng L-1 en lagunas de decantación en industrias lácteas de California (EE.UU.) y en concentraciones de 0,1 a 0,7 ng L-1 en aguas superficiales (ríos, canales de riego, drenajes) (Kolodziej et al., 2004). Del mismo modo, se encontró una actividad estrogénica equivalente a concentraciones de estradiol 17-β que van desde 0,04 hasta 3,62 ng L-1 en cursos de agua situados cerca de las granjas lecheras en Inglaterra y Gales (Matthiessen et al., 2006). Estos autores concluyeron que los peces en los arroyos cercanos a las explotaciones ganaderas pueden estar en riesgo de alteración endocrina. 

Además de las hormonas sexuales, que son excretadas naturalmente por los pollos parrilleros y el ganado lechero, la cama de pollo y el efluente de tambo pueden tener antibióticos que son agregados a la alimentación. Monensina y salinomicina son algunos de los antibióticos más comúnmente utilizados en la industria avícola de EE.UU. Estos antibióticos pueden pasar a través del tracto digestivo de los pollos y aparecen en el estiércol. Por lo tanto, cuando se aplica la cama de pollo a la superficie del suelo, existe el riesgo de contaminación del agua con antibióticos. La presencia de estos compuestos en las aguas superficiales puede causar efectos adversos sobre la biota nativa y, potencialmente, aumentar la resistencia bacteriana a estas drogas (Boxall et al., 2003). En un estudio reciente no publicado, la cama de pollo enriquecida con monensina (1000 mg kg-1) y salinomicina (2000 mg kg-1) fue almacenada en contenedores de madera (1.2 m x 1.2 m x 1.2 m)  bajo un cobertizo (con techo pero sin paredes) durante 112 días para determinar si estos antibióticos se descomponen durante el almacenaje de la cama. Los resultados mostraron que el apilado por 112 días disminuyó la concentración salinomicina en 55%, pero no afectó la concentración de monensina. Por lo tanto, el apilado de la cama de pollo por 4 a 8 semanas antes de su aplicación al suelo puede ser una buena práctica de manejo para reducir la concentración de algunos antibióticos. 

Los antibióticos que persisten en la cama de pollo después del apilado pueden aparecer en la escorrentía superficial si la cama se aplica en la superficie del suelo. En un estudio reciente, no publicado, se usó la simulación de lluvia para determinar si los antibióticos presentes en la cama podían aparecer en el escurrimiento superficial de parcelas de pasturas en las que se aplicó cama de pollo en superficie. Las concentraciones medias de antibióticos en la escorrentía estaban por encima de los niveles de base y ascendieron a 1.4 mg monensina L-1 y 2.5 g salinomicina L-1. El mismo estudio mostró que la cama de pollo tratada con  sulfato de aluminio (200 g kg-1) tuvo concentraciones de antibióticos en la escorrentía próximas a la mitad de aquellas medidas en la cama de pollo sin tratar. Estos resultados indican que los antibióticos presentes en la cama de pollo pueden aparecer en la escorrentía superficial, pero las concentraciones a las cuales pueden tener un impacto ambiental no son muy conocidas hasta el momento. Al igual que en la producción de pollos, en los tambos se utilizan una amplia variedad de antibióticos. Aunque el único antibiótico que se utiliza en la alimentación de vacas en lactación es monensina, varias otras clases de antibióticos (tales como tetraciclinas, sulfonamidas y macrólidos) se utilizan de manera profiláctica en vacas, novillos y vacas secas en las granjas lecheras (Watanabe et al., 2010). Zheng et al. (2008) encontraron concentraciones de 17-β estradiol tan altas como 2 g L-1 en las aguas residuales frescas pero las concentraciones disminuyeron en 1 a 3 órdenes de magnitud a medida que el agua se movía desde el establo de ordeño a una serie de lagunas secuenciales. Como resultado de diferentes grado de atenuación desde el establo de ordeño a las lagunas, los antibióticos en las lagunas han sido detectados en un rango de 0.01 a 7.7 mg L-1 (Bradford et al., 2008; Brown et al., 2006; Watanabe et al., 2010). Por otra parte, además de estar presente en las lagunas, monensina se ha detectado en el agua subterránea, poco profunda, de las explotaciones lecheras (Watanabe et al., 2008; Zheng et al., 2008).

Como en el caso de las hormonas sexuales, la degradación de los antibióticos que son aplicados al suelo conjuntamente con el efluente de tambos varía en función de las propiedades físico-químicas de los antibióticos y de las condiciones ambientales dominantes (Kemper, 2008). También, el movimiento de los antibióticos en el suelo depende de la fuerza con la que el antibiótico se adsorbe a los componentes del suelo, tales como materia orgánica y arcilla. Por ejemplo, las tetraciclinas son fuertemente adsorbidas por lo que su movimiento es aparentemente restringido al flujo a través de macroporos o en co-transporte con coloides móviles como la materia orgánica (Kemper, 2008). La presencia de hormonas y antibióticos en  el suelo, derivados de abonos de animales, es también motivo de preocupación porque las plantas que pueden asimilarlos pueden ser posteriormente consumidas por los seres humanos o animales. No existe información acerca de la absorción de hormonas sexuales por parte de las pantas, pero se ha demostrado que la asimilación de estradiol 17-β por las ovejas preñadas puede reducir su consumo de alimento y afectar su comportamiento reproductivo (Green, 1994).

Asimismo, Kumar et al. (2005) encontraron que  el maíz, la cebolla y el repollo pueden absorber clorotetraciclina. Además, Dolliver et al. (2007) demostraron que el maíz, lechuga y patata absorben sulfametazina, un antibiótico que pertenece a la clase sulfonamida. El consumo de plantas que contienen antibióticos puede aumentar la resistencia a los antibióticos por las bacterias y puede representar un riesgo para los seres humanos que son alérgicas a los antibióticos.

La cama de pollo y el efluente de tambo tienen cantidades significativas de N, P y K que puede ser utilizados para fertilizar los cultivos y forrajes. El reciclaje de estos nutrientes disminuirá la contaminación del medio ambiente cuando se compara con el descarte o desecho de esos sólidos y líquidos, y permitirá utilizar nutrientes como P y K que se extraen de los depósitos geológicos que no son renovables. Para reciclar estos nutrientes es necesario determinar la tasa de aplicación correcta para cada cultivo/forraje, lo que requiere el conocimiento de los contenidos inorgánicos y orgánicos del abono, así como las estimaciones de N mineralizable y las pérdidas esperadas a través de la volatilización de amoníaco. Además de los nutrientes, estos abonos también tienen naturalmente hormonas sexuales como 17-β estradiol y testosterona, así como antibióticos que normalmente se añaden en la alimentación.

Las hormonas sexuales y los antibióticos presentes en el abono pueden contaminar las aguas superficiales y pueden ser absorbidos por los cultivos que luego son consumidos por los seres humanos o animales. El consumo de agua o plantas contaminadas con las hormonas  sexuales puede afectar el comportamiento reproductivo de los seres humanos o los animales, y el consumo de plantas que tienen antibióticos puede aumentar la resistencia a éstos por las bacterias e impactar en individuos alérgicos a los antibióticos. Debido a estos problemas potenciales, la cama de pollo y el efluente de tambo deben ser manejados para reducir su contenido de hormonas y antibióticos. Las prácticas de manejo tales como el almacenamiento de cama de pollo durante 4 a 8 semanas, el compostaje de la cama de pollo y el uso de lagunas secuenciales para el almacenamiento de efluentes, pueden lograr estos objetivos. Además, el campo agrícola que recibirá estos abonos deberá ser manejado para reducir la escorrentía superficial a fin de minimizar la contaminación de las aguas superficiales.