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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

- Abouelenien F., Kitamura Y., Nishio N., Nakashimada Y. (2009). Dry anaerobic ammonia-methane production from chicken manure. Applied Microbiology and Biotechnology. 82(4): 757-764.

- Adey W.H., Luckett C., Smith M. (1996). Purification of industrially contaminated groundwaters using controlled ecosystems. Ecological Engineering. 7(3): 191-212.

- Altinbas M., Ozturk I., Aydin A.F. (2002). Ammonia recovery from high strength agro industry effluents. Water Science and Technology. 45(12): 189-196.

- Barlow E.W.R., Boersma L., Phinney H.K., Miner J.R. (1975). Algal growth in diluted pig waste. Agriculture and Environment. 2(4): 339-355.

- Battistoni P., Fava G., Pavan P., Musacco A., Cecchi F. (1997). Phosphate removal in anaerobic liquors by struvite crystallization without addition of chemicals: preliminary results. Water Research. 31(11): 2925-2929.

- Beusen A.H.W., Bouwman A.F., Heuberger P.S.C., Van Drecht G., Van Der Hoek K.W. (2008). Bottom-up uncertainty estimates of global ammonia emissions from global agricultural production systems. Atmospheric Environment. 42(24): 6067-6077.

- Bilstad T., Madland M., Espedal E., Hanssen P.H. (1992). Membrane separation of raw and anaerobically digested pig manure. Water Science and Technology. 25(3): 117-120.

- Bonmatí A., Flotats X. (2003). Air stripping of ammonia from pig slurry: characterization and feasibility as a pre- or post-treatment to mesophilic anaerobic digestion. Waste Management. 23(3): 261-272.

- Bonmatí A., Magrí A. (2008). Las tecnologías aplicables en el tratamiento de los purines: un elemento clave para mejorar la gestión. En Informe para la mejora de la gestión de los purines en Catalunya. CADS. Consell Assessor Desenvolupament Sostenible. Generalitat de Catalunya. 140-163. ISBN: 978-84-393-7712-2

- Burton C.H. (2007). The potential contribution of separation technologies to the management of livestock manure. Livestock Science. 112(3): 208-216.

- Cheng J., Bergmann B.A., Classen J.J., Stomp A.M., Howard J.W. (2002). Nutrient recovery from swine lagoon water by Spirodela punctata. Bioresource Technology. 81(1): 81-85.

- Cheung Y.H., Wong M.H. (1981). Properties of animal manures and sewage sludges and their utilisation for algal growth. Agricultural Wastes. 3(2): 109-122.

- Cheung K. C., Chu L.M., Wong M.H. (1997). Ammonia stripping as a pretreatment for landfill leachate. Water, Air, and Soil Pollution. 94(1-2): 209-220.

- Collivignarelli C., Bertanza G., Baldi M., Avezzù F. (1998). Ammonia stripping from MSW landfill leachate in bubble reactors: process modelling and optimization. Waste Management and Research. 16(5): 455–466.

- Costa R.H.R., Hoffmann D.M., Belli F.P.; Zanotelli C.T., Perdomo C.C., Rafikov M. (2003). Optimization of the treatment of piggery wastes in water hyacinth ponds. Water Science and Technology. 48(2): 283-289.

- Craggs R.J., Tanner C.C., Sukias J.P.S., Davies-Colley R.J. (2003). Dairy farm wastewater treatment by an advanced pond system. Water Science and Technology. 48(2): 291-297.

- de Godos, I., Blanco S., Garcia-Encina P.A., Becares E., Munoz R. (2009). Long-term operation of high rate algal ponds for the bioremediation of piggery wastewaters at high loading rates. Bioresource Technology. 100(19): 4332-4339.

- Di H.J., Cameron K.C. (2002). Nitrate leaching in temperate agroecosystems: sources, factors and mitigating strategies. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 64(3): 237-256.

- Di Iaconi C., Pagano M., Ramadori R., Lopez A. (2010). Nitrogen recovery from a stabilized municipal landfill leachate. Bioresource Technology. 101(6): 1732-1736.

- Doyle J.D., Parsons S.A. (2002). Struvite formation, control and recovery. Water Research. 36(16): 3925-3940.

- Eickhout B., Bouwman A.F., van Zeijts H. (2006). The role of nitrogen in world food production and environmental sustainability. Agriculture, Ecosystems and Environment. 116(1-2): 4-14.

- EU (2006). IPPC Reference document BAT, Large Volume Inorganic Chemicals – Ammonia, Acids and Fertilizers. http://eippcb.jrc.es/reference/

- Fugère R., Mameri N., Gallot J.E., Comeau Y. (2005). Treatment of pig farm effluents by ultrafiltration. Journal of Membrane Science. 255(1-2): 225-231.

- Gangagni Rao A., Sasi Kanth Reddy T., Surya Prakash S., Vanajakshi J., Joseph J., Jetty A., Rajashekhara Reddy A., Sarma P.N. (2008). Biomethanation of poultry litter leachate in UASB reactor coupled with ammonia stripper for enhancement of overall performance. Bioresource Technology. 99(18): 8679–8684.

- Galloway J. N., Aber J.D., Erisman J.W., Seitzinger S. P., Howarth R. W., Cowling E. B., Cosby B. J. (2003). The Nitrogen Cascade. BioScience. 53(4): 341-356.

- Gaterell M.R., Gay R., Wilson R., Gochin R.J., Lester J.N. (2000). An economic and environmental evaluation of the opportunities for substituting phosphorus recovered from wastewater treatment works in existing UK fertiliser markets. Environmental Technology. 21(9): 1067-1084.

- Grima M.E., Belarbi E.-H., Acién Fernández F.G., Robles Medina A., Chisti Y. (2003). Recovery of microalgal biomass and metabolites: process options and economics. Biotechnology Advances. 20(7-8): 491-515.

- Grobbelaar J.U. (2000). Physiological and technological considerations for optimising mass algal cultures. Journal of Applied Phycology. 12(3-5): 201-206.

- Hui C.H., So M.K., Lee C.M., Chan G.Y.S. (2003). Nitrous oxide flux from landfill leachate-sawdust nitrogenous compost. Chemosphere. 52(9): 1547-1551.

- Hurst R., Termine P., Karl M. (2005). Agricultural Workers and their Contribution to Sustainable Agriculture and Rural Development. FAO-ILO-IUF. http://www.fao.org/

- Jianbo L.U., Zhihui F.U., Zhaozheng Y.I.N. (2008). Performance of a water hyacinth (Eichhornia crassipes) system in the treatment of wastewater from a duck farm and the effects of using water hyacinth as duck feed. Journal of Environmental Sciences. 20(5): 513-519.

- Johnson M.B., Wen Z. (2010). Development of an attached microalgal growth system for biofuel production. Applied Microbiology and Biotechnology. 85(3): 525-534.

- Jorgensen K., Jensen L.S. (2009). Chemical and biochemical variation in animal manure solids separated using different commercial separation technologies. Bioresource Technology. 100(12): 3088-3096.

- Kalyuzhnyi S., Sklyar V., Epov A., Arkhipchenko I., Barboulina I., Orlova O., Klapwijk A. (2002). Combined biological and physico-chemical treatment of filtered pig manure wastewater: Pilot investigations. Water Science and Technology. 45(12): 79-87.

- Karakashev D., Schmidt J.E., Angelidaki I. (2008). Innovative process scheme for removal of organic matter, phosphorus and nitrogen from pig manure. Water Research. 42(15): 4083-4090.

- Karlen D.L., Russel J.R., Mallarino A.P. (2002). A Systems Engineering Approach for Utilizing Animal Manure. In Animal Waste Utilization. Effective Use of Manure as a Soil Resource. Edited by J.L. Hatfield and B.A. Stewart, CRC Press LLC, ISBN 1-57504-068-9.

- Kebede-Westhead E., Pizarro C., Mulbry W.W. (2006). Treatment of swine manure effluent using freshwater algae: Production, nutrient recovery, and elemental composition of algal biomass at four effluent loading rates. Journal of Applied Phycology. 18(1): 41-46.

- Kelly V.R., Lovett G.M., Weathers K.C., Likens G.E. (2005). Trends in atmospheric ammonium concentrations in relation to atmospheric sulfate and local agriculture. Environmental Pollution. 135(3): 363-369.

- Le Corre K. S., Valsami-Jones E., Hobbs P., Parsons S. A. (2005). Impact of calcium on struvite crystal size, shape and purity. Journal of Crystal Growth. 283(3-4): 514-522.

- Lee C.-G., Fletcher T.D., Sun G. (2009). Nitrogen removal in constructed wetland systems. Engineering in Life Sciences. 9(1): 11-22.

- Lei X., Sugiura N., Feng C., Maekawa T. (2007). Pretreatment of anaerobic digestion effluent with ammonia stripping and biogas purification. Journal of Hazardous Materials. 145(3): 391-397.

- Li J.-m., Du Y.-p., Dong Z.-y., Zhao X.-l. (2008). Air Stripping of High Concentration Ammonia Wastewater in Fertilizer Plant. 2nd International Conference on Bioinformatics and Biomedical Engineering. 2908-2910.

- Li X.Z., Zhao Q.L., Hao X.D. (1999). Ammonium removal from landfill leachate by chemical precipitation. Waste Management. 19(6): 409-415.

- Liao P.H., Chen A., Lo K.V. (1995). Removal of nitrogen from swine manure wastewaters by ammonia stripping. Bioresource Technology. 54(1): 17-20.

- Masse L., Massé D.I., Pellerin Y. (2007). The use of membranes for the treatment of manure: a critical literature review. Biosystems Engineering. 98(4): 371-380.

- Masse L., Massé D.I., Pellerin Y. (2008). The effect of pH on the separation of manure nutrients with reverse osmosis membranes. Journal of Membrane Science. 325(2): 914-919.

- Moller H.B., Lund I., Sommer S.G. (2000). Solid-liquid separation of livestock slurry: Efficiency and cost. Bioresource Technology. 74(3): 223-229.

- Mondor M., Ippersiel D., Lamarche F., Masse L. (2008). Fouling characterization of electrodialysis membranes used for the recovery and concentration of ammonia from swine manure. Bioresource Technology. 100(2): 566-571.

- Mulbry W., Kondrad S., Buyer J., Luthria D.L. (2009). Optimization of an Oil Extraction Process for Algae from the Treatment of Manure Effluent. Journal of the American Oil Chemists' Society. 86(9): 909-915.

- Mulbry W., Westhead E.K., Pizarro C., Sikora L. (2005). Recycling of manure nutrients: use of algal biomass from dairy manure treatment as a slow release fertilizer. Bioresource Technology. 96(4): 451-458.

- Muñoz R., Guieysse B. (2006). Algal-bacterial processes for the treatment of hazardous contaminants: A review. Water Research. 40(15): 2799-2815.

- Oenema O., Witzke H.P., Klimont Z., Lesschen J.P., Velthof G.L. (2009). Integrated assessment of promising measures to decrease nitrogen losses from agriculture in EU-27. Agriculture, Ecosystems and Environment. 133(3-4): 280-288.

- Olguín E.J. (2003). Phycoremediation: key issues for cost-effective nutrient removal processes. Biotechnology Advances. 22(1-2): 81-91.

- Pastor L., Mangin D., Ferrer J., Seco A. (2010). Struvite formation from the supernatants of an anaerobic digestion pilot plant. Bioresource Technology. 101(1): 118-125.

- Perera P.W.A., Wu W.-X., Chen Y.-X., Han Z.-Y. (2009). Struvite Recovery from Swine Waste Biogas Digester Effluent through a Stainless Steel Device under Constant pH Conditions. Biomedical and Environmental Sciences. 22(3): 201-209.

- Pieters J.G., Neukermans G.G.J., Colanbeen M.B.A. (1999). Farm-scale Membrane Filtration of Sow Slurry. Journal of Agricultural Engineering Research. 73(4): 403-409.

- Pizarro C., Mulbry W., Blersch, D., Kangas P. (2006). An economic assessment of algal turf scrubber technology for treatment of dairy manure effluent. Ecological Engineering. 26(4): 321-327.

- Poach M.E., Hunt P.G., Vanotti M.B., Stone K.C., Matheny T.A., Johnson M.H., Sadler E.J. (2003). Improved nitrogen treatment by constructed wetlands receiving partially nitrified liquid swine manure. Ecological Engineering. 20(2): 183-197.

- Quan X., Ye C., Xiong Y., Xiang J., Wang F. (2010). Simultaneous removal of ammonia, P and COD from anaerobically digested piggery wastewater using an integrated process of chemical precipitation and air stripping. Journal of Hazardous Materials. doi:10.1016/j.jhazmat.2010.01.083.

- Ronteltap M., Maurer M., Gujer W. (2007). The behaviour of pharmaceuticals and heavy metals during struvite precipitation in urine. Water Research. 41(9): 1859-1868.

- Sagberg P., Berg K.G. (2000). Cost optimisation of nitrogen removal in a compact nitrogen and phosphorus WWTP. Water Science and Technology. 41(9): 147-154.

- Sagberg P., Ryrfors P., Berg K.G. (2006). 10 Years of Operation of an Integrated Nutrient Removal Treatment Plant: Ups and Downs. Part 2: Sludge and Side Stream Treatment. http://www.veas.nu/upload/file /english/10years.pdf

- Saracco G., Genon G. (1994). High temperature ammonia stripping and recovery from process liquid wastes. Journal of Hazardous Materials. 37(1): 191-206.

- Schuiling R.D., Andrade A. (1999). Recovery of struvite from calf manure. Environmental Technology. 20(7): 765-768.

- Siegrist H., Hunziker W., Hofer H. (2005). Anaerobic digestion of slaughterhouse waste with UF-membrane separation and recycling of permeate after free ammonia stripping. Water Science and Technology. 52(1-2): 531-536.

- Smil V. (2002). Nitrogen and Food Production: Proteins for Human Diets. Ambio. 31(2): 126-131.

- Smith P., Martino D., Cai, Z., Gwary D., Janzen H., Kumar P., McCarl B., Ogle S., O’Mara F., Rice C., Scholes B., Sirotenko O. (2007). Agriculture. In Climate Change 2007: Mitigation. Contribution of Working Group III to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [B. Metz, O.R. Davidson, P.R. Bosch, R. Dave, L.A. Meyer (eds)], Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA.

- Suzuki K., Tanaka Y., Kuroda K., Hanajima D., Fukumoto Y., Yasuda T., Waki M. (2007). Removal and recovery of phosphorous from swine wastewater by demonstration crystallization reactor and struvite accumulation device. Bioresource Technology. 98(8): 1573-1578.

- Tenkorang F., Lowenberg-DeBoer J. (2009). Forecasting long-term global fertilizer demand. Nutrient Cycling in Agroecosystems. 83(3): 233-247.

- Thorneby L., Persson K., Tragardh G. (1999). Treatment of Liquid Effluents from Dairy Cattle and Pigs using Reverse Osmosis. Biosystems Engineering. 73(2): 159.

- Uludag-Demirer S., Demirer G.N., Frear C., Chen S. (2008). Anaerobic digestion of dairy manure with enhanced ammonia removal. Journal of Environmental Management. 86(1): 193-200.

- UN (2008). Population Division of the Department of Economic and Social Affairs of the United Nations Secretariat, World Population Prospects: The 2008 Revision, http://esa.un.org/unpp.

- UNFCCC (2008). United Nations Framework Convention on Climate Change. Greenhouse Gas Inventory Data. http://unfccc.int/ghg_data/items/3800.php

- Wang Y., Pelkonen M., Kotro M. (2010). Treatment of High Ammonium-Nitrogen Wastewater from Composting Facilities by Air Stripping and Catalytic Oxidation. Water, Air, and Soil Pollution. 208(1-4): 259-273.

- Wilkie A.C., Mulbry W.W. (2002). Recovery of dairy manure nutrients by benthic freshwater algae. Bioresource Technology. 84(1): 81-91.

- Winter P., Asaadi M., Bowman L., Jones N. (2004). The odour of digested sewage sludge - Determination and its abatement by air stripping. Water Science and Technology. 49(9): 185-192.

- Yetilmezsoy K., Sapci-Zengin Z. (2009). Recovery of ammonium nitrogen from the effluent of UASB treating poultry manure wastewater by MAP precipitation as a slow release fertilizer. Journal of Hazardous Materials. 166(1): 260-269.

- Zeng L., Mangan C., Li X. (2006). Ammonia recovery from anaerobically digested cattle manure by steam stripping. Water Science and Technology. 54(8): 137-145.

Suscríbase a nuestra Newsletter - Ver ejemplo

Autorizo el envío de newsletters y avisos informativos personalizados de interempresas.net

Autorizo el envío de comunicaciones de terceros vía interempresas.net

He leído y acepto el Aviso Legal y la Política de Protección de Datos

“Defendemos una digitalización inclusiva, de manera que la transición digital no sea un fin, sino un medio para un desarrollo sostenible”

Reivindicación de ASAJA Castilla y León coincidiendo con la festividad de San Antón

José Manuel de las Heras, coordinador estatal de Unión de Uniones

Entrevista a José María Fernández Castro, presidente de la Asociación de Criadores de la Raza Caprina Payoya

© 2019 - Interempresas Media, S.L.U. - Grupo Nova Àgora