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IMPACTO AMBIENTAL DE SISTEMAS PECUARIOS 
1. Introducción. 
Francisco Salazar Sperberg 
Ingeniero Agrónomo, Ph.D. 
INIA-Remehue 
En países desarrollados, diversos estudios han determinado que la producción 
ganadera sea una de las principales actividades productivas que genera impactos 
negativos al ambiente. En general se reconoce que los sistemas de producción 
animal son 'naturalmente' contaminantes. 
Si bien los impactos ambientales generados por la producción pecuaria son diversos, 
pudiendo afectar los recursos naturales, para efecto de esta presentación la 
discusión se focalizará en los impactos ambientales referidos al aire y agua, de la 
producción intensiva de animales, especialmente en confinamiento, y por el manejo, 
almacenamiento y utilización de los efluentes ganaderos, principalmente purínes. 
Aunque las pérdidas de nutrientes hacia el ambiente se pueden producir en la 
excreción de tecas y orina por los animales a pastoreo, es en la estabulación de 
animales, y en el manejo, almacenamiento y aplicación al suelo de efluentes, donde 
existe mayor interacción con el medio ambiente, representando un riesgo de 
contaminación de aguas, suelo y aire (Figura 1). 
En el país, los sistemas ganaderos han mostrado un aumento sostenido de la 
producción, basados principalmente en una mayor intensificación, con el uso de 
técnicas más avanzadas y la incorporación de la utilización de insumos a gran 
escala, dentro de los que destaca el uso masivo de fertilizantes y concentrados 
alimenticios. Como fruto de esta intensificación se han hecho comunes los sistemas 
ganaderos con confinamiento parcial o total de los animales, generándose una alta 
cantidad de efluentes y residuos ganaderos en superficies de terreno reducidas, 
trasformándose en un problema para el agricultor. Estos residuos, bajo un manejo 
Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 1 
adecuado. representan una interesante fuente de nutrientes para las plantas, sin 
embargo el mal manejo y utilización de ellos puc'}df~ afectar negativamente el 
ambiente. 
Figura 1. Mecanismos de pérdidas de nutrientes y contaminación durante la 
aplicación de efluentes ganaderos. 
La intensificación de la producción ha significado que las "condiciones naturales" han 
sido modificadas, pudiendo existir un impacto negativo en el ambiente, por ejemplo 
en la calidad de aguas subterráneas y/o superficiales. En este sentido cabe destacar 
que las especiales características naturales del país, con gran cantidad de cursos de 
agua superficiales, de gran valor paisajístico, y por otra parte la gran demanda 
existente de los recursos naturales para otras actividades productivas las posicionan 
en una situación de especial cuidado y sensibilidad, debido a que los sistemas 
intensivos de producción agropecuaria podrían alterar parcial o irreversiblemente las 
condiciones naturales de suelo, agua y aire y por ende se afectaría negativamente la 
calidad y valor de sus recursos (Cuadro 1). Se suma a ello la gran cantidad de 
acuerdos comerciales que ha suscrito el país en donde la temática ambiental es 
relevante, pudiendo ser una limitante, si no produce en forma 'limpia'. 
Tallar de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ciémadcros. 
Cuadro 1. Impactos ambientales asociados a sistemas pecuarios, según emisión. 
Emisión Impacto ambiental asociado 
Nitratos Disturbios ecológicos en ambientes acuáticos y salud humana. 
-::-~~~~~~~ 
Amoniaco Daflos en sistemas naturales y semi-naturales, lluvia ácida. 
Oxido nitroso Potencial efecto invernadero, rol en el agotamiento del ozono. 
Fosfato Eutroficacíón de aguas superficiales. 
Materia orgánica Alta Demanda Bioqulmica de Oxígeno (DBO), elimina el oxígeno del agua 
pudiendo causar la muerte de peces y vida acuática. 
·:-::-~~~~~-~~--~~~ 
Metano Gas con potencial efecto invernadero. 
Olores Molestias y reclamos del público. 
-~~~~~~~~~~~ 
Patógenos Enfermedades en humanos y animales. 
Fuente: Pain (1994). 
Por las particulares condiciones naturales de Chile, el agua nos parece un recurso 
'casi' ilimitado. Esta condición cambia sustancialmente en otros países en los cuales 
este elemento limita seriamente su desarrollo económico y social. En países 
desarrollados el uso intensivo del suelo y el creciente uso de fertilizantes y residuos 
orgánicos ha significado un aumento excesivo en la concentración de nitrógeno en 
aguas subterráneas, las cuales son nocivas para el consumo humano. 
Hasta hace poco el mayor foco de atención ha sido la contaminación directa de 
cursos de agua, sin embargo en la actualidad existe una creciente preocupación por 
la contaminación difusa, la cual puede provenir de predios ganaderos y predios 
agrícolas, en general. La contaminación difusa, en relación al recurso agua, puede 
ser definida como la introducción de impurezas a un curso de agua superficial o 
subterráneo, usualmente a través de vía indirectas y desde fuentes que son 'difusas' 
en la naturaleza. La contaminación difusa puede ser continua o intermitente, siendo 
esta última más común debido a que está relacionada a actividades temporales 
propias de la agricultura (e.g. época de fertilización) o fenómenos esporádicos (e.g. 
altas precipitaciones). Por lo tanto, la contaminación difusa, a diferencia de la 
contaminación directa, es difícil de controlar y regular (Carpenter et al., 1998). 
Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 3 
Si bien es posible, una vez contaminadas las aguas, tomar medidas tendientes a 
reducir el contenido de nutrientes en éstas, la experiencia indica que ello implica 
grandes costos, siendo más importante y efectivo la implementación de técnicas que 
impliquen un mejoramiento en la eficiencia de los sistemas productivos reduciendo el 
potencial de contaminación. 
Para lograr una reducción de la contaminación desde sistemas ganaderos se debe 
analizar cada etapa o proceso del sistema, teniendo presente que existe una 
interdependencia entre ellos, y que los cambios producidos en una parte pueden 
afectar los balances de la otra. Los impactos más grandes en la reducción de 
pérdidas de nutrientes, por ejemplo, pueden ser logrados mejorando la utilización de 
ellos durante la alimentación del ganado, a trav'3s de estrategias de alimentación que 
aumenten la eficiencia de uso. Los estudios realizados por Van Vuuren Y Meijs 
(1987) con ganado lechero en Holanda han demostrado que el máximo de utilización 
de Nen vacas lecheras es de 43%, siendo el promedio actualmente 15-20%. 
Otra componente importante de los sistemas ganaderos es el manejo de los 
efluentes, en donde la utilización de los nutrientes excretados es clave para 
determinar la eficiencia de uso de estos del sistema en general. Oenema y Van den 
Poi-Van Dasselaar (1999), en Holanda, compararon la eficiencia de utilización de N 
entre un predio lechero 'típico' y un predio lechero 'eficiente'. Ellos determinaron que 
en el predio eficiente un 12% del N de los purines era transformado a leche y carne, 
mientras que en el predio "típico" este valor sólo era de un 6%. 
Otros estudios realizados, a través de modelación, han indicado que mejorando la 
utilización de N en vacas lecheras de un 16% a un 25%, a través de cambios en la 
alimentación, se incrementa la eficiencia de uso de N del predio de un 20% a 29%; 
mientras que incrementando la utilización de N por un uso adecuado de purines en 
cultivos desde un 27% a un 50% el incremento en la eficiencia del predio equivale 
solo de un 2%. 
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Actualmente la investigación en curso en Europa y en otros países está orientada a 
aumentar la eficiencia de uso de nutrientes en los sistemas ganaderos y con ello 
reducir el potencial de contaminación hacia el ambiente. 
Las demandas de la sociedad hacia los sistemas de producción ganadera se han 
incrementado,exigiendo una mejor utilización y manejo de los recursos en los 
predios. En un mediano plazo a los productores agropecuarios no se les permitirá 
reducir costos en desmedro de la calidad ambiental de los recursos. Al mismo tiempo 
las presiones económicas y públicas continuarán exigiendo a los agricultores 
producir con una mayor eficiencia. En países desarrollados en orden a proteger el 
medio ambiente, legisladores a distintos niveles (estatales y locales) están 
demandando mayores restricciones y requerimientos para predios ganaderos. Por 
ejemplo, en Europa, con la finalidad de proteger la calidad del agua se han generado 
regulaciones para limitar el uso de fertilizantes nitrogenados en sistemas intensivos 
agropecuarios, estableciendo Zonas Vulnerables al Nitrato (e.g. EC, 1991). 
Países. como Holanda, por ejemplo, han implementado un sistema de balances de 
nutrientes a nivel predial, con un registro detallado de las entradas y salidas de 
nutrientes en los predios ganaderos. En base a ello se han definido valores umbrales 
por sobre el cual el agricultor tiene que pagar por cada kilo de nutriente en exceso. 
Este sistema de 'contabilidad de nutrientes' ha significado que los productores han 
tenido que buscar alternativas en sus predios para lograr las metas estipuladas, 
debiendo reducir su grado de intensificación o exportar desde éstos los purines 
producidos. En casos extremos en "zonas sensitivas" y con alta carga de nutrientes 
los predios son subvencionados para que no se cultive ni se realice otro tipo de 
actividad productiva, de modo tal que sólo tengan un valor paisajístico. 
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2. Eficiencia de uso de nutrientes en sistemas ganaderos. 
Una estimación de la eficiencia de utilización del nitrógeno a nivel mundial señala 
que para la producción animal este promediaría sólo el 10%, siendo para la 
producción bovina de 7.7%. En contraste, la producción de cultivos y praderas es 
mucho más eficiente con valores promedio de 60% (Van der Hoek, 1998). Estos 
bajos valores son explicados por la ineficiencia natural de los rumiantes en convertir 
el nitrógeno ingerido en productos como leche y carne. 
El exceso de nutrientes es excretado en tecas y mayoritariamente como orina, 
regresaqQ a la pradera directamente durante el pastoreo o acumulado en los pozos 
purineros. En los países desarrollados, caso de predios holandeses, las estimaciones 
de eficiencia de utilización de N señalan un excedente en los sistemas de producción 
de leche y carne, en donde las eficiencia de utilización de N varian entre un 14% a 
30%, con 5uperóvit do N que alc.d11zcm los 470 kg N Nha-1año-1. La información 
obtenida en INIA-Remehue, en un módulo lechero con vacas en producción 
solamente, muestra una eficiencia del 25% en el uso de N, implementándose 
actualmente medidas para mejorar este valor (Cuadro 2). 
Cuadro 2. Balance de nitrógeno en predios 'tipo' de producción de leche o carne 
para distintos países. 
País Sistema Exceso N Eficiencia Referencia 
(kg N ha"1 año1) uso N 
% 
Nueva Zelanda Leche 131 30 Ledgard et al. (1997) 
Holanda Leche 470 14 Aarts et al. {1992} 
Inglaterra Leche 270 20 Jarvis {1993} 
Canadá Carne 'l.. leche 288 17 Paul 'l.. Beaucham~ p995} 
Francia Carne 'l.. leche 150-200 Sin inf. Le Gall et al. {1997) 
USA Leche Sin inf. 19 Bacon et al. { 1990} 
Chile Leche 260 25 Salazar y Dumont (2003) 
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3. Contaminación de aguas desde sistemas de producción agropecuarios. 
3.1. Demanda Bioquímica de Oxigeno (080). 
El oxígeno disuelto en el agua cumple un rol fundamental en el desarrollo de 
especies de vida acuática. Los peces necesitan los niveles más elevados, los 
invertebrados niveles menores, y las bacterias los más reducidos. Para una biota de 
agua templada diversificada, incluidos los peces de pesca deportiva, las 
concentraciones de oxígeno disuelto deberían ser a lo menos de 5 mg/L. Merkel 
(1981), menciona que la trucha requiere para vivir y reproducirse un nivel de 6 mg/I. 
Al respecto, la Norma Chilena Oficial de Aguas para Diferentes Usos (NCh 1333. Of. 
1978 modificada en 1987), establece como mínimo 5 mg/L de oxígeno para el 
desarrollo de vida acuática (INN, 1987). 
En general los efluentes de la actividad agropecuaria presentan altos valores de 
DBO, siendo muy superiores a los de aguas servidas, generados por las ciudades 
(Cuadro 3)_ Estudios nacionales realizados en la Décimea Región a través de una 
prospección de pozos purineros de lecherías, han establecido valores de DBO de 
12.000 (mg/L), con un rango desde 7.260 (mg/L) a 19.460 (mg/L), lo que concuerda 
con los valores citados por la literatura. 
Entre los efluentes generados, el de ensilaje es el que tiene el más alto poder 
contaminante, siendo además producido preferentemente en los meses estivales, 
cuando los cursos de agua están muy reducidos. Estos efluentes si son eliminados 
directamente a ellos podrían causar un fuerte impacto negativo. Algunos estudios 
señalan que el efluente producido por un silo de 500 toneladas de forraje cosechado 
en verde equ~vale a las aguas servidas producidas en un día por una ciudad de 
200.000 habitantes. 
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Cuadro 3. DBO característicos de efluentes agropecuarios y domésticos. 
Efluente Demanda Bioquimlca de Oxígeno 
m ,-1 
Aguas servidas tratadas 
----~~-·----·-~N-~~---··----~·-·-•--
Aguas servidas 
20-60 
-----·-----3-0-0--40-0 --------
---------------·-·--~--_,_--·-----
Agua de lavado de vegetales 500-3000 
-A9ua·cre1a-vacio-·cfecorra·10sy saTa-cie .. ordel'\a(aguas suCias-) ---··-······--·:¡:ooo.:2~000 ______ _ 
Purln de ganado bovino ----------16.000-20.000 
Purrn de cerdo ---------····------·-----------------20.000-30 '000 
-------------~------------·------
Efluente de ensilaje 30.000-80. 000 
--------·EfTUeílte-industria cervece·i=a-------·----------- 30. 000-50.000 
Leche -----------------·-·---------------------·-·--------14D.Ooo ___________ _ 
Fuente: MAFF (1991) 
3.2. Nutrientes. 
En países desarrollados, la producción agrícola es considerada como una de las 
principales actividades productivas responsables de la contaminación difusa de 
cursos de agua, debido a que genera el enriquecimiento de estas con nutrientes, 
principalmente nitrógeno (N) y fósforo (P) (Jarvis, 2002). 
En países de Europa occidental se ha estimado que entre un 37 y 82% del N y entre 
un 27 Y 38% del P que llega a las aguas proviene de actividades agropecuarias 
(lsermann, 1990). Además, se ha establecido que la combinación entre población 
animal (alta o baja) y la aplicación de fertilizantes (bajas o altas dosis), en especial de 
fertilizantes fosfatados, son los factores claves que controlan la entrega de nutrientes 
a cursos de agua superficiales a nivel dG cuencas hidrográficas. Por ejemplo, en 
áreas donde se desarrollan sistemas intensivos de producción animal y se aplican 
importantes cantidades de fertilizantes fosfatados, las pérdidas de fosfato a cursos 
de agua puede superar los 70 kg de P20 5 ha-
1 año-1 (Gerber et al., 2002). 
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La contaminación de aguas con N y P se traduce en un gran crecimiento de algas, 
alterando las condiciones naturales de los cauces y la vida acuática, fenómeno 
conocido como eutrofización. Además el enriquecimiento de las aguas por N ha sido 
relacionado con enfermedades en humanos, debido a la contaminación de aguas de 
bebida. La Organización Mundial de la Salud ha establecido un límite máximo de 1 O 
mg N03"-N/L, y similar límite ha sido fijado por la Comunidad Económica Europea 
(EC, 1991 ). Altas concentraciones de nitratos en agua de bebida son causantes de la 
enfermedad llamada Metahemoglobinemia, conocida comúnmente como "Bebé 
Azul", en los cualesla presencia de este nutriente interfiere con la absorción de 
oxígeno en infantes (Merkel, 1981 ). 
El N es sin lugar a dudas el elemento mayormente utilizado por agricultores en la 
fertilización de cultivos y praderas en suelos agrícolas, con la finalidad de 
incrementar los rendimientos de éstos. Las respuestas al N por cultivos y praderas 
son muy marcadas y representan una buena alternativa en orden de obtener los 
rendimientos potenciales. Desde el punto de vista ambiental el N también es uno de 
los nutrientes de mayor importancia dada su fácil transformación y movilidad en el 
suelo y su alto potencial contaminante de agua y aire. Se requieren adecuadas 
concentraciones de N en el suelo para el crecimiento de las plantas, sin embargo 
altas aplicaciones vía fertilizantes o efluentes ganaderos pueden incrementar las 
pérdidas de éste vía lixiviación de nitratos. Para la mayoría de los estuarios y 
sistemas costeros de zonas temperadas, el N es el elemento clave en los procesos 
de eutrofización en aguas, siendo el P también importante. 
Los estudios realizados en microcuencas del Lago Rupanco (X Región) indican una 
mayor pérdida de N y P desde aquellas con praderas destinadas a la ganadería en 
comparación con otras en que prevalecen praderas con agricultura limitada, praderas 
con matorrales o bosque nativo, respectivamente. Estos resultados demu_estran que 
también a nivel local, al incrementarse la intensidad del uso del suelo, aumenta el 
potencial de contaminación con nutrientes hacia cursos de agua. 
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Para hacer un adecuado uso de los nutrientes contenidos en los fertilizantes y 
efluentes, las aplicaciones de éstos deben realizarse cuando los cultivos están 
creciendo activamente y por lo tanto sus demandas de N son más altas. En general, 
para el caso de purines se ha determinado mayores eficiencias del uso de N en 
aplicaciones tardías en invierno o tempranas en primavera. En el caso de estiércoles, 
los estudios no han mostrado una clara diferencia en la eficiencia del uso de N entre 
aplicaciones de otoño o primavera. 
Desde el punto de vista ambiental la época de aplicación de purines tiene una alta 
incidencia. Las pérdidas de nutrientes tienen mayor probabilidad de producirse en 
invierno debido al alto riesgo de escurrimiento y lixiviación de nitratos en este 
período. En una encuesta realizada en predios lecheros de la Décima Región, 
Salazar et al. (2003) determinaron que los efluentes de lecherías son a menudo 
aplicados en otoño e invierno y generalmente utilizando altas dosis. Este manejo 
incrementa el riesgo de pérdidas de N vía lixiviación, los cuales pueden contaminar 
cursos de agua subterránea. 
Varios estudios han mostrado que existen mayores pérdidas de N vía lixiviación en 
suelos con cultivos arables que en praderas de corte. Sin embargo esta situación es 
diferente cuando la pradera es pastoreada. La cantidad de N03- lixiviado desde 
praderas pastoreadas por bovinos se ha estimado que es 5,6 veces superior que la 
lixiviada de una pradera similar bajo corte (Ryden et al., 1984). Los mismos autores 
mencionan que las pérdidas de N por lixiviación en praderas pastoreadas son 
similares a las que se producen en cultivos arables. Estudios recientes realizados en 
.. _,Ja Décima Región han mostrado un claro efecto de la carga animal en las pérdidas 
por lixiviación, determinándose valores equivalentes a 30 kg N03- ha-
1año-1 con la 
carga animal más alta (5 ternero~/her) versus 11 kg NOa- ha·1ano·1 con la carga más 
baja (3,5 terneros ha-1). 
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3.3. Patógenos. 
Las fecas y orina de animales, junto con los purines generados por estos pueden 
contener una gran variedad de bacterias, virus y protozoos patógenos. Es así como 
las plantas, suelo y cursos de agua utilizados como agua de bebida, pueden ser 
potencialmente infectados por estos residuos. 
El riesgo de la contaminación por estos patógenos depende de varios factores: 
estado de salud del animal (severidad de la infección), carga animal en pastoreo, 
tratamiento de los purines y tiempo de almacenamiento de éstos, método de 
aplicación al campo y tiempo de sobrevivencia del organismo en el ambiente. 
La contaminación de agua con fecas o purines puede ocurrir a través de distintas 
formas, representando un riesgo tanto para la salud de animales o humanos que se 
abastecen de esa agua. La contaminación con purines de las aguas superficiales 
puede ocurrir por escurrimiento de los purines desde suelos con aplicación o a través 
de micro-gotas generadas por los equipos utilizados para su aplicación (Ej. pistones). 
Dentro de las enfermedades transmisibles por efluentes de lecherías, a través de las 
excreciones de animales se encuentran la Leptospirosis, Brucelosis, Salmonelosis, y 
la causada por Campylobacter, las cuales pueden contaminar agua:s, suelo y aire, 
contagiando al hombre a través del contacto directo con ellas o el consumo de 
alimentos o agua contaminada (Heatley, 1996). 
Estudios al respecto han asociado aplicaciones de purines con la transmisión de las 
bacterias Salmonel/a y Echerichía coli, mencionando además que microorganismos 
como Baci/fus anthracís, Mycobacterium tuberculosis, Clostridía spp. y Leptospira 
spp. pueden sobrevivir en el purín. En el caso de Salmonella, ésta puede 
permanecer viva a lo menos durante tres meses en el purín. 
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En Inglaterra, Pain y Jones (1993) señalaron que los huevos del protozoo 
Crystosporidium, resistentes a los tratamientos del agua de bebida, han sido 
estrechamente relacionados con enfermedades gastro-intestinales en humanos, cuya 
vía de contagio sería el agua proveniente de actividades ganaderas. 
En cuanto a paratuberculosis, agricultores y profesionales ligados a la actividad 
ganadera han señalado que las aplicaciones de purines podrían estar diseminando 
esta enfermedad. No existe evidencia científica nacional de esto, sin embargo 
estudios realizados en Holanda han detectado contaminación de ovejas 'sanas' que 
pastorearon praderas con aplicación previa de purines provenientes de vacas con 
paratuberculosis. Los patógenos causantes de esta enfermedad, de acuerdo a lo 
señalado por algunos estudios, pueden sobrevivir hasta 1 año en el suelo. 
~. 
3.4. Sólidos suspendidos. 
En el manejo de efluentes, hay que tener presente el aporte de sólidos suspendidos 
que estos pueden hacer al ser eliminados directamente al agua o suelo. 
En el caso de cursos de agua superficiales estos se verían afectados por un 
enturbamiento, lo cual altera las condiciones naturales, debido a una menor 
penetración de la luz, afectando la vida acuática existente en ellos. Los sedimentos 
provenientes de efluentes pueden afectar a los peces a través del bloqueo del 
sistema respiratorio. Este fenómeno cobra mayor importancia al descargar grandes y 
continuas cantidades de desechos en ríos, esteros y otros, aumentando su incidencia 
en los meses estivales por un escaso efecto de dilución, provocando además una 
pérdida en el valor estético delpaisaje. 
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4. Pérdidas gaseosas. 
4.1. Volatilización de amoníaco. 
La mayor parte del N es excretado por cerdos y bovinos (60%) a través de la orina, 
correspondiendo más del > 70% de éste a la forma de urea. En aves la principal 
forma de N es ácido úrico (70%) en cual puede se transformado a urea y 
posteriormente a amoníaco. Una vez que la orina es excretada por los animales 
(urea) ocurre una hidrólisis por la acción de la enzima ureasa, generándose amonío 
(NH/). Posteriormente se produce la transformación de este a amoníaco (NH3) el 
cual puede volatilizarse en forma gaseosa a la atmósfera. 
El amoníaco tiene gran incidencia enel fenómeno conocido como "lluvia ácida". 
Varios estudios señalan que en gran parte de Europa la ganadería es considerada la 
principal fuente de aporte de amoníaco. 
El amoníaco, por ser un gas, puede transportarse a largas distancias en la 
atmósfera, trasformándose desde un problema de escala predial a internacional. 
Como una forma de controlar la deposición de N por esta vía los países Europeos 
han estado realizando inventarios de las fuentes de emisión, fijándose metas de 
reducción dentro de la Comunidad Económica Europea. Junto con ello se han 
definido factores de emisión para las distintas categorías animales y fuentes. En 
base a estos estudios se ha estimado que, en Holanda, el amoniaco contribuye en un 
20% al total de las sustancias acidificantes, siendo el 63% de este valor atribuido a 
emanaciones producidas por la ganadería de leche y carne (Anon, 1990 citado por 
Wouters y Verboon, 1993). En el Reino Unido, por ejemplo, la agricultura genera más 
del 80% del amoníaco, siendo un 52% de este valor aportado directamente por los 
sistemas de producción de leche y carne, principalmente a través de la urea 
excretada por los animales (Pain et al., 1998). 
Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 13 
Los efectos adversos en el medio ambiente incluyen toxicidad en coníferas, 
enriquecimiento de nitrógeno en ecosistemas afectando la diversidad de especies, e 
incrementando la acidez de suelos perdiendo estos su capacidad buffer. 
De acuerdo a un inventario de amoníaco realizado en el Reino Unido se determinó 
que los bovinos son la principal fuente de emisión de este gas, seguido de aves y 
cerdos (Figura 2). La volatilización del nitrógeno vía amoníaco se produce en 
establos, patios de alimentación, pozos purineros, y durante las aplicaciones de 
éstos en fertilizaciones. El mismo inventario permitió determinar que durante la 
estabulación de animales y en la aplicación de efluentes al campo es donde se 
produce la mayor volatilización de amoníaco (Figura 3). 
Para la construcción de estos inventarios se utilizan factores de emisión, los cuales 
han sido estimados en base a experimentos de campo, evaluando la emisión de 
éstos gases por distintos tipos y categorías animales según se muestra en el Cuadro 
4. Esta información muestra que la principal fuente de emisión, de acuerdo a la 
información para el Reino Unido, son las vacas lecheras bajo estabulación, sin 
embargo al expresarlas como unidad animal la principal fuente pasan a ser las aves 
confinadas en jaulas. 
Altas tasas de pérdida de amoníaco se producen principalmente durante las primeras 
horas posteriores a la aplicación de purines, continuando a tasas muy bajas durante 
los 15-17 días siguientes. Comúnmente el 50% del total de pérdidas ocurre antes de 
seis horas y más del 90% a los cinco días postaplicación (Pain, 1990). Las 
condiciones ambientales, de suelo, manejo y composición del purín, tienen incidencia 
en la intensidad de las pérdidas de N. 
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4.2. Oxido nitroso y metano. 
Dentro de los gases generados directamente por los animales están el metano Y 
dióxido de carbono, teniendo el primero características de gas con efecto 
invernadero. Estimaciones realizadas en el Reino Unido indicaron que dentro del 
ganado, las vacas lecheras, bovinos de carne y ovinos, respectivamente, son los que 
mayormente aportan a la generación de este gas (Figura 4). 
Otra forma de pérdida de nitrógeno ocurre a través del proceso conocido como 
desnitrificación, en el cuál el amonio aplicado en los efluentes es transformado por 
bacterias nitrificantes a nitrato (nitrificación). El nitrato es secuencialmente reducido a 
gas, principalmente como oxido nitroso, siendo señalado como un gas con potencial 
efecto invernadero. 
Mundialmente, según estimaciones realizadas por Duxbury et al. (1993) las 
actividades antropogénicas son responsables del 64% del total de las emisiones de 
N20, representando la agricultura un 92% de éstas. 
En el Reino Unido, las principales fuentes de emisión de oxido nitroso es a través del 
pastoreo animal, fertilización de suelo y aplicación de efluentes animales (Figura 5). 
Las pérdidas por esta vía son generalmente más altas con aplicaciones de purines 
que las de fertilizantes inorgánicos, siendo mayores a baja temperatura, las cuales 
en invierno pueden equivaler al 30% del nitrógeno aplicado. En Primavera, sin 
embargo, las pérdidas son mínimas, debido a que el nitrógeno bajo la forma de 
nitrato, es absorbido rápidamente por las plantas que se encuentran en activo 
crecimiento (Pain, 1990). 
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Figura 4. Fuentes de emisión de Metano en el Reino Unido, calculada utilizando la 
metodología IPCC (Brown et al., 2001 ). 
----·····"'-·-------- - -·-·-·~---<>-··~------~- - - .... ·--------------- -· --•>·------- , ... 
1 
Cerdos 
3% 
Ovinos 
Bovinos de 
carne 
42% 
Aves 
2% 
Figura 5. Fuentes de emisión de Oxido Nitroso en el Reino Unido, calculadas 
utilizando la metodología IPCC (Brown et al., 2001). 
Residuos de Otras fuentes 
ApHcaclón de 
efluentes 
15% 
4.3. Malos olores y gases tóxicos. 
2% 
Fe rtllizaclón 
30% 
Animales en 
pastoreo 
36% 
La acumulación y aplicación de efluentes de lechería generan una gran cantidad de 
malos olores y gases (Cuadro 5), algunos con calidad de tóxicos letales, los que 
pueden afectar a poblaciones humanas cercanas a los predios agrícolas donde se · 
estén manejando. 
En USA, específicamente en el estado de IOWA, se han establecido y normado los 
requerimientos ambientales para la ubicación de los pozos purineros e instalaciones 
para estabulación de animales, mencionando las distancias mínimas requeridas 
Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 17 
entre ellos y pozos de agua para bebida, casa habitaciones, escuelas, cursos de 
agua y otros. 
En lo que respecta a las aplicaciones de los desechos líquidos de lecherías, en 
Nueva Zelanda están regulados, estableciéndose que a lo menos debe existir una 
distancia de 150 m. entre el lugar de aplicación y viviendas residenciales, pudiendo 
bajar a 15 m. si existen cortinas de árboles o bosquetes de resguardo entre el sitio de 
utilización de efluentes y las casas habitadas. 
El almacenamiento de desechos orgánicos animales produce además focos de 
insalubridad dentro del sistema ganadero, siendo sustrato para la proliferación de 
insectos, principalmente moscas, las cuales a su vez pueden ser vectores de 
enfermedades. 
Cuadro 5. Características de gases generados por efluentes de ganado. 
Compuesto Olor Órganos afectados 
Ácido acético picante, irritante Sistema respiratorio (SR) 
Mdo butíríco -----···-·--·--picantel________ Piel, ojos ____________ .. _____ _ 
--Acicio'PropTunlco- ···· ··-------- -----ran.cio · --- · · ··--sR~5--·----·· --------··----........... ·-·---·-
------- -·----------~-------· ~-~--~----------
Fenol oloroso, fragante SR, ojos 
----·---
p- Cresol 
Amoníaco 
. ---------·---------olor a·carbó_ñ ___________ SR, ofos~ pielciesnüda·y-rinones -~--
---------Trritarite·----------------sR, ojos ____________ _ 
Dióxido de nitrógeno------ tó--xi-co-·---------S-R~br-on_q_u-io-s pulmonares, piel 
Olor a ajo SR, membranas de los ojos Etil mercapto 
Metil mercapo Olor nauseabundo ________ sR.·---~-------·-------
Fuente: Verstegen et al., (1994) 
Taller de Capacitación en Evaluación Ambiental de Planteles Ganaderos. 18 
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