Impacto económico de alternativas de manejo de efluentes de bovino de leche, Córdoba, Argentina

Asociación Argentina de Economía Agraria

Impacto económico de alternativas de manejo de efluentes de bovino de leche, Córdoba, Argentina.

Octubre de 2010

Trabajo de investigación

Hernán Gabriel Papes

[email protected]

Jorge Dante de Prada

[email protected]

1Estudiante de grado de Ingeniería Agronómica, Facultad de Agronomía y Veterinaria, Universidad Nacional de Río Cuarto. 2Docente del Departamento de Economía Agraria, Facultad de Agronomía y Veterinaria, Universidad Nacional de Río Cuarto.

XLI Reunión Anual de la Asociación Argentina de Economía Agraria

Potrero Funes, San Luis - 2010

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RESUMEN

Los efluentes de tambos sin tratamiento producen externalidades negativas aunque su aprovechamiento puede ser transformarlo en productos útiles (agua tratada, abono orgánico, energía). Este artículo presenta el impacto económico de tres alternativas de tratamiento y aprovechamiento de efluentes de bovinos lecheros (A1, A2 y A3). Se utilizó el análisis beneficio-costo (ABC), valor de la externalidad con precios de mercados sustitutos: energía (biogás y tratamiento de agua) y fertilizantes (abonos orgánico), para un tambo de 200 vacas totales, un periodo de análisis de 15 años, una tasa social de descuento 10%, precios constantes a julio de 2009 y análisis de sensibilidad del valor actual neto (VAN). El área de estudio es San Basilio, Córdoba, Argentina. Los resultados muestran que los costos medios del litro de leche aumentarían un 3,6%, 3,9% y 5,2% para A1, A2 y A3 respectivamente sin considerar la externalidad. En contraste, considerando la externalidad los VAN10% para A1, A2 y A3 son $51.000, $-2.600 y $349.000 respectivamente. La mayor incertidumbre es la producción de biogás, soportada solamente por A3. Aún en las decisiones políticas de controlar un daño ambiental, las políticas deben valorar los beneficios de su control para promover alternativas económicamente más eficientes y socialmente deseables.

PALABRAS CLAVES: externalidad, producción lechera, efluentes del tambo, análisis beneficio-costo, Córdoba, Argentina

SUMMARY The external impacts of wastewater from a dairy farm are usually ignored. In this work, the economic impacts of three technical approaches (A1, A2 and A3) to treat wastewater from a dairy farm are evaluated, including the environmental damage. A benefit-cost-analysis, the prices of sustitute products: energy (biogas and treated water) and fertilizer (manure application), a representative farm of 200 cows, a horizont time of 15 years, a social discount rate of 10%, constant price a july of 2009 and sensitivity analysis of net present value (NPV) are used. The findings show that the average costs of milk due to water treatment represent 3,6%, 3,9% and 5,2% of the price of milk for A1, A2 and A3 respectively, ignoring the environmental damage. In contrast, taking into account the value of environmental damage the NPV10% for A1, A2 y A3 are $51.000, $-2.600 and $349.000 respectively. Sensitivity analysis of biogas production, the bigger uncertainty, shows that only A3 would be still viable. In policy decisions about environmental damages, it should value the benefits of external damages in order to induce a more efficient and socially desirable aproacch.

KEY WORDS: externality, wastewater treatment, dairy farm, benefit-cost analysis, Córdoba, Argentina

CLASIFICACIÓN TEMÁTICA: 3.3. Evaluación de técnicas y prácticas y 3.4. Proyectos de inversión.



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1. Introducción En los últimos años, la producción nacional de leche bovina ha aumentado de la mano de la intensificación de los sistemas de producción, expresado en aumento de la carga animal, mejoras en la genética, mayor suplementación y calidad de los alimentos. La consecuencia de esta intensificación ha sido una mayor productividad de leche y un efecto no deseado: la mayor producción de estiércol (excretas sólidas y liquidas) cuya disposición final sin tratamiento ejerce efectos negativos sobre el ambiente (Herrero et al., 2006). En la actualidad, el manejo de efluente de los tambos no tiene tratamiento y con raras excepciones algún aprovechamiento. La modalidad más común de manejo del efluente se basa en la utilización de una laguna digestora de tipo anaeróbica sin fondo impermeabilizado (Taverna et al., 2004, PEC 2009). Este manejo tiene alta posibilidad de causar los siguientes problemas ambientales: a) emisión de gases efectos invernaderos (p.e. metano y anhídrido carbónico) y olores desagradables, b) contaminación de la capa freática por nutrientes (nitratos y nitritos), patógenos, c) alteración de biota (proliferación de insectos p.e. moscas, mosquitos), y d) y contaminación del suelo por inutilización parcial. Estos efectos son dañinos para el medio ambiente, como así también para la salud humana y animal. Si se mantiene el manejo actual de residuos varios de estos efectos serán cada vez más dañinos y perjudiciales para el medio ambiente y la economía, en primer lugar para el productor y su familia y posteriormente para la comunidad. El problema ambiental causado por los efluentes del tambo puede constituirse en una oportunidad de negocio considerando el aprovechamiento del mismo o una amenaza considerando los efectos ambientales sino se realiza un tratamiento adecuado del efluente. En relación a la oportunidad, la producción de energías renovables a partir de residuos orgánicos constituye un elemento importante a considerar. De acuerdo EIA (2010), en su proyección 2007 – 2035 para el mercado energético en EE.UU., el incremento en la demanda energética será parcialmente soportada por la oferta de energía fósil (petróleo y gas) y cada vez cobrará más importancia las fuentes alternativas de energía. En nuestro país, la Ley de biocombustibles nacional y la adhesión de diez provincias, entre ellas Córdoba, promueven la producción de biogas (Chidiak y Stanley, 2009) y el aprovechamiento de residuos orgánicos como el estiércol de vaca y los efluentes del tambo constituyen una excelente opción. Por otro lado, al abono orgánico es un posible sustituto de los fertilizantes inorgánicos cada vez más usados en la agricultura, tales como la urea, el fosfato diamónico y el superfosfato triple, parcialmente importados por que la oferta nacional no alcanza, de acuerdo a FAO (2010). En contraste, las presiones sociales por un ambiente sano y la condena cada vez más reiterada de actuaciones irresponsable constituyen una seria amenaza para los productores lecheros. En este sentido, la Ley provincial 9306 “Regulación de los sistemas intensivos y concentrados de producción animal” pone de manifiesto la voluntad política del Estado de controlar los daños ambientales causados por estos sistemas de producción animal, inclusive el tambo. La ley exige la evaluación de impacto ambiental, la mitigación de los efectos ambientales no deseados, estableciendo una serie de obligaciones que el sistema de manejo actual no cumple, tales como, monitoreo de aguas, tratamiento de las excretas, entre otros. (Secretaria de Ambiente, 2010). En la medida, que la autoridad de aplicación empiece a fiscalizar los sistemas de producción ya sea por iniciativa propia o por reclamos sociales basado en la afectación de los intereses sociales difusos los sistemas de producción tendrán que tomar medidas de emergencias o defensivas, que probablemente no sean las más deseables.



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Por ello, para resolver el problema ambientales causado por los efluentes es necesario adoptar sistemas de gestión de efluentes que reduzcan la contaminación y aprovechen las oportunidades. En cuyo caso será necesario inversiones para el tratamiento y aprovechamiento de los productos que se pueden originar a partir del residuo: abonos orgánico, biogas, agua tratada (Herrero et al., 2006). En este sentido, existen diferentes alternativas tecnológicas para tratar los efluentes del tambo. Los sistemas de tratamiento van desde la simple impermeabilización de un sistema de lagunaje sin utilización de agua hasta la transformación total de residuos en productos útiles para el productor (p.e. biogás, energía eléctrica, abono orgánico, agua tratada). Aunque las tecnologías para el manejo de efluentes aparecen como alternativas promovidas por el Estado (p.e. Taverna et al., 2004) y maduras en otros países con resultados económicos positivos y negativos (Yridoe, 2009 en Canadá y Harris, 2009 en Australia), en Argentina la valoración económica y los impactos económicos de las posibles alternativas de tratamiento no se han estudiado sistemáticamente. El objetivo de este estudio, desarrollar un modelo conceptual simple que permita anclar el problema ambiental en la teoría económica y posteriormente realiza una contribución empírica valorando mediante la utilización de precios de mercados energéticos y fertilizantes inorgánicos tres alternativas de manejo de efluentes en tambos, cuyos residuos y su transformación en productos útiles, no tienen precios de mercado. La parte empírica se desarrolla para sistemas de producción lechera localizados en San Basilio Córdoba, Argentina. El estudio aporta la inclusión del tratamiento de este problema ambiental del manejo de efluente con la teoría económica? de externalidades económicas y valores empíricos físicos y económicos sobre el impacto de tres alternativas de manejos de residuos de efluentes de tambos. A continuación se describe un modelo conceptual simple sobre el tratamiento de residuos, del que se deriva la hipótesis de trabajo. En la Sección 3, el área de estudio, la metodología de valoración del daño ambiental y análisis Beneficio–Costo de las tres alternativas, En tanto en la Sección 4, se presentan los resultados, la producción de estiércol de un tambo representativo y sus composiciones, las alternativas de manejo, los precios seleccionados para valorarlas y la evaluación económica de las tres alternativas. Finalmente, se arriba a las conclusiones sobre el estudio y se remarca algunas limitaciones.

2. Modelo conceptual de manejo de efluentes El manejo de efluentes de tambo consiste en la transformación del efluente en agua tratada y productos inorgánicos, con tres subprocesos, los cuales son: separación de la fracción sólida y liquida del efluente, tratamiento de ambas fracciones, y aprovechamiento (ver esquema 1.). El efluente producido en la instalación de ordeño y los corrales de espera junto con el agua de limpieza constituyen el principal insumos del tratamiento. También, son requeridos para el manejo de efluente: energía (electricidad, y combustible), trabajo, asistencia técnica, e insumos para mantenimiento del sistema.



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Esquema 1. Manejo del efluente bovino del tambo En este trabajo se han identificado tres alternativas para realizar la gestión del efluente, cuyos productos son identificados (A1, A2 y A3) en la parte inferior del Esquema 1: A1: Lagunas digestoras con reutilización de agua para lavado de pisos (INTA - Rafaela); A2: Laguna digestora: producción de abono orgánico; A3: Laguna digestora: producción de biogás y abono orgánico. En el esquema 1, puede observarse que a partir del mismo efluente se diferencian los productos: en A1) agua tratada y abono orgánico; en A2) abono orgánico solamente; y A3) biogás y abono orgánico. Las inversiones para montar estos sistemas de tratamiento, como así también, la necesidad de los otros insumos varían entre las alternativas. Desde el punto de vista económico el manejo de efluentes sin tratamiento puede visualizarse como una externalidad negativa en la producción (e.g. Boardman et al., 1996; Fontaine, 1993). En el Gráfico 1 se muestra el equilibrio parcial de mercado lácteo, la demanda de leche es representada por la curva descendente como un bien normal y la oferta representada por la curva ascendente (línea llena), equivalente al costo marginal agregado de producción de leche, bajo supuestos clásicos de competitividad. En tanto, la oferta social, representa el costo de producción marginal para la sociedad –(líneas de punto)-, cuando al costo privado se le adiciona el costo marginal causado por los efluentes sin tratamiento (p.e. gases efecto invernaderos). Es importante notar que el punto de equilibrio social, intersección entre la oferta social y la demanda, los precios de la leche serían algo mayor y la cantidad producida de leche algo menor debido a la consideración del daño ambiental, por lo tanto la cantidad de efluentes sin tratamiento se reduciría a lo socialmente aceptable.

Gráfico 1. Mercado lácteo equilibrio parcial



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Sin embargo, este esquema simple supone que no existen alternativas de aprovechamiento para los efluentes y por lo expuesto previamente hemos vistos que la incorporación de un sistema de tratamiento de efluentes puede generar diferentes productos que son potencialmente aprovechados por el productor o en algunos casos por otros actores sociales: agua tratada, abono orgánico y biogás. Por ello, posiblemente el costo marginal para la sociedad considerando las diferentes alternativas de aprovechamiento puede aproximarse al privado o bajo ciertas circunstancias ser menor si los productos generados son económicamente valorados por la sociedad. En este último caso, es posible pensar que la adopción del sistema de tratamiento de efluente y el aprovechamiento de los productos generados reduciría el costo marginal social bajos los supuestos clásicos de competencia. Si se demuestra esta hipótesis, la política ambiental debe orientarse a promover sistema de innovación y transferencia tecnológica, capacitación y generación de mecanismos para valoración de los productos generados por los sistemas de tratamiento de efluente. En tanto, si se rechaza la hipótesis la política ambiental para los sistemas de producción lechero debe orientarse hacia el establecimiento de estándares ambientales, impuestos o subsidio pigouviano u otros mecanismos que permitan aproximar el costo marginal social al privado con las posibles consecuencias en el precio de la leche. Esta falla de mercado y la carencia de precios para el efluente y los productos potencialmente aprovechables del sistema de tratamiento son aproximados utilizando los principios de la economía ambiental valorando y haciendo comparable las alternativas tecnológicas, en términos del análisis beneficios costos que permitan al productor lechero y la sociedad en su conjunto disponer de información para tomar las decisiones que mitiguen este problema ambiental en la producción láctea. Para la cuantificación física de las alternativas técnicas y la valoración económica se apela a una comunidad de productores lecheros, localizados en el sur de Córdoba, y metodológicamente al ABC, por la necesidad de incorporar la dimensión temporal en el impacto económico y ambiental de las diferentes alternativas.

3. Área de estudio y metodología Área de estudio y característica de productor El área de estudio se localiza en la cuenca lechera de San Basilio, sur de Córdoba, Argentina. En esta cuenca lechera, se realizo un censo a 45 productores lecheros en el año 2008, 61 tambos, y se relevo el sistema de tratamiento de efluentes. Solo un (1) productor ha incorporado un sistema de esparcimiento del efluente tomando los efluentes directamente desde la laguna por medio de un tanque estercolero (PEC 2009). En el PEC 2009, los productores han sido tipificado en tres categorías (ver detalles Tabla 1). El número de vacas totales es de 12.216 con 9.142 vacas en ordeñe, para el estudio se toma el valor promedio de 200 vacas totales con 160 vacas en ordeñe (considerando una relación más apropiada de vaca seca vaca en ordeñe), este valor promedio se calcula en función del número total de tambos (61), esta tamaño de tambo es representativo del tamaño del Tambo inclusive para los productores Tipo III que la mayor producción se da por disponer de varios tambos. La extracción de leche se realiza dos veces por día, aproximadamente en 4 hs en total. Se considera que en ese periodo el animal bostea un 20% más por el estrés.

Metodología La metodología general utilizada es el ABC (p.e. Abelson, 1979; Contreras, 2004), considerando la valoración de una externalidad ambiental a los daños causados por los efluentes del tambo sin tratamiento. Para la valoración de la situación de referencia causada por el efluente del tambo sin tratamiento se considera el impacto causado en la atmósfera por



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la emisión de gases de efecto invernadero (metano y dióxido de carbono). Por lo que no se tendrán en cuenta otros posibles daños ambientales como la lixiviación de nitratos y nitritos hacia la capa freática o la generación de moscas y olores. La cantidad de excretas bovinas y su contenido de nutrientes de las vacas en ordeñe se calcularon utilizando los parámetros provistos por Krause et al., (2001), ponderada por el periodo de tiempo que están las vacas en las instalaciones de ordeñe y corrales de espera. De este modo obtenemos los valores de estiércol y los contenidos de nutrientes del mismo. La cantidad de metano emitido se estima utilizando el modelo de Harris (2009). Este modelo, también se utiliza para estimar la cantidad de biogás generado en la A3. Tabla 1. Tipificación de productores de San Basilio, Córdoba, Argentina.

Concepto Tipo I Tipo II Tipo III Total Productores 23 15 7 45

Tambos 24 18 19 61 Superficie operada (ha) 259 618 2.132 30.151 Superficie forrajera (ha) 180 336 920 15.620

Vacas totales 159 250 687 12.216 Vacas en ordeñe 114 185 535 9.142

Trabajo EAP (personas) 4,17 5,93 14,29 284,89 Producción leche (lt.EAP-1.día) 1.919 3.637 10.290 170.722

Ingreso anual ($ EAP-1) 560.348 1.062.004 3.004.680 49.850.824 Fuente: tomado de PEC (2009). Nota: el ingreso anual ha sido estimado considerando un precio de 80 centavos

el litro de leche. Para darle un valor económico a la emisión de metano se la transforma de acuerdo a su capacidad calórica, en un equivalente energético, gasoil y se utiliza el precio de este producto para valorarlo. Además, para las proyecciones futuras se analiza la tendencia de esta serie de precios y el escenario propuesto por la EIA (2010). Por otro lado, para valorar el abono orgánico generado en los diferentes sistemas de tratamiento se utilizan el contenido de nutriente del estiércol y el análisis de la oferta y la demanda de fertilizantes inorgánicos como urea y fosfato diamónico. Para valorar económicamente el abono orgánico se tendrá en cuenta el precio de nitrógeno, de potasio y de fósforo; siendo estos obtenidos a partir del precio de la urea (para nitrógeno) y el precio del fosfato diamónico (para fósforo). La decisión de tomar el precio de la urea para valorar económicamente el potasio aportado por el abono radica en la carencia de series de precios para fertilizantes potásicos. Para evitar la doble contabilidad se valora el nitrógeno por medio de la urea y este valor se descuenta del fosfato diamónico para estimar el valor del fósforo. Los precios de gasoil, urea y fosfato diamónico se toman de la serie histórica de precios corrientes (1977 – 2009) de AACREA. Los precios corrientes se transforman a precio constante a Junio 2009, utilizando el I.P.I.M. Nivel General. Para valorar el agua tratada utilizada para el lavado de pisos en la A1 se considera el ahorro de electricidad por parte de la bomba utilizada para la extracción de agua. La cantidad de kilowat-horas ahorrados por el uso de agua tratada, son valorados por el precio final pagado por kw.hr a la Cooperativa Eléctrica de San Basilio para establecimientos rurales. Es importante notar que no pudimos acceder a la serie histórica de precios del kw.hs y por ello se utiliza el valor de junio de 2010 como referencia. El dimensionamiento de las inversiones considera el capital fundiario, capital de explotación y el capital de trabajo y utiliza fuentes primarias y secundarias de información. La inversión fundiaria se estima el costo de oportunidad de la tierra y se valoran las mejoras a precio de mercado, las inversiones en capital de explotación se estiman usando el método de presupuestos parciales y el capital de trabajo usando el máximo déficit del flujo financiero mensualizado (Sapag Chain, 1993).



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Los indicadores del ABC, valor actual neto (VAN), TIR y periodo de recupero son estimados considerando la siguiente ecuación:

TT

T

tt

t

rR

rfVAN

)1()1(0 ++

+=∑

= ,

rfR T

T =,

donde ft representa el flujo de beneficios netos con y sin proyecto, el subindice t identifica el momento inicial y final del año, T el periodo de análisis (15 años), r el costo de oportunidad (10%) y RT es el valor de los recursos con y sin proyecto al final del periodo de análisis. Este valor captura los cambios en el valor de recursos posterior al periodo de análisis considerando el valor actual de una anualidad a perpetuidad (Boardman et al., 1996). En tanto, la tasa interna de retorno (TIR) es el valor que toma r cuando el VAN es igual a cero. El periodo de recupero se estima considerando los valores actualizados. El análisis de incertidumbre se realiza mediante la sensibilidad del VAN ante cambios en las variables que muestran un comportamiento aleatorio en el futuro.

4. Resultados

4.1. Cuantificación del efluente. El efluente que se origina en las instalación de ordeñe y corrales de espera posee una consistencia semi – líquida. El efluente esta compuesto generalmente por: bosta y orina, residuos de leche (chorros previo colocación de pezoneras), residuos de alimentos y agua de lavado. Este residuo se genera desde que la vaca ingresa al corral de espera hasta que se retira de la sala de ordeñe. En la Tabla 2. se presentan los parámetros que caracterizan el residuo animal y la composición química para una vaca en ordeñe en confinamiento (Krause et al., 2001) y se estima la cantidad de compuestos químicos y de estiércol para 160 vacas en ordeñe para un sistema pastoril y ponderando el estiércol por el periodo de ordeñe, además muestra los volúmenes de efluente sólido y liquido que se manejan anualmente.

Tabla 2. Estimación y características de excretas en instalaciones de tambo para 200 vacas. Parámetros Unidades Individuos Total

Vaca ordeñe Nº 1 160 Peso vivo Kg 545 87120 Excretas Kg/día 45 1489* Densidad Kg/l 0,9931 0,9931 Contenido de agua % 87,30 87,30

Nutrientes Nitrógeno Kg/día 0,222 3,980 Fósforo Kg/día 0,090 1,608 Potasio Kg/día 0,176 3,147 Efluente liquido m3/año - 2920 Efluente sólido kg/año - 543485

Fuente: elaboración propia con parámetros de Krause et al. (2001). Nota: * ponderado por 5/24, se considera que en ese periodo el animal bostea un 20% más por el estrés.

4.2. Descripción de las alternativas tecnológicas de tratamiento de efluente. A continuación se presentan de cada una de las alternativas tecnológicas con la explicación correspondiente sobre el funcionamiento de cada subproceso de transformación.



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4.2.1. A1: lagunas digestoras con la reutilización de agua para lavado de pisos (INTA - Rafaela).

Subproceso de separación de fracción sólida y liquida (A1, A2 y A3)

Este proceso es similar en las tres alternativas. Para la separación de la fracción sólida y liquida, se requiere la construcción de una pileta de sedimentación (ver esquema 2.). La misma se ubica después del corral de espera, el efluente llega por un canal a cielo abierto. La estructura posee dos cámaras, la primera se encarga de acumular los sólidos mientras que la segunda almacena la parte liquida. La división de las cámaras se logra por medio de madera que, forman una pared, pero están separadas entre si (Taverna et al., 2004). La primera cámara puede almacenar 1489 Kg de excretas durante 10 días (9 Kg excretas/VO/día en la instalación de ordeño, PEC 2009), momento en el que debería limpiarse el decantador, con un tractor con pala frontal. En la cámara de líquidos se coloca una bomba centrifuga con eje elevado, que trabaja con un caudal 20 m3/h , teniendo la función de practicar el vaciado de la misma en forma diaria, llevando el efluente por tubería de polietileno de alta densidad hacia la laguna anaeróbica de cada alternativa (Taverna et al., 2004). Cabe aclarar que toda la construcción esta hecha de hormigón. Las dimensiones de la misma se detallan en la Tabla 3.

Tabla 3. Dimensiones de pileta de sedimentación Valores (m) de la esquema 3

A B C D P P1

4 4,5 0,5 3,5 1 1,10 Fuente: elaboración propia.

Esquema 2. Esquema de sedimentador sólidos con desagote por bomba.

Fuente: tomado de Taverna et al. (2004)

Subproceso de tratamiento A1

El tratamiento para la fracción sólida consiste en esparcir la misma sobre una superficie, exponiéndolos así a la radiación solar lo que posibilita la reducción de la carga orgánica del residuo. El lugar de depósito debe ser impermeable (cemento, plástico, membranas geotextiles, etc.) debido a que esto permite evitar la contaminación de la capa freática por lixiviación de nitratos y nitritos, para este estudio se plantea la construcción de una superficie de cemento de 75 m2, permitiendo almacenar los sólidos durante 10 días. Para la fracción liquida se propone el uso de tres depósitos permanentes o lagunas digestoras que trabajan en serie, en la primera ocurre un fermentación anaeróbica del residuo mientras que en las dos posteriores la fermentación es de tipo facultativa, todas las lagunas deben ser impermeabilizadas con polietileno de alta densidad y se encuentran comunicadas entre si por tuberías de PVC de 100 mm. La laguna anaeróbica posee una capacidad de almacenaje de 315



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m3 y el tiempo de almacenaje es de 45 días, una vez colmada su capacidad el efluente pasa a la primera laguna facultativa cuya capacidad es de 245 m3 y el tiempo de almacenaje es de 35 días, luego pasa a la segunda laguna facultativa de la misma capacidad que la primera, posteriormente pasa por un filtro de arena y piedras de distinto tamaño que tiene una superficie de 40 m2, para finalmente acumularse en un depósito de agua tratada el cual posee 23 m3 de capacidad. Subproceso de aprovechamiento A1

Los sólidos tratados se distribuyen en el campo mediante un tractor y un carro esparcidor con una frecuencia de 10 días. A nivel de fracción liquida, el efluente tratado en las lagunas permite obtener agua para el lavado de pisos del corral de espera, la que se acumula en un depósito de 23 m3 de capacidad a partir del cual es bombeado cuando es necesario.

4.2.2. A2: Laguna digestora: producción de abono orgánico Subproceso de tratamiento A2

Para la fracción liquida se plantea el uso de un depósito permanente o laguna digestora de tipo anaeróbica, que debe estar impermeabilizado con polietileno de alta densidad. El depósito posee una capacidad de almacenaje de 315 m3 y el tiempo de almacenaje es de 45 días, una vez colmada su capacidad se debe realizar el vaciado con un tanque estercolero. Subproceso de aprovechamiento A2

El aprovechamiento de los sólidos tratados es igual a A1. En el caso de los líquidos, 45 días después de que ingresa el efluente a la laguna se debe realizar el vaciado de la misma con un tanque estercolero para luego distribuirlo en el campo como abono.

4.2.3. A3: Laguna digestora: producción de biogás y abono orgánico. Subproceso de tratamiento A3

La porción sólida se dirige hacia un biodigestor en donde sufre una digestión anaeróbica, luego de este proceso se obtiene como resultado biogás y un residuo con propiedades fertilizantes. Los sólidos llegan al biodigestor a través de la carga de un depósito de cemento de 15 m3 ubicado en la entrada del mismo el cual se carga por medio de un tractor con pala frontal. El biodigestor esta formado por dos partes, una inferior y otra superior. Para la construcción de la parte inferior se realiza una excavación revestida con cemento, así se evita la contaminación de la capa freática. En la parte superior, se coloca polietileno de alta densidad, (1500 micrones de espesor), esta membrana actúa como una barrera evitando el escape de metano. El volumen del biodigestor, según estimaciones realizadas con el modelo de Harris (2009), es de 272 m3, el tiempo de retención es de 17 días y cada 10 días se agregan los sólidos que van a ser digeridos, dicha digestión debe ser realizada con una temperatura de 30 ºC, para lo cual debe agregarse agua caliente a través de una caldera, esta se ubica en una sala de maquinas próxima al biodigestor. El vaciado del residuo que queda en la parte inferior del biodigestor se realiza por medio de un tanque estercolero. El manejo de la fracción liquida se realiza de igual manera que en la A2. Subproceso de aprovechamiento A3

Para dar uso al biogás es necesaria la construcción de un red de cañerías de PVC, que comuniquen al biodigestor con los lugares de uso, siendo estos la caldera ubicada en la instalación de ordeñe y la caldera que se ubica en la sala de maquinas próxima al biodigestor.



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En el caso del residuo de la digestión que queda en el interior del biodigestor, por sus propiedades fertilizantes, se aplica a campo mediante un tanque estercolero el cual es accionado por un tractor y posibilita tanto la extracción desde el biodigestor como el desparramado a campo. Para la fracción liquida destino es el mismo que para la A2 y se lleva a cabo de la misma manera su manejo. En la tabla 4. se puede observar la cuantificación física de las inversiones y en la tabla 5. se encuentran las cantidades anuales de producto para cada alternativa.

Tabla 4. Cuantificación física de las inversiones. Inversiones Unidad A1 A2 A3

Fundiaria tierra Ha 1,20 0,80 1,50

Mejoras sistematización de tierra m3 1.071 364 667

arena m3 16 12 31 cemento bolsa 115 84 216

malla cima m2 164 120 308 alambrados m 400 320 600

cañerías PEAD m 110 40 20 PEAD m2 469 121 223

Capital de explotación Bomba Unidad 2 1 1

Tractor con pala frontal Unidad 1 1 1 carro esparcidor sólidos Unidad 1 1 -

tanque esparcidor líquidos Unidad - 1 1 Instalaciones de biogás Unidad - - *

Nota:*Incluye tanque de almacenamiento de biogás e instalaciones y las instalaciones para utilizarlo en el tambo (aún no discriminado).

Tabla 5. Cuantificación de los productos para A1, A2, A3

4.2 Análisis de precios y mercados

4.2.1. Identificación de los precios

4.2.1.1. Identificación de precio para biogás La crisis energética y las prospectiva de precios en alza para el petróleo han generado posibilidades para el desarrollo de fuentes alternativas de energía (Chidiak y Stanley, 2009). Por ejemplo, el escenario proyectado por EIA (2010) para el principal consumidor energético mundial, EEUU muestra la creciente importancia de las energía renovables y las expectativas de precio alto para todos los derivados de petróleo. En el Gráfico 2, se destaca el incremento del precio final. Esta situación alcista para el precio es causada probablemente porque la oferta se mantiene constante (15 millones de barriles/día para 2007 y para 2035) mientras que la demanda crece con el paso de los años (22 millones de barriles/día para 2035). Esta brecha y el precio alcista, hace que se piense en otros tipos de fuentes de energía, pero de tipo

Alternativa Producto Unidad CantidadAbono orgánico Kg/año 543.485 A1 Agua para lavado m3/año 2.555

A2 Abono orgánico Kg/año 543.485 Biogás m3/año 13.777 A3 Abono orgánico Kg/año 543.485



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renovables, como biogás. En Argentina, el Gráfico 3 presenta la evolución y la tendencia del precio constante a Julio 2009 de gas oil, para la serie 1977 – 2009 de AACREA (2010). El análisis de tal situación manifiesta un incremento a partir del año 1987 y una alta variabilidad. Esta tendencia en alza junto con la proyección propuesta por EIA (2010) indica una probabilidad elevada de que los precios para el gas oil sean elevados para los próximos años, esto supone un nicho de mercado para energías alternativas como biogás. En base a este análisis se realizo una proyección de precios constantes para Julio 2025 con la ecuación de tendencia, debido al alto poder explicativo (r2 0,76). Para obtener el precio del biogas se utilizo el equivalente energético de la siguiente manera: Precio biogás ($/m3) igual a 0,64 del precio del gasoil en $/l. Debido a la variabilidad de precios, y las diferencias entre esta proyección y los diferentes escenarios del EIA se realiza la sensibilidad de esta variable.

0

20

40

60

80

100

120

140

2007 2011 2015 2019 2023 2027 2031 2035

Años

U$S

nom

inal

es/b

arril

precio f inal

Gráfico 2. Proyección de precio final de petróleo para EE.UU. Fuente: tomado de EIA (2010).

y = 2E-08x2 - 0,001x + 16,153R2 = 0,7966

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

28/08/1976 18/02/1982 11/08/1987 31/01/1993 24/07/1998 14/01/2004 06/07/2009

Años

Prec

io c

onst

ante

$/li

tro

Gas oil $/litro Tendencia del precio constante de gas oil

Gráfico 3. Evolución de precio constante de gas oil para Argentina.

Fuente: tomado de AACREA (2010) 4.2.1.2. Identificación de precio para abono orgánico El análisis realizado sobre el mercado argentino de fertilizantes inorgánico: urea y fosfato diamónico muestra una demanda creciente a nivel nacional con un marcado incremento de precios en la última década. En base a la información provista por FAO (2010) se puede observar un cambio drástico en el mercado de la urea. Aunque se quintuplico el consumo interno entre 1990 y 2002, el país pasó de importador neto a ser prácticamente autosuficiente. En tanto, el mercado de fosfato diamónico el consumo nacional aumento en forma más



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drástica que la urea aunque el país depende en un cien por ciento de las importaciones. CASAFE (S/F) proyectó que aumentará la demanda interna alcanzado para el año 2015 los 4,5-4,6 millones de toneladas de fertilizantes incluyendo nitrogenados y fostatados como los principales. Por lo tanto, es esperable que en la proyección del proyecto los abonos orgánicos tengan un comportamiento similar a los inorgánicos. Por otro lado, los precios de los fertilizantes inorgánicos se espera que aumenten. En el Gráfico 4. se muestra la evolución y la tendencia del precio constante a julio 2009 de la urea y fosfato diamónico en Argentina en base a la serie histórica de precios 1977 – 2009 provista por AACREA (2010). Se puede apreciar la variabilidad de los precios de estos productos es alta y también la tendencia alcista a partir del año 2001. Esta tendencia alcista de los precios de los fertilizantes inorgánicos es altamente probable se mantendrá en el futuro debido a que la producción de fertilizantes nitrogenados y fosfatados requiere de energía fósil para su elaboración, y que los precios del petróleo aumentarán en el futuro de acuerdo a EIA (2010). Por lo tanto, se considera que el precio de abono orgánico tendrá un comportamiento similar. Por ello, se adopto el criterio de utilizar las estimaciones de tendencia para predecir el precio urea y fosfato diamónico para Julio 2025 en función de las ecuaciones provistas en el Gráfico 3., para luego conocer el precio del abono orgánico. Por otro lado, dada la alta variación se realizan análisis de sensibilidad para ver su incidencia en la viabilidad económica.

yUREA = 2E-05x2 - 1,6166x + 28217R2

UREA = 0,4391

yFDA = 4E-05x2 - 2,4815x + 43045R2

FDA = 0,4712

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

28/08/1976 18/02/1982 11/08/1987 31/01/1993 24/07/1998 14/01/2004 06/07/2009

Años

Prec

io c

onst

ante

$/T

n

FDA $/Tn Urea $/Tn Tendencia urea Tendencia FDA Gráfico 4. Evolución y tendencia de precio constante Julio 2009 para urea y fosfato diamónico.

Fuente: tomado de AACREA (2010). Nota: FDA: fosfato diamónico.

Calculo de precio de abono orgánico. PAO $/Kg = [(PN $/Kg QN Kg/año) + PP$/Kg QP Kg/año) + PK $/Kg QK Kg/año)] / QAO Kg/año

donde: AO: abono orgánico N: nitrógeno, K: potasio, P: fósforo. Nota: el PN se obtiene a partir del contenido de nitrógeno en urea (46%) y este mismo precio se utiliza para el potasio. El PP se obtiene del fosfato diamónico.

Para evitar doble contabilidad, se descontó el valor del contenido de nitrógeno utilizando el PN del fosfato diamónico.

4.2.1.3. Identificación de precio para agua de lavado. La Cooperativa Eléctrica de San Basilio realiza una clasificación de los consumidores pertenecientes al área rural de esta localidad para definir el precio pagado por kwh. Primeramente se clasifica a los usuarios según el nivel de potencia requerida (transformador de distintas capacidades, p. e. 40 kVA, 25kVA, etc.) y de acuerdo a esto se fija un consumo mínimo mensual el cual lleva adosado un cargo fijo, luego se tiene en cuenta si el productor va superando o no escalones de consumo a lo largo del mes pero superar un escalón de consumo no significa pagar más por kw.hr consumido, por el contrario se paga menos. El



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precio considerado para este estudio fue de 0.57$/kw, siendo lo que paga un productor con una demanda de potencia de 40 kVA y un consumo de 1500 kw/mes.

4.3. Dimensionamiento económico de las inversiones Es importante notar que la inmovilización de capital es diferente entre las alternativas tecnológicas y el dimensionamiento económico del capital de explotación tiene posibilidades amplias de optimización. El dimensionamiento de las inversiones se muestra en Tabla 6 y se puede observar que A3 es la que demanda una mayor inversión inicial ($ 338.008), esto se explica por una mayor inmovilización de capital a nivel de tierra, mejoras (construcción de biodigestor e instalaciones para utilización de biogás), capital de explotación y nominales (mayor complejidad en la confección del proyecto). Otro aspecto que surge del estudio es que para las tres alternativas las inversiones fijas son las que requieren mayores desembolsos de dinero. A su vez dentro estas es el capital de explotación quien requiere mayores inversiones iniciales. Es importante notar que las inversiones para mitigar el problema ambiental representan entre el 23% y 32% del ingreso anual del productor lechero analizado.

Tabla 6. Cuantificación económica de las inversiones para cada alternativa. Inversiones A1 A2 A3

Fijas Tierra $ 24.000 $ 16.000 $ 30.000

Mejoras $ 77.872 $ 45.224 $ 94.611 Capital de explotación $ 104.320 $ 159.910 $ 176.410

Total $ 206.192 $ 221.134 $ 311.021 Capital circulante $ 19.141 $ 21.344 $ 6.987 Nominales $ 20.000 $ 20.000 $ 30.000 TOTAL $ 245.333 $ 262.478 $ 338.008

Nota: En A3, se incluye un valor de instalaciones para aprovechar el biogás de $60.000 sin haber sido relevado aún.

4.4. Análisis Beneficio – Costo para cada alternativa. En este estudio se puede observar el incremento en el daño ambiental, provocado por las emisiones de gases de efecto invernadero (EGEI), en la situación sin proyecto y con proyecto imputado como un daño económico. El Gráfico 4. muestra los distintos escenarios en que se pueden encontrar los productores en un futuro no muy lejano, estos escenarios corresponden a la situación sin intervención o con intervención y dentro de esta ultima, realizando la intervención con diferentes alternativas. En los escenarios proyectados se tiene en cuenta la variación del daño ambiental (EGEI) durante la vida del proyecto, así si se compara cada alternativa con la situación sin proyecto y entre alternativas, se observa que a priori la más eficiente es A3, ya que el daño se minimiza en mayor proporción con respecto a la situación sin proyecto, ocurriendo lo mismo si se compara con el resto de las alternativas. Esto sucede debido a que en su diseño la A3 cuenta con un biodigestor que aprovecha el metano. La Tabla 7. muestra el ABC realizado, en el que se observa que para la situación con proyecto, la diferencia de beneficio neto obtenida en cada alternativa se explica por distinto ingreso y capacidad para la reducción de la EGEI. Así se observa que en A1 y A2 el ingreso obtenido es aproximadamente un 50% inferior para todos los años de análisis comparado con A3, esta diferencia surge por los productos que ofrece cada una de ellas (A1: agua para lavado y abono orgánico, A2: abono orgánico y A3: biogás y abono orgánico). En cuanto a la capacidad de reducción del daño ambiental A1 y A2 son menos eficientes que A3, debido a que por su diseño ingenieril no pueden captar el metano.



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$ 0$ 5.000

$ 10.000$ 15.000$ 20.000$ 25.000$ 30.000$ 35.000$ 40.000$ 45.000$ 50.000

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

Años

Dañ

o am

bien

tal

Situación sin proyecto A1 A2 A3

Gráfico 5. Proyección de la situación sin proyecto aplicando A1, A2, A3. Para las diferentes alternativas (ver tabla 7), el ahorro por evitar daños económicos es significativo y es importante notar que están capturados los valores de flujo y de stock al final del periodo de análisis, RT. En la situación sin proyecto, el daño económico es idéntico en las tres alternativas y al final del periodo de análisis varía marcadamente porque se imputa RT. El daño ha sido estimado en $443 mil y pasa a un estimado de $251 mil, $290 y $3 mil para las A1, A2 y A3 respectivamente. Simplemente, la mayor diferencia se da en A3 debido a la captura de metano y por lo tanto los daños posteriores a la finalización del proyecto son menores.

Tabla 7. ABC para A1, A2, A3 A1 A2 A3 Concepto 0 1 n 15 0 1 n 15 0 1 n 15

BN sp $ -24.776 $ -458.839 $ -24.776 $ -458.839 $ -24.776 $ -458.839Cp IT $ 2.981 $ 41.504 $ 2.823 $ 40.551 $ 6.880 $ 86.435EDANR $ -2.332 $ -260.162 $ -2.690 $ -300.071 $ -28 $ -3.169ET $ -17.735 $ -267.483 $ -18.633 $ -308.359 $ -16.107 $ -11.700INV

F $ -206.192 $ 35.000 $ -221.134 $ 45.000 $ -301.021 $ 50.000CT $ -19.141 $ 19.141 $ -21.344 $ 21.344 $ -6.987 $ 6.987

N $ -20.000 $ -20.000 $ -30.000 BN cp $ -245.333 $ -14.754 $ -171.838 $ -262.478 $ -15.810 $ -201.464 $ -338.008 $ -9.227 $ 131.722BN cysp $ -245.333 $ 10.022 $ 287.000 $ -262.478 $ 8.966 $ 257.374 $ -338.008 $ 15.549 $ 590.561

Nota: BN sp: beneficio neto sin proyecto, Cp: con proyecto, IT: ingreso total, EDAR: egreso por daño ambiental no reducido, ET: egreso total, INV: inversiones; F: fijas; CT: capital de trabajo, N: nominales, BN cp: beneficio

neto con proyecto, BN cysp: beneficio neto con y sin proyecto, n: años. En cuanto a los indicadores de rentabilidad del ABC, estos se visualizan en la Tabla 8. En la misma se puede observar que A1 y A3 poseen un VAN positivo mientras que A2 presenta VAN negativo, siendo A3 quien presenta mayor beneficio anual y mayor TIR. El VAN positivo le da viabilidad económica al proyecto de A1 y A3, comparando la anualidad del VAN se observa que A1 presenta menor beneficio anual que A3. A nivel de TIR, A3 es superior lo que lleva a una mayor eficiencia económica de la inversión en esta alternativa, teniendo así el capital invertido un mayor rendimiento anual y la posibilidad de recuperar antes el monto invertido ( periodo de recupero A3: 7 años vs. A1: 14 años). Sobre la base del modelo conceptual, se ha calculado el valor adicional del costo por litro de las inversiones sin considerar el daño económico. Es destacable que para un precio del litro de



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leche de 80 centavos, el costo medio del litro de leche aumentaría un 3,6%, 3,9% y 5,2% para A1, A2 y A3 respectivamente.

Tabla 8. Indicadores de ABC para cada alternativa. Indicador A1 A2 A3

VAN $ 51.369 $ -2.655 $ 349.460 Anualidad del VAN ($/año) $ 6.754 $ -349 $ 23.297

TIR 12 % 9,88 % 20 % Periodo de recupero 14 años 15 años 7 años

Anualidad VAC ($/año) $ -38.489 $ -41.299 $ -55.687 Anualidad VAC ($/l) $ -0,029 $ -0,031 $ -0,042

Es importante destacar que este hallazgo muestra la importancia de valorar los beneficios derivados del impacto ambiental aún cuando no existan precios de mercado. Dado, que una política pública que promoviera la adopción de tecnología si se basara en minimizar costos promocionaría A1, y consecuentemente incrementaría socialmente el costo medio de la producción de la leche en un 3,6%. En tanto, si la política pública reconoce el impacto ambiental mediante la valoración de beneficios la alternativa a promover sería A3 y esto curiosamente no solo no incremente el costo medio de la leche sino que lo reduce, siendo socialmente más deseable aún.

4.5. Economía de escala y equipamiento o servicios para desarrollo asociativo 4.5.1. Bonos de carbono Además de los beneficios ambientales locales por el tratamiento de los residuos de tambo y de los beneficios económicos potenciales de biogás y abono orgánico, existe la posibilidad adicional de que el sistema de producción lechera de San Basilio se incorpore en el Mecanismo de Desarrollo Limpio acordado en el protocolo de Kyoto (PEC 2009). El nexo Argentino es la Secretaría de Ambiente y Desarrollo Sustentable que administra el Fondo Argentino de Carbono, cuya función principal es contribuir a financiar emprendimientos para sustituir energías convencionales por energías de fuentes renovables en el marco de la producción sostenible. Sin embargo, el mecanismos para la participación establece mínimos de escalas que no son compatible para un productor aislado y por lo tanto debería evaluarse alternativas tecnológicas de concentración de los residuos del tambo mediante alguna forma asociativa de productores. 4.5.2. Optimizar el capital de explotación. En el apartado 4.3, se destaca que las inversiones en capital de explotación son las que requieren mayor cantidad inicial de dinero, esta situación sumada a la característica del sistema de manejo de efluentes de no requerir una ocupación de tiempo completo de la maquinaría utilizada hace pensar en la posibilidad de que los productores realicen este tipo de inversión en forma conjunta para reducir significativamente las inversiones de capital propio, por ejemplo, la adquisición de un tanque estercolero en forma asociativa y la programación de su uso compartido. Es interesante porque la programación y la oportunidad o momento de utilización no es crítico como puede ser en un equipo de siembra de un cultivo. Otra posibilidad, es adquirir el equipo y desarrollar el servicio a tercero.

4.6. Análisis de sensibilidad Las variables utilizadas en el análisis de incertidumbre son: producción de biogás, aumento o disminución del costo de oportunidad, reducción en el precio inicial de gas oil y reducción o aumento en el precio inicial de urea y fosfato diamónico.



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La Tabla 9 muestra la variación del VAN cuando cambia el escenario de producción de biogás reportado por diferentes autores. Los cambios en el VAN son drásticos, A1 pasa de tener un VAN positivo a ser negativo mientras que en A3 el VAN positivo se reduce en gran magnitud, cuando se tiene en cuenta el nivel de producción informado por Yridoe (año?).

Tabla 9. Sensibilidad del VAN a la producción de biogás Harris (38 m3 biogás/día) Yridoe (15 m3 biogás/día) VAN A1 Que unidad es?51.369 $ -39.565 VAN A2 -2.655 $ -76.076 VAN A3 349.460 $ 11.498

En la Tabla 10 se observa la sensibilidad del VAN en función del costo de oportunidad, así cuando el costo de oportunidad es de 9% o menor A2 es viable económicamente, mientras que cuando el costo de oportunidad es mayor a 12% A1 dejar de ser viable. Solo A3 no muestra sensibilidad a la variación del costo de oportunidad.

Tabla 10. Sensibilidad del VAN a la disminución o aumento del costo de oportunidad. Costo oportunidad VAN A1 VAN A2 VAN A3

6% $ 230.853 $ 151.319 $ 755.7259% $ 83.245 $ 24.989 $ 421.663

12% $ 1.659 $ -46.023 $ 236.64815% $ -50.494 $ -91.816 $ 117.774

En cuanto al resto de las variables citadas, estas no se reportan debido a que el VAN no presenta cambios ante su variación.

5. Conclusión y limitaciones En este estudio, se conceptualizo el daño ambiental causado por los efluentes del tambo como una externalidad negativa y posteriormente se evaluó su impacto económico considerando tres alternativas tecnológicas para el tratamiento y aprovechamiento del mismo. Debido a la falla de mercado, los productos generados por cada alternativa fueron valorados tomando precios de mercados de productos sustitutos (gas oil, fertilizantes inorgánicos y electricidad). Posteriormente, considerando el ABC y valorando el daño ambiental se estimo el VAN como indicador de rentabilidad económica, realizando análisis de sensibilidad para las variables consideradas inciertas. Desde el punto de vista metodológico, este trabajo realiza dos contribuciones importantes. En primer lugar, valorar la externalidad negativa causada por los efluentes del tambo sin tratamiento e incorporarlo en el ABC, mediante la utilización de precios de mercados energéticos y de fertilizantes. El ABC supera como marco conceptual al análisis costo efectividad o mínimo costo dado que permite comparar en términos monetarios alternativas donde los productos generados por el tratamiento de efluentes son diferentes y por otro lado identificando los beneficios permite seleccionar las alternativas más eficientes. De otro modo, ignorando los beneficios de controlar la externalidad posiblemente induciría otros criterios, por ejemplo, alternativas de menor costo pero con incidencias directa en el precio de la leche, como fue mostrado empíricamente. Este trabajo también muestra interesantes contribuciones empíricas. El hallazgo empírico más importante es que existe la posibilidad de incorporar alternativas tecnológicas en la dimensión ambiental mediante inversiones económicas para manejar los efluentes del tambo y que el productor estaría mejor en términos económicos y la sociedad en su conjunto se beneficiaria por la reducción del daño ambiental si se aprovechan los productos generados por el tratamiento del residuos, al menos para productores de las características del área de estudio y bajo las condiciones de modelación. En términos del modelo conceptual y de la hipótesis planteada se pudo comprobar que los beneficios derivados del aprovechamiento de los productos compensa el incremento de costos



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de los tratamientos. Particularmente, las estrategias analizadas A1 y A3 resultan viables económicamente, esto debido que los productos generados a través de la A1 (agua tratada y abono orgánico) y A3 (biogás y abono orgánico) cuando son valorados económicamente muestran una fuente de beneficio con alta posibilidad de apropiación por parte del productor lechero, que hasta el momento considera al efluente como un obstáculo sin demasiadas potencialidades económicas. También, remarcamos que el resultado económico es bastante estable aún en condiciones muy desfavorables, principalmente para la A3. La implicancia política de estos hallazgos son muy relevantes. El estado provincial y nacional tiene en el sistema de innovación tecnológica un aliado estratégico para desarrollar la política ambiental y ofrecerle a los productores lecheros, profesionales, extensionistas alternativas tecnológicas para controlar la externalidad ambiental y al mismo tiempo mejor la economía de la producción lechera. Es importante notar que la incorporación del tratamiento de efluentes demanda inmovilización de capital y por los resultados económicos debería evaluarse las posibilidades de incluirlo como parte de la política financiera para el sector, por ejemplo, una línea de crédito especial. Particularmente en la provincia de Córdoba, estos resultados muestran perspectivas muy promisorias sobre la actual política ambiental dado que permite: orientar al sistema de innovación tecnológica y extensión, establecer una política financiera orientadas a inversiones en tratamiento y aprovechamiento de efluentes que, integrado a la aplicación de Ley 9306, completa un paquete consistente para inducir de manera más integralmente una conducta ambiental más responsable de los productores lecheros. Limitaciones Aunque los resultados económicos y técnicos son consistentes y muestran una estabilidad importante antes cambios de las variables inciertas, el lector debe considerar que el estudio tiene algunas limitaciones. En primer lugar, la estimación del daño económico que ha sido considerado un solo efecto ambiental, el causado sobre la atmósfera sin considerar los efectos benignos que tienen las alternativas estudiadas sobre los otros factores del ambiente, p.e. control de la contaminación del agua, del suelo, de la biota, etc. En segundo lugar, el modelo considera datos tomados del extranjero: Cantidad y contenido de nutrientes del estiércol, niveles de producción de excretas y producción de biogas entre otros parámetros utilizados. En este sentido, la producción de biogás posiblemente muestra la mayor limitación debido a que las diferencias entre los datos publicados por autores son significativos (Cánada y Autralia) y su consideración de uno y otro modifican significativamente las dimensiones de las inversiones y podrían afectar la viabilidad técnica y económica aunque una de las alternativas considerada en nuestro caso sería viable. Este es un aspecto muy importante para la agenda de innovación tecnológica que debería incorporar el desarrollo de sistemas de tratamiento y aprovechamiento de efluentes ganaderos para tener más certeza en los parámetros. Por último, el modelo empírico se desarrollo para productores representativos de una cuenca lechera del sur de Córdoba, por lo tanto los resultados empíricos y su extrapolación a otras situaciones debe ser evaluada y realizada con precaución.

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Impacto económico de alternativas de manejo de efluentes de bovino de leche, Córdoba, Argentina

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