Uso de residuos orgánicos y de arcillas modificadas para aumentar la eficacia de herbicidas y reducir la contaminación de suelos y aguas por los mismos en cultivos andaluces

Uso de residuos orgánicos y de arcillas modificadas para aumentar la eficacia de herbicidas y reducir la contaminación de suelos y aguas por los mismos en cultivos andaluces Memoria que presenta Beatriz María Gámiz Ruiz para optar al título de Doctor por la Universidad de Sevilla Sevilla, Junio 2012 Uso de residuos orgánicos y de arcillas modificadas para aumentar la eficacia de herbicidas y reducir la contaminación de suelos y aguas por los mismos en cultivos andaluces Visado en Sevilla, a 6 de junio de 2012 LOS DIRECTORES EL TUTOR Dr. Juan Cornejo Suero Profesor de Investigación del C.S.I.C. Dr. Rafael Celis García Investigador Científico del C.S.I.C. Dra. Matilde Forteza González Profesora Titular de la Universidad de Sevilla PROFESOR DOCTOR D. JOSÉ MANUEL PARDO PRIETO, DIRECTOR DEL INSTITUTO DE RECURSOS NATURALES Y AGROBIOLOGÍA DE SEVILLA DEL CONSEJO SUPERIOR DE INVESTIGACIONES CIENTÍFICAS Certifica: Que la presente Memoria de Investigación titulada “Uso de residuos orgánicos y de arcillas modificadas para aumentar la eficacia de herbicidas y reducir la contaminación de suelos y aguas por los mismos en cultivos andaluces”, presentada por Dña. Beatriz María Gámiz Ruiz para optar al grado de Doctor por la Universidad de Sevilla, ha sido realizada en el Departamento de Agroquímica y Conservación de Suelos en el Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología de Sevilla (I.R.N.A.S.), bajo la dirección de los Drs. D. Rafael Celis García y D. Juan Cornejo Suero, reuniendo todas las condiciones exigidas a los trabajos de Tesis Doctorales. En Sevilla, a 6 de junio de 2012 El presente trabajo se ha realizado en el marco de los proyectos P07AGR-03077 de la Junta de Andalucía y AGL2011-23779 del Ministerio de Economía y Competitividad, cofinanciados con fondos FEDER-FSE de la Unión Europea. AGRADECIMIENTOS Es difícil llegado este momento expresar con palabras mi gratitud a aquellas personas que me han apoyado y de una forma u otra han hecho posible la consecución de esta Tesis Doctoral. En especial a mis directores, el Profesor de Investigación D. Juan Cornejo Suero y al Investigador Científico D. Rafael Celis García, ante todo por haber confiado en mí y otorgarme esta oportunidad. Gracias por el apoyo recibido, por ser generosos en vuestro conocimiento y sobre todo por vuestra implicación y entrega, que para mí han tenido un valor incalculable. A la dirección del Instituto de Recursos Naturales y Agrobiología de Sevilla (I.R.N.A.S.) del Consejo Superior de Investigaciones Científicas (C.S.I.C.) por las facilidades prestadas para llevar a cabo este trabajo. A la Profesora Doctora Matilde Forteza González por haber aceptado la Tutoría de esta tesis. A la Profesora de Investigación Dña. Mª Carmen Hermosín Gaviño, por su gran interés, por compartir su experiencia conmigo y por los valiosos consejos que tantas veces me ayudaron a seguir hacia delante con ilusión. Al Profesor Dr. Cliff Johnston por permitirme realizar dos estancias breves en el Departamento de Agricultura de la Universidad de Purdue en Indiana, en las que me sentí como en casa y pude obtener parte de los resultados de caracterización de esta memoria. A Prema por su ayuda diaria en el laboratorio haciendo más fácil mi adaptación allí. A las Catedráticas de la Universidad de Córdoba, Dña. Cristobalina Barriga Carrasco y Dña. Mª Ángeles Ulibarri Cormenzana porque nunca pensé que aquellas clases de Química Inorgánica en 1º de Carrera marcarían de esta forma mi vida, ya no sólo en lo académico sino también en lo personal. Índice IV III.2.4.1.3. Estudios de lixiviación……………………………………………. 120 III.2.4.1.4. Bioensayos: efectividad biológica………………………………. 122 III.2.4.1.4.1. Bioensayo general……………………………………………. 122 III.2.4.1.4.2. Bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación…. 123 III.2.4.1.5. Efecto de la adición del catión espermina en el comportamiento del herbicida fluometurón en suelos…………. 124 III.2.4.1.5.1. Experimento de adsorción…………………………………... 125 III.2.4.1.5.2. Experimento de lixiviación en columnas…………………… 125 III.2.4.1.5.3. Experimento de incubación………………………………….. 126 III.2.4.2. Experimentos de campo……………………………………………... 126 IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN……………………………………………….. 129 IV.1. Caracterización de los suelos………………………………………………. 131 IV.2. Características de los adsorbentes……………………………………….… 135 IV.2.1. Características de las arcillas modificadas……………………………. 135 IV.2.1.1. Caracterización del sistema SW-SPERM………………………….. 140 IV.2.1.2. Caracterización del sistema SA-HEXADIM……………………….. 148 IV.2.2. Características de los alperujos………………………………………… 155 IV.3. Evaluación del comportamiento de herbicidas en suelos enmendados con arcillas modificadas y residuos de almazara: Estudios de laboratorio………………………………………………………. 159 IV.3.1. Fluometurón………………………………………………………………. 159 IV.3.1.1. Estudios de adsorción – desorción a los adsorbentes………….. 159 IV.3.1.1.1. Adsorción a los adsorbentes a concentración única……….… 159 IV.3.1.1.2. Isotermas de adsorción-desorción………………………….….. 164 Índice V IV.3.1.2. Adsorción a suelos enmendados y sin enmendar…………….….. 168 IV.3.1.3. Estudios de persistencia……………………….……………………. 173 IV.3.1.4. Estudios de lixiviación……………………………………………….. 179 IV.3.1.5. Bioensayos: eficacia biológica……………………………………… 188 IV.3.1.5.1. Bioensayo general……………………………………………….. 188 IV.3.1.5.2. Bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación……… IV.3.1.6. Adición del catión espermina para la modificación “in situ” de la arcilla del suelo y su efecto en el comportamiento del herbicida fluometurón…………………...……………………………………… 193 IV.3.1.6.1. Estudio de adsorción…………………………………………….. 194 IV.3.1.6.2. Experimento de lixiviación en columnas……………………….. 197 IV.3.1.6.3. Experimento de incubación……………………………………... 200 IV.3.2. Mecoprop y Mecoprop-P………………………………………………… 202 IV.3.2.1. Estudios de adsorción – desorción a los adsorbentes…………… 202 IV.3.2.1.1. Adsorción a los adsorbentes a concentración única………….. 202 IV.3.2.1.2. Isotermas de adsorción-desorción……………………………… 207 IV.3.2.2. Adsorción a suelos enmendados y sin enmendar………………… 211 IV.3.2.3. Estudios de persistencia…………………………………………….. 219 IV.3.2.4. Estudios de lixiviación……………………………………………….. 226 IV.3.2.5. Bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación: Eficacia biológica…………………………………………………… 239 IV.4. Evaluación del comportamiento de herbicidas en suelos enmendados con arcillas modificadas y residuos de almazara: Estudios de campo….. 242 IV.4.1. Efecto de la adición de alperujo en el comportamiento de fluometurón y terbutilazina…………………………………………………. 242 IV.4.1.1. Condiciones ambientales………………………………………..….. 243 Índice VI IV.4.1.2. Extracciones de suelo: lixiviación y persistencia………………… 244 IV.4.1.3. Escorrentía……………………………………………………………. 250 IV.4.1.4. Bioeficacia…………………………………………………………….. 255 IV.4.2. Efecto de la adición de arcilla modificada en el comportamiento de fluometurón y terbutilazina……………………………………………….. 256 IV.4.2.1. Condiciones ambientales……………………………………………. 256 IV.4.2.2. Extracciones de suelo: lixiviación y persistencia………………… 257 IV.4.2.3. Escorrentía……………………………………………………………. 262 IV.4.2.4. Bioeficacia…………………………………………………………….. 267 V. CONCLUSIONES……………………………………………………………….. 269 VI. BIBLIOGRAFÍA………………………………………………………………… 275 VII. PUBLICACIONES……………………………………………………………... 319 VII ÍNDICE DE TABLAS Tabla I.1. Distribución de explotaciones olivareras en Andalucía por pendientes (Junta de Andalucía, 2003)…………………………………………………….. 12 Tabla I.2. Distribución de la superficie de suelo andaluz en función de las pérdidas medias por erosión en el período 1992-2009 (CAP, 2011). 12 Tabla I.3. Clasificación de los filosilicatos y algunas especies minerales… 58 Tabla III.1. Procedencia, uso, clasificación textural y experimentos en los que fueron usados cada uno de los suelos………………………………………….. 102 Tabla III.2. Características de las arcillas empleadas……………………………… 103 Tabla III.3. Nomenclatura de las arcillas inalteradas y modificadas empleadas…………………………………………………………………………………………………. 105 Tabla III.4. Nomenclatura, procedencia y tratamiento de los alperujos y experimentos en los que se utilizaron…………………………………………………….. 106 Tabla III.5. Condiciones analíticas utilizadas para la determinación de los herbicidas por HPLC……………………………………………………………………………. 107 Tabla III.6. Límites de detección y cuantificación para el análisis de los herbicidas por HPLC…………………………………………………………………………………. 109 Tabla III.7. Parámetros determinados para los alperujos y técnica empleada……………………………………………………………………………………………………… 114 Tabla IV.1. Características fisicoquímicas de los suelos utilizados. AR: arena; L: limo; A: arcilla; C.O.: carbono orgánico oxidable; C.I.C.; capacidad de intercambio catiónico………………………………………………………… 131 Tabla IV.2. Porcentajes relativos y absolutos de filosilicatos (M: montmorillonita; I: ilita/mica; K: caolinita) presentes en los suelos S1, S2, S3 y S4………………………………………………………………………………………………. 134 Tabla IV.3. Resultados del análisis elemental de l as organoarcillas, porcentaje de la CIC de las montmorillonitas compensada por cationes orgánicos en las mismas y espaciados basales de las muestras a temperatura ambiente (Tamb) y calcinadas a 200 oC……………………………….. 137 Tabla IV.4. Principales bandas y asignación de las mismas obtenidas de los espectros de FTIR de los cationes orgánicos libres e incorporados en las montmorillonitas…………………………………………………………………………………… 139 VIII Tabla IV.5. Valores de l os parámetros analizados para las muestras sólidas de los alperujos…………………………………………………………………………….. 155 Tabla IV.6. Algunas características de los extractos de los alperujos†: pH, concentración de la materia orgánica soluble (MOS), porcentaje del carbono orgánico total (COT) e índice de humificación (IH)………………….. 156 Tabla IV.7. Valores de Kd y Koc para la adsorción de fluometurón a SWHDTMA, SW-SPERM, SA-HDTMA, ALP y ALPcom para condiciones de adsorción 20 mg adsorbente:8 ml de disolución de fluometurón de 1 mg/l……………………………………………………………………………………………………………… 163 Tabla IV.8. Coeficientes de Freundlich para la adsorción de fluometurón en los adsorbentes seleccionados……………………………………………………………… 165 Tabla IV.9. Coeficientes de Freundlich para la desorción de fluometurón en los adsorbentes seleccionados………………………………………………………………… 167 Tabla IV.10. Coeficientes de distribución, Kd (l/k g), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc , para fluometurón, en los suelos S1 y S2 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujo a diferentes porcentajes………………………………….. 171 Tabla IV.11. Coeficientes de distribución, Kd (l/k g), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc , para fluometurón, en los suelos S3 y S4 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujo a diferentes porcentajes………………………………… 172 Tabla IV.12. Constantes del ajuste de los datos de disipación de fluometurón en S1 y S2 a una cinética de tipo sigmoidal (Ec. IV.2 y IV.3)…………………………………………………………………………………………………………… 176 Tabla IV.13. Concentración máxima de herbicida en los lixiviados y volumen de poro al que apareció dicha concentración máxima (VPmáx). Factores de retardo teóricos calculados a partir de los valores de Kd de los adsorbentes individuales (FRteor-1), y de los suelos enmendados (FRteor-2), para los lixiviados de las columnas de suelo S1 y S2 enmendados con con SW-SPERM y ALP…………………………………………………… 182 Tabla IV.14. Porcentaje de fluometurón lixiviado, extraído de las columnas y no recuperado durante el experimento de lixiviación con los suelos S1 y S2……………………………………………………………………………………………. 186 Tabla IV.15. Contenido de esmectitas en los suelos y c oeficientes de distribución obtenidos experimentalmente, Kd-exp, para la adsorción de fluometurón en suelos sin tratar y tratados con espermina…………………… 195 IX Tabla IV.16. Volumen de poro al cual apareció la concentración máxima de herbicida (VPmax ) en los lixiviados y factores de retardo teóricos (FRteor) para el experimento de lixiviación en suelos sin tratar y tratados con espermina…………………………………………………………………………… 199 Tabla IV.17. Valores de Kd y Koc para la adsorción de MCPP y MCPP-P a SW-HDTMA, SA-HEXADIM, SAHDTMA, ALP y ALPcom para condiciones de adsorción 20 mg adsorbente:8 ml de disolución de herbicida de 1 mg/l………………………………………………………………………………………………………………. 207 Tabla IV.18. Coeficientes de Freundlich para la adsorción de MCPP y MCPP-P en los adsorbentes seleccionados……………………………………………… 209 Tabla IV.19. Coeficientes de Freundlich para la desorción de MCPP y MCPP-P en los adsorbentes seleccionados………………………………………………… 211 Tabla IV.20. Coeficientes de distribución, Kd (l/kg), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc, para MCPP, en los suelos S1 y S2 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujos al 1%, 2% y 5%................................................................. 215 Tabla IV.21. Coeficientes de distribución, Kd (l/kg), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc, para MCPP, en los suelos S3 y S4 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujos al 1%, 2% y 5%............................................................... 216 Tabla IV.22. Coeficientes de distribución, Kd (l/kg), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc, para MCPP-P, en los suelos S1 y S2 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujos al 1%, 2% y 5%.............................................................. 217 Tabla IV.23. Coeficientes de distribución, Kd (l/kg), obtenidos experimentalmente, Kd, y calculados teóricamente, Kd-calc, para MCPP-P, en los suelos S3 y S4 sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujos al 1%, 2% y 5%.............................................................. 218 Tabla IV.24. Constantes del ajuste de los datos de disipación de MCPP y MCPP-P en S1 a una cinética de tipo sigmoidal………………………… 223 Tabla IV.25. Constantes del ajuste de los datos de disipación de MCPP y MCPP-P en S2 a una cinética de tipo sigmoidal……………………………………. 224 Tabla IV.26. Porcentaje de MCPP y MCPP-P lixiviado, extraído de las columnas y no recuperado durante el experimento de lixiviación con el suelo S1. Concentración máxima de herbicida en los lixiviados y volumen de poro al que apareció dicha concentración máxima (VPmáx)…………….. 232 X Tabla IV.27. Porcentaje de MCPP y MCPP-P lixiviado, extraído de las columnas y no recuperado durante el experimento de lixiviación con el suelo S2 . Concentración máxima de herbicida en los lixiviados y volumen de poro al que apareció dicha concentración máxima (VPmáx)……………… 233 Tabla IV.28. Factores de retardo, observados (FRobs), teóricos calculados a partir de los valores de Kd de los adsorbentes individuales (FRteor-1), y teóricos calculados a partir de los valores de Kd de los suelos enmendados (FRteor-2), para la lixiviación de MCPP y MCPP-P en los suelos S1 y S2 enmendados con SA-HEXADIM, SA-HDTMA, ALP y ALPc………........................................................................................ 235 Tabla IV.29. Volumen de las aguas de escorrentía y concentración de materia particulada en las mismas recogidas en la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam………………………………………………………………………… 250 Tabla IV.30. Concentraciones de terbutilazina en disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam. Coeficientes de distribución Kd para terbutilazina adsorbida en la materia particulada presente en las aguas de escorrentía…………………………………………………….. 252 Tabla IV.31. Concentraciones de fluometurón e n disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam. Coeficientes de distribución Kd para fluometuón adsorbida en la materia particulada presente en las aguas de escorrentía……………………………………………………….. 253 Tabla IV.32. Volumen de las aguas de escorrentía y concentración de materia particulada en las mismas recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con SW-SPERM…………………………………………………………………. 263 Tabla IV.33. Concentraciones de terbutilazina en disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de las parcelas sin enmendar y enmendada con SW-SPERM . Coeficientes de distribución Kd para terbutilazina adsorbida en la materia particulada procedentes de las aguas de escorrentía………………………………………………….. 265 Tabla IV.34. Concentraciones de fluometurón en disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de las parcelas sin enmendar y enmendadas con SW-SPERM. Coeficientes de distribución Kd para fluometurón adsorbido en la materia particulada procedentes de las aguas de escorrentía. 265 XI ÍNDICE DE FIGURAS Figura I.1. Evolución de las cifras de mercado español de productos fitosanitarios 2000-2010 (Fuente: AEPLA, 2011)…………………………………… 4 Figura I.2. Evolución en el consumo de fitosanitarios en España (Fuente: MAGRAMA, 2009)………………………………………………………………………………………. 5 Figura I.3. Evolución de la eficiencia ambiental en la agricultura española durante el período 2000-2008 (Fuente: MAGRAMA, 2010)…… 6 Figura I.4. Superficie de cultivo en Andalucía. Media de los años 20052008. Informe del sector agrario (CAP, 2009a)……………………………………… 9 Figura I.5. Consumo de fitosanitarios en Andalucía en 2009 (CAP, 2009a)…………………………………………………………………………………………………………... 10 Figura I.6. Entrada de plaguicidas en el sistema suelo-agua y elementos afectados por la entrada de los mismos………………………………………………… 14 Figura I.7. Interacciones entre los factores y procesos que afectan a la dinámica de plaguicidas en el suelo (adaptado de Cheng y Koskinen, 1986)…………………………………………………………………………………………………………. 15 Fig. I.8. Procesos que determinan la dinámica de los plaguicidas en el suelo…………………………………………………………………………………………………………… 16 Figura I.9. Mecanismos de adsorción de plaguicidas en el suelo…………. 18 Figura I.10. Tipos de isotermas de adsorción según la clasificación de Giles et al. (1960)……………………………………………………………………………………… 20 Figura I.11. Extracción de la fracción orgánica del suelo…………………… 26 Figura I.12. Representación esquemática de los estados “glassy” y “rubbery” (arriba) y representación de la adsorción en fase sólidodisolución (abajo) (adaptado de Pignatello, 2012)………………………………… 28 Figura I.13. Curvas hipotéticas de elución de plaguicidas en suelos estructurados con diferentes sistemas de poros y distinta interacción del plaguicida-suelo…………………………………………………………………………………………. 35 Figura I.14. Representación esquemática de las interacciones entre plaguicidas (P), materia orgánica soluble (MOS) y el suelo…………………… 37 Figura I.15. Cinéticas de la biodegradación de plaguicidas………………….. 50 XII Figura I.16. Algunos de campos científicos y aplicaciones de los minerales de la arcilla (adaptado de Carretero y Pozo, 2007)………………….. 53 Figura I.17. Estructura de los filosilicatos 1:1 y 2:1……………………………. 56 Figura I.18. Centros activos de un mineral esmectítico en relación con la adsorción de plaguicidas………………………………………………………………….………. 60 Figura I.19. Posibles disposiciones de los cationes orgánicos de cadena larga en el espacio interlaminar de las organoarcillas y magnitud de la distancia interlaminar. Δ representa la amplitud del espacio interlaminar 64 Figura I.20. Imágenes de una muestra de montmorillonita de Wyoming (SWy-1) saturada con cationes hexadeciltrimetilamonio (HDTMA) tomadas por microscopía electrónica de transmisión de alta resolución (Yaron-Marcovich et al., 2005)………………………………………………………………… 64 Figura I.21. Organoarcillas a) organofílicas y b) adsortivas…………….. 66 Figura I.22. Algunos cationes orgánicos funcionalizados utilizados para la preparación de organoarcillas………………………………………………………………….….. 67 Figura I.23. Porcentaje de herbicida simazina adsorbido por montmorillonita sin tratar (SWy-2) y montmorillonita modificada con diferentes cationes orgánicos. La concentración inicial de herbicida fue de 1 mg/l………………………………………………………………………………………………………………. 68 Figura I.24. Efecto del tipo de formulación en las pérdidas por transporte de los plaguicidas aplicados al suelo……………………………………. 71 Figura I.25. Representación esquemática de los tres procesos de extracción del aceite de oliva: tradicional por presión, centrifugación de tres fases y centrifugación de dos fases (adaptado de Morillo et al., 2009)…………………………………………………………………………………………………………… 80 Figura I.26. Usos potenciales y valorización de los residuos de almazara (alperujo)……………………………………………………………………………………………………… 85 Figura III.1. Estructura química de fluometurón……………………………………. 98 Figura III.2. Estructura química de mecoprop…………………………………………. 99 Figura III.3. Estructura química de mecoprop-P………………………………………. 99 Figura III.4. Estructura química de terbutilazina……………………………………. 101 XIII Figura III.5. Mapa con la localización de los suelos empleados en esta memoria…………………………………………………………………………………………………….. 102 Figura III.6. Estructura química de los cationes orgánicos empleados para la modificación de las montmorillonitas……………………………………………. 104 Figura III.7. Cromatogramas obtenidos para los herbicidas a) fluometurón, b) MCPP-P y c) MCPP con una disolución patrón de 1 mg/l junto con sus respectivos espectros de absorción…………………………………….. 108 Figura III.8. Fotografía de los recipientes usados en los experimentos de incubación………………………………………………………………………………………… 120 Figura III.9. Esquema de las columnas de suelo utilizadas para los experimentos de lixiviación (a) y fotografía de las columnas de suelo utilizadas durante uno de los estudios de movilidad (b)…………………………… 122 Figura III.10. Esquema de la maceta para el bioensayo general (a) y foto de las macetas empleadas para el mismo (b)…………………………………… 123 Figura III.11. Esquema de la maceta para el bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación (a) y foto de las macetas empleadas para el mismo (b)…………………………………………………………………………………………………… 124 Figura III.12. Esquema de la disposición de las parcelas (a) y fotografía de una de las parcelas utilizadas en los experimentos de campo (b)….. 128 Figura IV.1. Distribución del tamaño de poros obtenida por intrusión de mercurio de los suelos S1, S2, S3 y S4…………………………………………………. 132 Figura IV.2. Difractogramas de los agregados orientados de las fracciones arcillas de los suelos S1, S2, S3 y S4, tras ser sometidas a diferentes tratamientos: saturadas en Mg2+ (Mg), saturadas en Mg2+ y a continuación solvatadas con etilenglicol (Mg-EG); saturados en K+ (K) y saturadas en K+ y a continuación calcinadas a 550ºC (K-550ºC)………… 135 Figura IV.3. Diagramas de difracción de rayos X de los films sintetizados correspondientes a SWy-2 tratada con diferentes cantidades de espermina desde 0 a 1.2 x CIC: A) para los films secados al aire y B) para los films saturados en agua………………………………………………………………. 141 Figura IV.4. Primera derivada obtenida a partir de las curvas de TG para la pérdida de masa de tetrahidroclorhidrato de espermina y SWy-2 tratada con diferentes cantidades de espermina (izquierda) y la relación lineal entre la cantidad de espermina añadida durante la síntesis y la obtenida en las muestras por TG (derecha)…………………………………………… 142 PREÁMBULO XXI Los repetidos episodios de contaminación de aguas superficiales y subterráneas originados por plaguicidas que se aplican a los suelos agrícolas, han provocado una considerable alarma social en nuestro país. Concretamente, en Andalucía las condiciones edafoclimáticas existentes convierten a esta región en un escenario de alto riesgo en lo que a contaminación por plaguicidas se refiere. La escasa capacidad de adsorción que presentan los suelos, pobres en materia orgánica, sus elevadas pendientes y los episodios de breves pero intensas lluvias, habituales del clima mediterráneo, acentúan los procesos de transporte por lixiviación y escorrentía de los plaguicidas aplicados y dan como resultado una disminución de la eficacia del plaguicida y un aumento del riesgo de contaminación de suelos y aguas adyacentes. Bajo este marco, una forma de disminuir la incidencia de los procesos de transporte de los plaguicidas y sus efectos adversos sería incrementar la capacidad de adsorción de los suelos para aumentar el tiempo de residencia del producto fitosanitario en la zona radicular y evitar su movimiento hacia zonas no deseadas. En esta memoria se presentan los resultados dirigidos a evaluar comparativamente el uso de dos tipos de materiales, residuos orgánicos de origen agrario (alperujo) y minerales de la arcilla modificados con cationes orgánicos (organoarcillas), como enmiendas de suelos agrícolas andaluces con el fin de incrementar su capacidad de retención para herbicidas móviles y reducir los efectos adversos provocados por una rápida lixiviación y escorrentía de los herbicidas. Aunque en la bibliografía existen algunos estudios previos sobre los efectos del alperujo en la dinámica de herbicidas en suelos agrícolas, este trabajo profundiza en los efectos de esta práctica, no sólo a través de estudios de laboratorio sino también bajo condiciones reales de campo, y aborda sus consecuencias en el transporte por escorrentía, aspecto sobre el cual existe muy poca información. Una propuesta novedosa adicional es la de evaluar organoarcillas como enmiendas para optimizar el comportamiento de los herbicidas, pues hasta ahora la mayoría de los estudios sobre organoarcillas como adsorbentes de plaguicidas se han centrado en otro tipo de aplicaciones como la depuración de aguas, el desarrollo de formulaciones de liberación lenta o la inmovilización de contaminantes en suelos contaminados. PREFACE XXIII The widespread use of pesticides in modern agricultural production has resulted in increasing levels of pesticide residues in natural ecosystems, posing a risk to the environment and human health. In Spain, the agricultural soils located in Andalusia comprise a high-risk scenario of ground and surface water contamination by pesticides, mainly because most soils have very little retention capacities as a result of their low organic matter content, and thus have little capacity for reducing pesticide transport losses. Pronounced slopes and climatic conditions, e.g. short but heavy rainfall events which are particularly common in Southern Spain, exacerbate the risk of offsite movement of pesticides by runoff and leaching processes, reducing pesticide efficacy and increasing the adverse effects to the environment. In this context, appropriate management practices are needed to minimize pesticide transport losses, such as those directed to increase the soil retention capacity in order to prolong the persistence of the pesticide in the root zone and decrease its movement to adjoining soil and water compartments. In the present work, laboratory and field experiments were conducted to evaluate the use of two types of materials: i) the organic waste generated during the olive-oil extraction process (alperujo) and ii) clay minerals modified with organic cations (organoclays), as amendments to increase the retention capacity of Mediterranean (Andalusian) soils for mobile herbicides and to reduce the adverse effects caused by their rapid leaching and runoff to ground and surface waters. Although previous studies have reported the effects of alperujo on the fate of certain herbicides in agricultural soils, the objective of this work was to get further insight into the effects of this practice not only under controlled laboratory conditions, but also under real field conditions, particularly with regard to herbicide runoff, on which the existing information is very scarce. An additional original contribution of this work is the use of organoclays as soil amendments to optimize the behavior of pesticides in agricultural soils, given that most research previously conducted on organoclays as sorbent of pesticides was focused on other applications, such as their use as filters for water purification, supports for the design of pesticides slow release formulations, or containment barriers for pollutant immobilization in contaminated soils. I. Introducción 3 I.1. Plaguicidas en el Medio Ambiente: Marco contextual La agricultura es un sector estratégico dentro del sistema productivo español, que ha de atender la demanda global de alimentos de la sociedad, asegurar la sostenibilidad económica, social y medioambiental de la actividad, y hacer frente a los nuevos desafíos del sector. El proceso de adaptación de la actividad agraria española, consecuencia de las continuas reformas en la Política Agraria Común (PAC), ha provocado desiguales impactos sectoriales y territoriales. En principio, para el Ministerio de Medio Ambiente, Medio Rural y Marino (MARM) fue una prioridad el mantenimiento de una Política Agraria Común sólida y moderna que se adaptara a la diversidad y necesidades del medio rural español y acompañara al sector agroalimentario en su proceso de diversificación e integración territorial con las demás actividades (MAGRAMA, 2009). Los objetivos estratégicos de la futura PAC deben perseguir: a) preservar la seguridad alimentaria y contribuir a satisfacer la demanda mundial de alimentos que, según la FAO, se incrementará en un 70% de aquí a 2050; b) apoyar a las comunidades agrícolas para que suministren sus productos de manera sostenible, de conformidad con los compromisos adquiridos por la UE en materia de medio ambiente, calidad del agua, bienestar animal y productos fitosanitarios; c) mantener comunidades rurales viables, en las que la agricultura se convierta en creadora de empleo. Para ello, debe ser primordial un plan orientado hacia el desarrollo rural, que contribuya a la competitividad, la gestión sostenible de los recursos naturales y el desarrollo territorial equilibrado. En este sentido, el medio ambiente, el cambio climático y la innovación deben ser más que nunca los principios rectores de la política futura. Bajo este marco el uso de plaguicidas es una de las prácticas que más han contribuido al incremento de la producción agrícola en las últimas décadas. Junto a otros factores como la adopción de variedades de cultivo mejoradas, el empleo de fertilizantes sintéticos o la optimización de los sistemas de riego, el uso de compuestos orgánicos sintéticos para el control de plagas es en la actualidad I. Introducción 4 indispensable para satisfacer la creciente demanda de alimentos de la producción mundial. Asimismo, se debe de tener en cuenta que el uso de plaguicidas facilita las prácticas del mínimo laboreo y de no laboreo, que junto con la rotación de cultivos, contribuyen directamente a la protección del medio, ya que reducen la degradación del suelo y las pérdidas por escorrentía de nutrientes y otros compuestos. En la agricultura de regadío, los herbicidas no sólo controlan las malas hierbas en los cultivos, sino también facilitan la operación de miles de kilómetros de canales de riego y drenaje (Prathapar y Bowmer, 1991). La evolución de las ventas de productos fitosanitarios muestra un mercado relativamente estable, en comparación con otros sectores, especialmente de la industria química, con una demanda estacional siempre condicionada por la meteorología. En España, en los últimos años las cifras de negocio del sector de la protección de la plantas han oscilado entre los 550 y 650 millones de euros, con 2003 como año récord por una climatología favorable al desarrollo de plagas (Fig. I.1). Sin embargo, es necesario destacar que estos niveles de facturación se mantienen aún con una importante reducción de materias activas, reducción que se está compensando con productos de mayor valor añadido según la Asociación Empresarial para la Protección de las Plantas (AEPLA, 2011). Figura I.1. Evolución de las cifras de mercado español de productos fitosanitarios 2000-2010 (Fuente: AEPLA, 2011). I. Introducción 5 El consumo de productos fertilizantes y de productos fitosanitarios, utilizados para aumentar el rendimiento en las producciones, es uno de los indicadores ambientales más representativos utilizados por el Ministerio de Agricultura, Alimentación y Medio Ambiente (MAGRAMA). Según se recoge en el Perfil Ambiental de España 2009 (MAGRAMA, 2009), el consumo de productos fitosanitarios por hectárea cultivada se ha incrementado progresivamente durante los últimos 15 años manteniendo valores similares en los últimos tres años (Fig. I.2). Figura I.2. Evolución en el consumo de fitosanitarios en España (Fuente: MAGRAMA, 2009). Otro de los indicadores que se utilizan son los de eficiencia ambiental de la agricultura comparando los distintos indicadores ambientales frente al Valor Añadido Bruto (VAB). A efectos del cálculo de este indicador, se entiende que la eficiencia ambiental es positiva cuando la evolución del crecimiento económico del sector presenta una tendencia desvinculada (contraria y divergente) de las de presiones ambientales generadas sobre el medio ambiente. Así, se deriva de la Figura I.3, en la que se muestra la evolución de la eficiencia ambiental de la agricultura durante el período comprendido entre 2000 y 2008, que el consumo de fitosanitarios ha presentado un crecimiento mucho mayor que el VAB, de lo cual se deduce un comportamiento ambiental más desfavorable. I. Introducción 12 Tabla I.1. Distribución de explotaciones olivareras en Andalucía por pendientes (Junta de Andalucía, 2003) Pendiente (%) Superficie (ha) < 7 384.570 (26%) 7-15 566.775 (38%) 15-30 439.698 (30%) > 30 87.853 (6%) Estas pérdidas por escorrentía, además, producen una erosión del suelo que agudizan los procesos de arrastre. Anualmente, millones de toneladas de suelo son arrastradas por las aguas de escorrentía, lo que reduce paulatinamente la fertilidad del suelo (Ramos et al., 2008). Según recoge el Anuario de 2009 de la Consejería de Agricultura y Pesca (CAP, 2009b), en Andalucía se ha producido una pérdida paulatina de suelo (Tabla I.2), lo cual incrementa aún más los procesos de transporte de plaguicidas. Tabla I.2. Distribución de la superficie de suelo andaluz en función de las pérdidas medias por erosión en el período 1992-2009 (CAP, 2011). Pérdida de suelo Superficie media perdida 1992-2009 (%) Bajasa 67.1 Moderadas 20.9 Altas 6.5 Muy altas 5.5 aSe considera que la pérdida de suelo es baja cuando se pierden entre 0-12 t/ha/año; moderada: 12-50; alta: 50-100 t/ha/año; muy alta: >100 t/ha/año I. Introducción 13 Para minimizar los efectos negativos de los plaguicidas, se deben tomar las debidas precauciones y regular su uso mediante normativas que deben ser conocidas por sus usuarios. Por ello, antes de introducir un nuevo producto en el mercado, las compañías dedicadas al desarrollo de plaguicidas realizan un exhaustivo estudio, no sólo de sus propiedades físicas, químicas y toxicológicas, sino también de su eficacia en el campo, de su persistencia en el medio ambiente y de los posibles productos de degradación. Estos estudios pueden durar varios años y tener un coste muy elevado. Los plaguicidas ideales serían aquellos que permitieran controlar y destruir con rapidez un gran número de plagas, malas hierbas y enfermedades, sin perjudicar la flora y fauna beneficiosa, que presentasen una corta persistencia en el suelo o sobre el cultivo tratado y permitiesen recoger una cosecha sin residuos ni efectos nocivos para el consumidor a los pocos días de su utilización. Por tanto, una forma de disminuir las pérdidas de los plaguicidas sería incidir sobre el proceso de adsorción de éstos por parte del suelo, por ejemplo mediante la aplicación de adsorbentes, a modo de enmienda, con el fin de mantener o retener los plaguicidas en el horizonte más superficial y reducir el transporte desde su lugar de aplicación. De todo esto podemos resumir que los plaguicidas son productos que junto a una gran utilidad económica presentan riesgos de importancia variable y, en consecuencia, resulta imprescindible la comprobación de que su eficacia sea superior a unos mínimos aceptables y que los riesgos derivados de su manipulación y aplicación sean controlables. Para ello, se continúa con la realización de informes reglamentarios elaborados por la Comunidad Autónoma Andaluza mediante los denominados Programas de Vigilancia de la Comercialización y del Uso de Productos Fitosanitarios (OSMAM, 2012). I. Introducción 14 I.3. Principales procesos que afectan a la dinámica de los plaguicidas en el suelo El destino medioambiental de los plaguicidas es una materia que actualmente se encuentra en el punto de mira como consecuencia de los problemas derivados de la aplicación repetida de los mismos y que afecta a la calidad de aguas superficiales y subterráneas, a la cadena alimenticia y a los seres vivos. La llegada de plaguicidas al suelo puede ocurrir por múltiples vías, siendo la principal la aplicación directa al suelo o bien a las partes aéreas de las plantas, llegando a alcanzar el suelo por caída o por ser arrastrado por acción del viento o del agua de riego o de lluvia. Los plaguicidas también pueden llegar al suelo por restos vegetales que quedan en el suelo después de la recolección de la cosecha o que se desprenden durante el tratamiento (Fig. I.6). Figura I.6. Entrada de plaguicidas en el sistema suelo-agua y elementos afectados por la entrada de los mismos. El movimiento de los agroquímicos a través del suelo está influenciado por diversos factores, en los que el suelo ejerce una función amortiguadora, de modo que los plaguicidas pueden ser retenidos, degradados o desplazados (hasta aguas superficiales y subterráneas) originando problemas de contaminación (Fig. I.7). Todo esto dependerá de condiciones específicas donde juegan un papel fundamental los SUELO PLAGUICIDAS atmósfera Agua de riego Aguas subterráneas SERES VIVOS Capacidad de intercambio catiónico del suelo Cultivos Aguas superficiales I. Introducción 15 procesos de entrada o inputs de los plaguicidas (Fig. I.7), teniendo en cuenta que el movimiento de plaguicidas transcurre principalmente en medio acuoso (Cheng y Koskinen, 1986). Previo a la entrada de agroquímicos al suelo, como decimos, confluyen una serie de factores de entrada (inputs) que inciden en el sistema suelo-agua y se relacionan entre sí, marcando posteriormente el destino de los plaguicidas en el suelo (output) a través de diversos procesos. Estos factores determinantes pueden ser: propiedades físico-químicas del compuesto en cuestión, condiciones climáticas, propiedades del sistema suelo-agua e influencia de los seres vivos (Fig. I.7). La dinámica de plaguicidas viene marcada por distintos procesos simultáneos, una vez que el plaguicida ha alcanzado el suelo, donde la adsorción del plaguicida es el proceso clave que marcará su disponibilidad en toda la dinámica. Figura I.7. Interacciones entre los factores y procesos que afectan a la dinámica de plaguicidas en el suelo (adaptado de Cheng y Koskinen, 1986). Los procesos, marcados por la adsorción de los plaguicidas, se pueden clasificar en dos grandes grupos: procesos de transporte y procesos de transformación (Fig. I.8). TRANSFORMACIÓN •Degradación química •Biodegradación •Fotodegradación Sistema suelo-agua Propiedades del plaguicida Modo de entrada Factores climáticos Propiedades sistema suelo-agua Seres vivos (plantas, microorganismos…) ADSORCIÓN DINÁMICA DE PLAGUICIDAS TRANSPORTE •Lixiviación •Escorrentía •Volatilización •Absorción •Difusión INPUTS PROCESOS OUTPUT I. Introducción 16 Los procesos de transporte son aquellos en los que la naturaleza química del plaguicida no se ve afectada e implican mecanismos donde la adsorción es el más fundamental y determinante de todos ellos, puesto que determina la cantidad de plaguicida disponible en disolución (Bailey y White, 1970; Harmarker y Thomson, 1972; Cornejo y Jamet, 2000). Así, por ejemplo, la volatilización, lixiviación y biodisponibilidad generalmente disminuyen con la adsorción (Day et al., 1968; Ferreira et al., 2002), mientras que algunos procesos de degradación química o el transporte por partículas en suspensión pueden verse favorecidos (Amstrong et al., 1967; McCarthy y Zachara, 1989). Por el contrario, aquellos procesos que implican cambios en la estructura del plaguicida son denominados como procesos de transformación, bien sean de degradación química, biodegradación o fotodegradación. En los procesos de transformación, el plaguicida se modifica o degrada en otros compuestos que pueden ser de igual, mayor o menor toxicidad. Fig. I.8. Procesos que determinan la dinámica de los plaguicidas en el suelo. FOTODEGRADACIÓN CAPILARIDAD VOLATILIZACIÓN INFILTRACIÓN ABSORCIÓN Y EXUDACIÓN LIXIVIACIÓN ADSORCIÓN ↕ DESORCIÓN DEGRADACIÓN QUÍMICA BIODEGRADACIÓN I. Introducción 17 Muchos de los procesos implicados en la dinámica de los plaguicidas en el suelo suponen una pérdida de eficacia y la presencia final de contaminantes en lugares no deseados y fuera del alcance de sus objetivos. Por tanto, un conocimiento profundo de todos estos procesos es fundamental para conseguir el comportamiento deseado del plaguicida, es decir, aquel que lleve a una máxima eficacia del producto unida a un mínimo impacto ambiental. Uno de los objetivos de esta Tesis Doctoral ha sido el de proponer materiales a utilizar como enmiendas de suelos para controlar el proceso de adsorción de plaguicidas, como proceso clave en la optimización del comportamiento de plaguicidas. I.3.1. Procesos de transporte I.3.1.1. Procesos de adsorción-desorción El proceso de adsorción se define como el paso de un soluto desde una fase líquida o gaseosa a la superficie de una fase sólida sin producir cambios en esta última (Osgerby, 1970). Los procesos de adsorción ocurren con mayor frecuencia entre la disolución del suelo y la fase sólida del suelo, ya que ésta está siempre rodeada de una fina capa de agua y sólo en casos de extrema aridez se produciría la adsorción sólido-gas (Pignatello, 1989). El proceso de adsorción se debe a la atracción entre la superficie del adsorbente (macroporos y microporos del suelo) y las moléculas o iones del adsorbato (plaguicida) (Calvet, 1989). Los procesos de adsorción vienen determinados en gran parte por la cantidad de superficie de contacto del sólido, que es inversamente proporcional al tamaño. Son por tanto las fracciones más finas del suelo, tanto orgánicas como inorgánicas, las más importantes en la adsorción de plaguicidas (Bailey y White, 1970). La desorción es el proceso inverso a la adsorción y se caracteriza porque las sustancias adsorbidas a la fase sólida del suelo vuelven a la disolución del suelo o a su fase gaseosa. En caso de desorción total de las moléculas adsorbidas se habla de adsorción reversible (Wauchope y Myers, 1985; Monkiedje y Spiteller, 2002), pero si las moléculas adsorbidas sólo se desorben parcialmente se habla I. Introducción 18 entonces de adsorción irreversible (Cox et al., 1995; Celis y Koskinen, 1999; Fogg et al., 2003). La irreversibilidad o histéresis es un fenómeno importante ya que en gran medida determina la biodisponibilidad del plaguicida en el suelo. Cuando el plaguicida se encuentra adsorbido a la fase sólida del suelo está menos disponible para su transporte o biodegradación, mientras que la desorción provoca el efecto contrario. Las fuerzas de atracción responsables de la adsorción pueden ser de diferentes tipos y se clasifican como mecanismos de adsorción. En función de las propiedades de los solutos y de la superficie adsorbente son posibles varios tipos de mecanismos que puede ocurrir simultáneamente. Cornejo y Hermosín (1996) distinguen entre mecanismos favorecidos por cambios de entalpía y mecanismos cuya principal fuerza impulsora es el aumento de la entropía del sistema, tal y como recoge la Figura I.9. Figura I.9. Mecanismos de adsorción de plaguicidas en el suelo. I.3.1.1.1. Medida de la adsorción La medida y caracterización de la adsorción permite investigar los mecanismos de este tipo de interacción y obtener resultados comparativos, tanto entre adsorbatos (plaguicidas) como entre adsorbentes (suelos) diferentes y en diversas condiciones (Beck et al., 1993). La adsorción al suelo se caracteriza normalmente por una constante de reparto K, con el subíndice d para indicar distribución. Se define como la proporción entre la concentración de moléculas adsorbidas y la concentración de moléculas en disolución en el equilibrio: CAMBIOS DE ENTALPÍA (ΔH) •Fuerzas de Van der Waals •Enlaces de hidrógeno •Transferencias de cargas •Enlace iónico •Cambio de ligando Mecanismos relacionados con CAMBIOS DE ENTROPÍA (ΔS) •Interacción hidrofóbica I. Introducción 19 donde, Ce es la concentración de soluto en disolución en equilibrio con el suelo y Cs es la cantidad adsorbida por unidad de masa del sólido. Frecuentemente se asume que Cs depende linealmente de Ce y se define un coeficiente de distribución, Kd, como: La ecuación anterior implica una relación directamente proporcional entre la concentración de adsorbato en el disolvente o fase líquida y la concentración en el sólido o fase sólida. Esta forma lineal generalmente describe correctamente el equilibrio a bajas concentraciones de adsorbato en la fase líquida. El coeficiente Kd puede utilizarse para comparar el grado de adsorción de diferentes compuestos en un mismo suelo o de un mismo compuesto en diferentes suelos en unas condiciones experimentales determinadas y a la concentración inicial de compuesto en cuestión. Por lo general, valores elevados de Kd indican que el plaguicida presenta una gran afinidad por el adsorbente y se suelen corresponder con plaguicidas hidrofóbicos e insolubles en agua (Wauchope et al., 2002). No obstante, son habituales los casos en los que la relación entre la cantidad adsorbida y la cantidad en disolución no es lineal, por lo que el valor de Kd depende de la concentración a la que se evalúe. En estos casos, una caracterización adecuada de la adsorción requiere la obtención de isotermas de adsorción. Las isotermas de adsorción se obtienen experimentalmente en el laboratorio haciendo interaccionar cantidades conocidas de adsorbente con disoluciones con diferentes concentraciones iniciales del plaguicida a una temperatura determinada. Las isotermas de adsorción resultantes representan la cantidad de plaguicida adsorbido por unidad de masa del adsorbente (Cs) frente a su concentración en la disolución de equilibrio (Ce). Según Giles et al. (1960), las isotermas de adsorción de I. Introducción 20 compuestos orgánicos se pueden clasificar en cuatro clases principales dependiendo de la pendiente del tramo inicial de la curva. Según estos autores, la forma de la isoterma está relacionada con el mecanismo de adsorción, la naturaleza de la molécula a adsorber y la superficie adsorbente. En la Figura I.10 se muestran las cuatro clases principales de isotermas de adsorción: Figura I.10. Tipos de isotermas de adsorción según la clasificación de Giles et al. (1960). o Isotermas tipo S: la curvatura inicial de la isoterma indica que la adsorción está facilitada a elevadas concentraciones de soluto. Suelen observarse cuando se da una interacción específica entre el soluto y el adsorbente, cuando existe una moderada atracción entre las moléculas de soluto adsorbidas o cuando las moléculas de soluto y las de disolvente compiten por los sitios de adsorción del adsorbente. o Isotermas tipo L: la curvatura inicial de la isoterma indica que a medida que transcurre la adsorción aumenta la dificultad para que las moléculas de soluto encuentren sitios de adsorción vacantes. No suele haber fenómenos de competencia entre el soluto y el disolvente por los sitios de adsorción, por lo que a menudo se habla de adsorción específica. o Isotermas tipo H: se consideran un caso especial de las isotermas tipo L en las que el soluto tiene tan alta afinidad por el adsorbente que para disoluciones diluidas la adsorción es total. Es poco habitual y suele darse para adsorbatos de elevado peso molecular como micelas iónicas o especies poliméricas. I. Introducción 21 o Isotermas tipo C o de reparto constante: se caracterizan por presentar una relación lineal entre la cantidad de soluto adsorbido y la concentración del mismo en la disolución de equilibrio. Debido a que es el tipo de curva que se obtiene para el reparto de un soluto entre dos disolventes inmiscibles, algunos autores utilizan el término “partición” o “reparto” del soluto entre el adsorbente y la disolución (Rutherford et al., 1992). Ecuaciones de adsorción Para representar numéricamente las isotermas de adsorción de los plaguicidas, éstas suelen ajustarse a ecuaciones matemáticas o modelos de adsorción, entre las cuales la ecuación de Freundlich es una de las más utilizadas. La ecuación de Freundlich es una ecuación empírica que relaciona la cantidad de soluto adsorbido con la concentración en equilibrio existente en disolución. Se puede expresar como: o como su expresión logarítmica: En estas expresiones Cs es la cantidad de soluto adsorbida a la concentración de equilibrio Ce, mientras que Kf y Nf son constantes características que pueden obtenerse del ajuste lineal de los datos de log Cs vs log Ce. El valor absoluto de Kf coincide con la cantidad de soluto adsorbido para una concentración de equilibrio Ce=1, por lo que es considerado como una medida de la capacidad de adsorción del sólido para el soluto en cuestión. El parámetro Nf coincide con la pendiente de la representación lineal de log Cs vs log Ce y se I. Introducción 28 Figura I.12. Representación esquemática de los estados “glassy” y “rubbery” (arriba) y representación de la adsorción en fase sólido-disolución (abajo) (adaptado de Pignatello, 2012). Estas estructuras físicas de la materia orgánica natural juegan un papel muy importante en la selectividad, cinética y reversibilidad de la adsorción. b) Componentes inorgánicos La fracción coloidal inorgánica del suelo está compuesta en su mayoría por filosilicatos y por óxidos, hidróxidos y oxihidróxidos metálicos, fundamentalmente de Fe, Al y Si. Tradicionalmente, el término “arcilla” se ha usado para referirse al material inorgánico de tamaño menor de 2 μm, mientras que “mineral de la arcilla” se ha usado para referirse a un tipo específico de minerales que se encuentran en la fracción de tamaño “arcilla” (< 2 μm) de los suelos (Moore y Reynolds, 1987). Estas definiciones han sido objeto de algunas matizaciones, aunque manteniendo estos conceptos fundamentales (Guggenheim y Martin, 1995). Los filosilicatos son silicatos laminares cuya estructura se puede derivar de la unión de unidades tetraédricas Si-O y unidades octaédricas Al-(O, OH) ó Mg-(O, OH). Capas bidimensionales de tetraedros condensan con capas bidimensionales de octaedros dando lugar a láminas tridimensionales cuyo apilamiento origina la “Glassy” “Rubbery” Calor Cavidades vacías Dominio fase sólido-disolución Adsorción en dominio sólido-disolución (se forma la cavidad) Adsorción en huecos (existencia previa de la cavidad) I. Introducción 29 estructura global del mineral. Una descripción más detallada del concepto, características estructurales y clasificación de los minerales se aporta en el apartado I.4.1.1. Los minerales de la arcilla se caracterizan por su elevada superficie específica. La montmorillonita y vermiculita (880 m2/g) tienen superficies internas accesibles al agua, electrolitos y algunos compuestos orgánicos como los plaguicidas. La estructura de los óxidos metálicos consiste en un empaquetamiento cúbico ó hexagonal compacto de aniones O2y/o OHcon los cationes metálicos (Fe3+, Al3+, Mn4+, Mn3+) ocupando posiciones octaédricas. Los diferentes óxidos metálicos se diferencian en la disposición de las unidades octaédricas y en el grado en el que éstas comparten vértices (un O compartido), aristas (2 O compartidos) o caras (3 O compartidos). Los óxidos e hidróxidos metálicos se caracterizan por tener una alta superficie específica, por lo que son buenos adsorbentes de compuestos orgánicos, fundamentalmente aniónicos (Hingston et al., 1972; Filius et al., 1997; Celis et al., 1999a). Una característica importante de los óxidos metálicos es la variabilidad de su carga superficial en función del pH del medio (Hingston et al., 1972). Teniendo en cuenta las características estructurales de los tres componentes mayoritarios del suelo (filosilicatos, óxidos y sustancias húmicas) podemos decir que, individualmente, estos componentes presentan unas propiedades adsorbentes que pueden ser modificadas cuando en el suelo se produce la interacción entre ellos (Celis et al., 1999a,b; Illes et al., 2004). c) Características de la disolución del suelo Numerosos trabajos han puesto de manifiesto la importancia del pH en los procesos de adsorción (Weber, 1982; Hermosín et al., 1987; Sarmah et al., 1998; Li et al., 2001; Cabrera et al., 2012). El pH de la disolución del suelo determina la carga superficial de los componentes con carga variable del suelo y la ionización de los plaguicidas con propiedades ácidas o básicas. I. Introducción 30 La variación de la carga superficial de los coloides del suelo influye directamente en su capacidad de interaccionar con especies iónicas. Así, por ejemplo, la adsorción de compuestos aniónicos a óxidos metálicos aumenta al disminuir el pH como consecuencia del aumento del número de centros positivos en la superficie del óxido. La adsorción de compuestos catiónicos a sustancias húmicas disminuye con la disminución del pH debido a la protonación de los grupos -COOy Ph-Odel polímero orgánico. El pH también afecta a la ionización de los plaguicidas con características ácidas o básicas e influye directamente en el proceso de adsorción. El efecto del pH, por tanto, depende del carácter ácido o básico del compuesto así como de la carga de la superficie adsorbente. La fuerza iónica asume un papel importante en los procesos de adsorción por cambio iónico, ya que con el aumento de la fuerza iónica disminuye la adsorción debido a la competencia por los sitios de adsorción entre el soluto y los iones en disolución (Watson et al., 1973). Según Calvet (1989), en el caso de moléculas neutras se observa que un aumento de la fuerza iónica por encima de la unidad da lugar a un aumento de la adsorción, mientras que para valores por debajo de la unidad no existe una tendencia general. d) Otros factores La influencia que otros factores como la humedad del suelo, la temperatura o el tiempo de residencia del plaguicida en el suelo pueden ejercer sobre la adsorción ha quedado bien demostrada en diversos estudios. En general, la adsorción aumenta al disminuir el contenido en agua del suelo, al disminuir la temperatura y al aumentar el tiempo de residencia del plaguicida en el suelo (Calvet, 1989). I.3.1.1.3. Predicción de la adsorción La predicción de la adsorción de un plaguicida en un determinado medio es importante para conocer el destino final de éste. I. Introducción 31 Una alternativa para la caracterización experimental de la adsorción para una determinada combinación plaguicida-suelo es el uso de procedimientos de estimación basados en buenas correlaciones previamente observadas entre la adsorción y propiedades del suelo fácilmente medibles. Estas estimaciones de la adsorción pueden también proporcionar una valiosa información en la predicción de cambios en la adsorción como consecuencia de variaciones espaciales y temporales de las propiedades del suelo. Por ejemplo, Oliveira et al. (1999) identificaron dos patrones distintos para la adsorción de imazetapir en el campo: para áreas con pH > 6.25 y Kd > 1.25, la variación de Kd dependía principalmente del pH, y para áreas con pH < 6.25 y Kd > 1.25, otras propiedades del suelo, como el contenido en carbono orgánico, tuvieron una influencia significativa en la variación de Kd. A continuación, se describen ejemplos de importantes propiedades físico-químicas que han sido correlacionadas con la adsorción de compuestos orgánicos. Contenido en carbono orgánico La aproximación más aceptada para la estimación de la adsorción a partir de las propiedades del suelo es que la asume la dependencia directa entre la adsorción de compuestos orgánicos y el contenido en materia orgánica del suelo (Chiou, 1989). Una relación basada en el contenido en carbono orgánico del suelo fue introducida por Hamarker y Thompson (1972) para el análisis de las constantes de adsorción, de modo que se suele expresar el coeficiente de distribución, Kd, normalizado al contenido en carbono orgánico (foc); es el denominado Koc que se define como: Este parámetro asume que la materia orgánica es la principal responsable de la adsorción del compuesto orgánico e ignora, por tanto la contribución de la fracción mineral en la adsorción de dichos compuestos, siendo principalmente válido para moléculas no polares (Sheng et al., 2001). Así, el uso de Koc. Pusino et al. I. Introducción 32 (1992) observaron una reducción en la variación de las constantes de adsorción para metolaclor desde 17 a 4 l/kg tras normalizar la adsorción al contenido en carbono orgánico del suelo. También observaron una disminución en los valores de Kd tras la reducción del contenido en materia orgánica del suelo por tratamiento con H2O2, mostrando el papel de la materia orgánica en la adsorción del herbicida metolaclor. Por el contrario, Cox et al. (1997a) y Celis et al. (1997a) observaron un aumento en los coeficientes de adsorción de herbicidas polares con la peroxidación, indicando una mayor contribución de las superficies minerales en la adsorción de los plaguicidas cuando se elimina la materia orgánica. La alta contribución de las superficies minerales en la adsorción de los plaguicidas en el suelo es una razón de la variabilidad de los valores de Koc. Las variaciones entre los valores de Koc entre los suelos también pueden indicar que la naturaleza de la materia orgánica afecta a su capacidad adsorbente. Este modelo predictivo está basado generalmente en la linealidad del proceso y en la ausencia de fenómenos de competencia entre moléculas de soluto. Sin embargo, se recogen en la bibliografía adsorciones no lineales para compuestos no polares o débilmente polares cuando se purifican partículas sólidas de ácidos húmicos o incluso disueltas (Pignatello, 2012). La no linealidad puede ser consecuencia de adsorción preferente a determinados sitios de adsorción en la materia orgánica, dependiendo de los diferentes estados energéticos, de modo que surge cierta selectividad en la adsorción. Existen estudios que intentan correlacionar la intensidad de la adsorción con la abundancia de determinados grupos funcionales basados en análisis mediante 13C-RMN. Chefetz y Xing (2009) en una recopilación bibliográfica no encontraron correlación entre el contenido aromático y los valores de Koc de adsorbentes naturales; sin embargo, existió una débil correlación entre el contenido aromático (no alifático) y la no linealidad en las isotermas. Contenido en arcilla La fracción mineral del suelo puede contribuir significativamente al proceso de adsorción en los casos de compuestos muy polares o iones orgánicos, además de en suelos con bajo contenido en carbono orgánico (Celis et al., 2006). Se han realizado esfuerzos para incluir esta contribución en los procedimientos de I. Introducción 33 estimación de la adsorción. Hermosín et al. (2000) sugirieron el uso de un coeficiente de adsorción normalizado al contenido en arcilla, Kclay: donde fclay representa la fracción arcillosa del suelo (suma de los componentes inorgánicos y orgánicos en la fracción < 2 µm). Así, mostraron que para muchos plaguicidas, iónicos e ionizables, ocurría un descenso en el coeficiente de variación desde Kd a Kclay. Este hecho indica el comportamiento más homogéneo de la fracción arcilla en la adsorción del plaguicida comparándolo con el del suelo en su totalidad. La predicción de la adsorción a partir de la composición coloidal del suelo es más compleja si tenemos en cuenta que los procesos de asociación entre los diferentes componentes del suelo pueden alterar en gran medida la capacidad adsorbente de los componentes individuales, como ha sido estudiado recientemente por Celis et al. (2006) para la adsorción de fenantreno y dibenzofurano, quienes observaron cómo los componentes minerales disminuyeron la adsorción de estos compuestos por parte de la materia orgánica del suelo. Otras propiedades Aunque su uso ha sido más limitado, se han utilizado predicciones alternativas como la basada en regresiones lineales entre los valores de Kd medidos para 35 plaguicidas y la superficie específica (SSA) del suelo. Pionke y DeAngelis (1980) desarrollaron una metodología para predecir Kd a partir de SSA. Para un grupo diverso de plaguicidas, la regresión lineal de Kd con SSA dio coeficientes de determinación mucho más altos que los obtenidos con la regresión lineal de Kd con el contenido en carbono orgánico, indicando la utilidad de la aproximación de la SSA (Green et al., 1990). Distintos autores han propuesto procedimientos de estimación de la adsorción similares incluyendo otras propiedades del suelo fácilmente I. Introducción 34 medibles como el pH, propiedades texturales o capacidades de intercambio catiónico (Oliveira et al., 1999; Dubus et al., 2001). I.3.1.2. Lixiviación La lixiviación es el proceso por el cual el agua, procedente de la lluvia o el riego, arrastra o disuelve moléculas de plaguicida dando lugar a un movimiento vertical a lo largo del perfil del suelo, lo que incide tanto en la efectividad biológica del plaguicida como en la contaminación de aguas subterráneas. El riesgo de contaminación de acuíferos por el transporte vertical de un plaguicida está determinado fundamentalmente por el balance entre la velocidad de transporte a través del suelo y la degradación a lo largo del perfil, ya que este último proceso disminuye el riesgo de contaminación de las aguas subterráneas (Bowman, 1989). I.3.1.2.1. Estudio de la lixiviación La lixiviación del plaguicida puede estudiarse en el laboratorio o en el campo. Si bien los estudios de campo reflejan situaciones reales, resultan mucho más difíciles de interpretar por el elevado número de variables que intervienen. Aunque los estudios de laboratorio pueden no ser totalmente representativos de condiciones reales, en ellos se controlan los factores que influyen en el experimento y, por lo tanto, son muy convenientes a la hora de evaluar la influencia de parámetros individuales en el proceso de lixiviación. Los métodos de laboratorio que se emplean más frecuentemente para el estudio de la lixiviación son la cromatografía de capa de suelo y sobre todo la percolación en columnas. Esta última consiste en determinar el movimiento vertical del plaguicida en columnas de suelo tras la adición de diferentes volúmenes de agua, previa aplicación del plaguicida en la superficie de la columna. Pueden usarse columnas de suelo empaquetadas a mano o columnas de suelo inalterado. En ambos casos suele analizarse la cantidad de plaguicida lixiviado y la cantidad residual en las distintas profundidades de la columna al finalizar el experimento. La I. Introducción 35 forma usual de presentación de los resultados suele ser a través de las denominadas curvas de elución en las cuales se representa la concentración de plaguicida en los lixiviados (curvas relativas) frente al volumen de agua adicionado. La forma específica de estas curvas es dependiente de las propiedades físicoquímicas del plaguicida y del suelo considerado, de la composición química de la disolución e interacciones entre el plaguicida y suelo, así como de la estructura del suelo a través del cual se produce el movimiento del compuesto. Algunos ejemplos hipotéticos se representan en la Figura I.13. Mientras mayor sea la adsorción, más anchas serán las curvas de elución y mayor el desplazamiento del máximo de la curva hacia la derecha (Fig. I.13). La situación A) se corresponde con aquellos sistemas en los que el suelo es un medio poroso granular homogéneo débilmente estructurado. Por el contrario, en sistemas dominados por la presencia de macroporos habrá un movimiento rápido del agua y por lo tanto del plaguicida, los máximos de las curvas estarán bien definidos y las “colas” de las curvas de elución serán largas (Fig. I.13C). La situación B) se corresponde con una situación intermedia, es decir, un sistema heterogéneo sin una estructura definida. La rapidez con la que se mueva el plaguicida dependerá de la frecuencia, tamaño y continuidad de los macroporos, mientras que la longitud y altura de las colas estará controlada por procesos de difusión y adsorción/desorción (Beck et al., 1993). Figura I.13. Curvas hipotéticas de elución de plaguicidas en suelos estructurados con diferentes sistemas de poros y distinta interacción del plaguicida-suelo. Volumen de agua adicionado [Plaguicida] A) B) C) plaguicidas que no se adsorben adsorción moderada Interacción fuerte plaguicida-suelo I. Introducción 36 Los estudios de campo tienen la ventaja de llevarse a cabo bajo condiciones reales del suelo, en las que éste mantiene su estructura original y se dan las condiciones normales de campo. Los métodos más empleados son los lisímetros y las extracciones con barrena. Los lisímetros consisten en un tubo que oscila entre 10 a 50 cm de diámetro y de 50 a 150 cm de longitud. En general, están hechos de acero inoxidable o PVC. Uno de los extremos está afilado para facilitar su penetración en el suelo y en él se coloca un tamiz para impedir que lleguen partículas del suelo al recipiente colector, que suele ser de vidrio. Los lixiviados se recogen por succión mediante un tubo de plástico o teflón. Los lisímetros, al ser sistemas cerrados, permiten el control exacto del agua que percola a través del suelo (Bergström, 1990). Mediante las extracciones con barrena puede evaluarse el movimiento vertical del plaguicida en el campo analizando muestras tomadas a diferentes profundidades y a diferentes tiempos tras la aplicación del producto. I.3.1.2.2. Factores que influyen en la lixiviación Los principales factores que afectan a la lixiviación de los plaguicidas en suelos son las propiedades físico-químicas del plaguicida, la adsorción por los coloides del suelo, las propiedades físicas, químicas y microbiológicas del suelo, la estructura del suelo, el clima, la forma y época de aplicación y prácticas culturales (riego, laboreo, etc.). A continuación, se exponen brevemente los principales factores que más relevancia tienen en la lixiviación de plaguicidas: Adsorción por los coloides del suelo: La adsorción del plaguicida a las partículas del suelo generalmente retrasa su movimiento vertical a través del mismo de modo que existe una relación inversa entre lixiviación y adsorción (Beck et al., 1993; Cornejo et al., 2005). Como se ha detallado anteriormente es la fracción coloidal del suelo la responsable de la adsorción de compuestos orgánicos y entre ellos los plaguicidas. Por otro lado, con los procesos de desorción los plaguicidas I. Introducción 37 vuelven a estar en disolución y, por lo tanto, pueden movilizarse a lo largo del perfil del suelo mediante los procesos de lixiviación (Worral et al., 1999). Existe un caso especial que es el de transporte facilitado por el que se transportan en suspensión las sustancias unidas a los coloides. Este tipo de transporte cobra más importancia en los casos en que las partículas coloidales en suspensión son muy abundantes, los compuestos son fuertemente adsorbidos a los coloides y en compuestos con baja solubilidad en agua (McCarthy y Zachara, 1989; McGechan y Lewis, 2002). En este sentido la materia orgánica soluble (MOS) puede jugar un papel muy importante. Está bien documentado que la MOS, además de poder facilitar la adsorción del plaguicida al suelo evitando su lixiviación (Fig. I.13), puede causar dos tipos de efectos negativos para el control de la lixiviación (Celis et al., 1998a,b; Barriuso et el., 2011): a) favorecer los procesos de desorción de los plaguicidas por procesos de competencia por asociación de la materia orgánica soluble con la matriz del suelo, b) asociación de las moléculas de plaguicida a la materia orgánica soluble facilitándose el movimiento a través del perfil del suelo. La representación esquemática de estos procesos se muestra en la Fig. I.14: Figura I.14. Representación esquemática de las interacciones entre plaguicidas (P), materia orgánica soluble (MOS) y el suelo. MATRIZ DEL SUELO Fase acuosa MOS P PMOS P P NO lixiviación lixiviación I. Introducción 44 Estos procesos están más favorecidos cuanto mayor sea la pendiente (Wauchope, 1978). Características del plaguicida: las principales características de los plaguicidas que influyen en su transporte superficial son la solubilidad, propiedades de adsorción, polaridad, persistencia y forma y dosis de aplicación. En cuanto a la solubilidad, los plaguicidas solubles, por regla general, pueden estar disponibles más fácilmente para los primeros episodios de lluvias, cuando el tiempo de precipitaciones es corto y las concentraciones en las aguas de escorrentía pueden incrementar por la elevada solubilidad del compuesto. Por otro lado, los plaguicidas que son fuertemente adsorbidos al suelo podrán ser susceptibles de ser transportados si se produce erosión del suelo o arrastre de partículas durante la escorrentía. Normalmente, los compuestos no polares tienen más afinidad por la materia orgánica mientras que los compuestos polares o ionizables se ven afectados por las superficies minerales y el pH de los suelos, lo que influirá en ser más o menos arrastrados por las precipitaciones. Al mismo tiempo, plaguicidas más persistentes permanecerán más tiempo en la superficie existiendo, por tanto, mayor riesgo de pérdidas por escorrentía durante mayor tiempo. Finalmente, tanto la forma como la dosis de aplicación son factores determinantes para la escorrentía; formulaciones con mayor poder humectante son particularmente más susceptibles al transporte a la vez que a mayor dosis de aplicación, mayor concentración de plaguicida en la escorrentía (Leonard, 1990). Prácticas culturales: aquellas estrategias que para el control de la erosión ayudan a controlar las pérdidas de plaguicidas por escorrentía. Así, las cubiertas vegetales, las franjas de protección y las técnicas de mínimo laboreo disminuyen el riesgo de escorrentía (Lozano-García et al., 2011). I. Introducción 45 I.3.1.3.2. Predicción de la escorrentía Para simular las pérdidas de plaguicidas por escorrentía se han desarrollado diversos modelos computacionales. Estos estudios se han llevado a cabo para un amplio rango de plaguicidas con diferentes características físicoquímicas, tipos de manejo, y condiciones edafoclimáticas. Estos modelos no facilitan predicciones para la escorrentía en términos de valor absoluto con un elevado grado de precisión, pero sí pueden proporcionar información para comparaciones relativas entre distintas alternativas de manejo, situaciones climatológicas y otras variables (Leonard, 1990). Entre los modelos predictivos de la escorrentía se encuentran: el Chemical Migration and Risk Assessment (CMRA) (Onishi et al., 1985), metodología que incluye el Agricultural Runoff Management (ARM) (Donigian et al., 1976) y Chemicals, Runoff and Erosion from Agricultural Management Systems (CREAMS) (Knisel, 1980) y más recientemente Soil and Water Assesment Tool (SWAT) (Arnold et al., 1998). Estos modelos tienen en cuenta el transporte tanto de los plaguicidas disueltos como los adsorbidos a los sedimentos bajo la influencia de ciertas variables, como pueden ser: condiciones climáticas, características de los compuestos, etc. Sin embargo, se han de seguir mejorando puesto que no consideran todos los procesos que ocurren cuando tiene lugar el transporte por escorrentía, como por ejemplo la transferencia de los plaguicidas disueltos a los sedimentos, lo que complica la extrapolación de los resultados a las distintas situaciones (Boithias et al., 2011). Ante esta problemática, son más los estudios encaminados a incidir directamente en el transporte de plaguicidas derivado de la escorrentía con el fin de evitar las pérdidas de los compuestos. Ejemplos de estas técnicas o métodos serían disminuir la dosis de aplicación de plaguicidas, franjas de protección, laboreo de conservación, cubiertas vegetales o determinadas formulaciones, siendo la eficacia de estos métodos variables en cada situación (Reichenberger et al., 2007). I. Introducción 46 I.3.1.4. Otros procesos de transporte Otros procesos de transporte que en diversas circunstancias pueden tener una gran importancia en la dinámica y el comportamiento de los plaguicidas en el medio ambiente son: la volatilización, la difusión y la absorción por plantas y microorganismos. La volatilización consiste en el paso del plaguicida a la fase gaseosa, a través de la cual puede transportarse a puntos muy alejados del lugar de aplicación. Afecta al plaguicida que permanece en la superficie del suelo o de las plantas y en menor proporción al plaguicida disuelto en la disolución del suelo (Thomas, 1982). La difusión es el proceso por el cual el plaguicida se traslada en el suelo debido a su energía térmica. Por este proceso se produce un movimiento neto desde posiciones de alta concentración hasta otras de menor concentración. Los factores que afectan a la difusión del plaguicida en el suelo son: a) la temperatura; b) la solubilidad, densidad de vapor y grado de adsorción del plaguicida; c) cantidad de agua y porosidad del suelo. La absorción de los plaguicidas existentes en el suelo por parte de las plantas tiene lugar a través del sistema radicular. Este movimiento está supeditado en gran medida a la fijación del plaguicida a los coloides del suelo y constituye la finalidad de la aplicación de los productos fitosanitarios a los suelos. Las plantas y microorganismos asimilan plaguicidas acumulándolos y metabolizándolos. La gran variedad de plantas y organismos resistentes a determinados plaguicidas, lo son porque los metabolizan a compuestos no tóxicos, lo que constituye una vía natural de descomposición (Schmidt y Fedtke, 1977). I.3.2. Procesos de transformación Los procesos de transformación o degradación que afectan a los plaguicidas en los suelos se pueden dividir, según su origen, en tres grandes grupos: procesos de degradación química, procesos de degradación microbiana (biodegradación) y procesos de fotodegradación. Estos procesos conducen a la desaparición del I. Introducción 47 producto, generalmente con formación de compuestos de menor toxicidad, por lo que reducen la contaminación de plantas y aguas superficiales y subterráneas (Cheng y Lehmann, 1985). No obstante, a veces los productos de degradación pueden resultar más tóxicos para ciertos organismos que el propio plaguicida del que proceden. I.3.2.1. Degradación química Las reacciones de degradación química más frecuentes son las reacciones hidrolíticas y de sustitución y las reacciones redox, y pueden ocurrir tanto en disolución como catalizadas por la superficie de las partículas del suelo (Cornejo et al., 1983). Los factores más importantes que afectan a los procesos de degradación química son el pH, el potencial redox, la temperatura y la composición de la disolución y de la fracción coloidal del suelo. La adsorción del plaguicida a los coloides del suelo puede tener un doble efecto, ya que puede proteger al plaguicida de la degradación química, pero también puede potenciarla, como en el caso de reacciones catalizadas por la superficie de los componentes coloidales. Los cationes de cambio de los minerales de la arcilla y el agua de hidratación participan en muchas reacciones de degradación catalizadas por la superficie (Russell et al., 1968; Laird, 1996). Así por ejemplo, se ha visto que la elevada acidez superficial de minerales de la arcilla esmectíticos, originada por la elevada polarización del agua de hidratación de los cationes de cambio, favorece la degradación química de herbicidas como la atrazina y la simazina a los hidroxi-derivados correspondientes (Laird, 1996; Celis et al., 1997b). I.3.2.2. Fotodegradación La fotodegradación consiste en la transformación del plaguicida inducida por la luz solar (Horspool, 1970), que puede tener lugar mediante reacciones de oxidación, reducción, hidrólisis, sustitución e isomerización. Esta reacción es importante en los primeros milímetros del suelo, en la superficie de las plantas y en ecosistemas acuáticos. A medida que el plaguicida penetra en el suelo, los procesos I. Introducción 48 de fotodegradación son menos frecuentes, debido a que la radiación solar puede llegar a atenuarse hasta un 90% en los primeros 0.2 mm del suelo. El proceso de fotodescomposición depende de factores como la intensidad y tiempo de exposición del plaguicida a la radiación solar, la presencia de catalizadores fotoquímicos, que pueden favorecer la descomposición, el pH del suelo, el grado de aireación del suelo, el estado en el que se encuentra el plaguicida (sólido, en disolución, vapor, etc.), el grado de adsorción y la estructura química del plaguicida. La fotodegradación puede ser directa, cuando el plaguicida se degrada por la acción directa de la radiación solar, o indirecta, cuando la energía de la radiación solar es absorbida por otros compuestos que luego transmiten esa energía a la molécula del plaguicida o bien dan lugar a especies reactivas intermedias que pueden entrar en reacción con el plaguicida (Mansour et al., 1989). I.3.2.3. Biodegradación Los procesos de biodegradación se deben fundamentalmente a la microflora del suelo (bacterias y hongos). En la biodegradación de plaguicidas se generan minerales como NH3, CO2 y H2O. La tasa de biodegradación suele aumentar con la temperatura y con el aumento de la humedad del suelo hasta capacidad de campo (Parker y Doxtader, 1983; Allen y Walter, 1987), debido a un aumento de la población microbiana. Cuando la transformación no es total, el pesticida es degradado a otros productos cuya toxicidad, movilidad y efectos sobre el medio son mucho menos conocidos, a pesar de que en ocasiones se trata de compuestos más tóxicos y persistentes que los productos de partida. Cinética de la biodegradación de plaguicidas. La curva de biodegradación de un plaguicida es importante porque dicta la disponibilidad del mismo en las estaciones de crecimiento, la contaminación de aguas superficiales y subterráneas, la bioacumulación en la macrobiota y la pérdida de eficacia. Habitualmente se considera que los herbicidas se degradan siguiendo una cinética I. Introducción 49 de primer orden, donde la velocidad de degradación es proporcional a la concentración (Fig. I.15). Para los plaguicidas que son cometabolizados, es decir, no usados como sustrato de crecimiento, se asume que una cinética de primer orden es apropiada. La expresión cinética más exacta es, de hecho, la cinética de pseudo-primer orden, donde la tasa depende tanto de la concentración de plaguicida como del número de microorganismos degradadores de plaguicida. Sin embargo, debido a las dificultades que entraña numerar estos microorganismos, se usan las constantes de primer orden o la vida media. Los plaguicidas con una vida media por debajo de 10 días se consideran poco persistentes; los plaguicidas con una vida media por encima de 100 días se consideran relativamente persistentes (Kearney et al., 1997). Para los plaguicidas usados por los microorganismos como sustratos de crecimiento es frecuente observar curvas sigmoidales de biodegradación (Fig. I.15). Los datos de la curva sigmoidal son más difíciles de interpretar que los de la curva exponencial (primer orden) debido a su no linealidad. La curva sigmoidal del plaguicida metabolizado se puede describir usando una cinética de crecimiento microbiano; sin embargo, se requieren cuatro constantes cinéticas. Por consiguiente, es más difícil predecir la persistencia del plaguicida en el medio ambiente. Es frecuente observar la variabilidad (espacial y temporal) en la curva de biodegradación de algunos plaguicidas. Las curvas de biodegradación tienden a ser específicas debido a las diferencias en el número de degradaciones específicas del plaguicida, la biodisponibilidad del plaguicida y parámetros del suelo tales como la temperatura, humedad y pH. La curva del metabolismo es directamente proporcional a la densidad de población de los microorganismos que degradan el plaguicida así como a la biodisponibilidad de este último. Diversos estudios indican que el plaguicida adsorbido en las partículas del suelo no está inmediatamente disponible para la biodegradación (Ogram et al., 1985; Koskinen et al., 2001); sin embargo, recientemente, varios autores han sugerido que las bacterias pueden acceder a regiones específicas donde el plaguicida está adsorbido (Park et al., 2001; Singh et al., 2003; Hermosín et al., 2006). Bajo ciertas condiciones límite, existe una correlación positiva entre la curva del metabolismo y la temperatura del suelo, la I. Introducción 50 humedad y el pH, aunque existe una excepción, como por ejemplo, las reacciones oxidativas que son menos probables que ocurran en el agua del suelo debido a la baja difusión de oxígeno, mientras que las transformaciones catalizadas por hongos son más frecuentes a bajo pH y/o en suelos húmedos (Kearney et al., 1997). Figura I.15. Cinéticas de la biodegradación de plaguicidas Concentración de plaguicida Tiempo Sigmoidal Exponencial I. Introducción 51 I.4. Estrategias para reducir los efectos adversos de los plaguicidas: Uso de minerales de la arcilla y de residuos orgánicos (alperujo) El uso intensivo de plaguicidas como práctica agrícola convencional ha aumentado dramáticamente en los últimos años existiendo gran preocupación actualmente acerca de los posibles efectos negativos medioambientales y sobre la salud humana (Renaud et al., 2004; Majumdar y Singh, 2007; Song et al., 2008). En consecuencia, uno de los principales problemas actuales, como ha quedado patente previamente, es sin duda, la contaminación del entorno y especialmente de las aguas superficiales y subterráneas por plaguicidas (Hermosín et al., 2009). La presencia de estos contaminantes hace necesario su control y eliminación y son muchos los esfuerzos científicos encaminados a resolver esta problemática. Una de las causas que contribuyen a acentuar los procesos de transporte de los plaguicidas que se aplican al suelo está relacionada con la forma en la que dichos plaguicidas son aplicados. La gran mayoría de las formulaciones de plaguicidas comerciales contienen la materia activa en una forma inmediatamente disponible para la planta a combatir y que, por lo tanto, también es susceptible de transportarse rápidamente por procesos de lixiviación y escorrentía (Johnson y Pepperman, 1998; Celis et al., 2002a). Esto hace que puedan producirse grandes pérdidas de plaguicida, acrecentadas si tras la aplicación del producto ocurren abundantes lluvias, antes de que éste tenga tiempo de difundir a través de los agregados del suelo y llegar a los sitios de adsorción de los componentes orgánicos y minerales (Pignatello y Xing, 1996, Cox et al., 2000a). El hecho de que los herbicidas se apliquen a dosis considerablemente superiores a las estrictamente necesarias para el control de las malas hierbas se debe precisamente a las grandes pérdidas de agroquímico que se producen cuando éste se aplica en una forma inmediatamente disponible y estas cantidades añadidas en exceso suponen un incremento del riesgo de contaminación de las aguas superficiales y subterráneas (Gerstl et al., 1998a,b; Lagaly, 2001). A fin de reducir la incidencia de los procesos de transporte que dan lugar a pérdidas de eficacia y contaminación de aguas por parte de los herbicidas utilizados en agricultura se han propuesto diferentes estrategias. Hoy día, las técnicas de I. Introducción 52 control empleadas pueden actuar a dos niveles: el primero, en la corrección de aguas y suelos contaminados mediante el empleo de técnicas de limpieza y descontaminación, y en segundo lugar, la utilización de técnicas de prevención mediante el uso de materiales que incidan sobre los procesos de transporte, desarrollados en el apartado I.3.1., que causan los problemas de contaminación de plaguicidas tanto puntual como difusa. Dentro de este último grupo, caben destacar el empleo de cubiertas vegetales para reducir el arrastre superficial (Krutz et al., 2005), actuar sobre los formulados o formas de aplicación del plaguicida mediante el uso de formulaciones de liberación controlada (Carrizosa et al., 2000; Lagaly, 2001; Trigo et al., 2009) y finalmente, y la que nos ocupa, la adición de enmiendas orgánicas y/o inorgánicas para aumentar la capacidad de retención de los suelos. Dentro de este contexto, entre las técnicas de prevención, la adición de enmiendas orgánicas ha sido un método para minimizar la contaminación por plaguicidas incidiendo fundamentalmente en los factores que afectan a la movilidad de herbicidas. La adición de enmiendas orgánicas a los suelos agrícolas es una práctica recomendada para mejorar las propiedades físicas y químicas de los suelos, como por ejemplo el aumento de su contenido en materia orgánica (Alburquerque et al., 2004). Este efecto es especialmente beneficioso en los suelos de Andalucía, que se caracterizan por tener un bajo contenido en materia orgánica. Como efecto colateral, y en el marco contextual de esta Tesis Doctoral, la aplicación de enmiendas orgánicas a los suelos puede reducir la cantidad de plaguicida disponible minimizando el transporte de éstos, reduciendo el riesgo de contaminación de aguas subterráneas por lixiviación y de aguas superficiales por escorrentía (Cox et al., 1997b). Este efecto amortiguador sobre la lixiviación, se consigue por el aumento de la adsorción de los plaguicidas a la materia orgánica del suelo, como consecuencia del aumento de materia orgánica proporcionado por la enmienda (Cox et al., 1999b; Fernandes et al., 2003). El aumento de la adsorción de los plaguicidas al suelo, como se ha descrito anteriormente, también protege a estos compuestos de procesos degradativos (Cox et al., 1997b). Numerosos autores han propuesto el uso de determinadas enmiendas orgánicas para prevenir la contaminación de suelos, sedimentos y acuíferos (Guo et al., 1993; Arienzo et al., 1994; Barriuso et al., 1997; Cox et al., 1997c y 1999b; Romero et al., 2006). En este I. Introducción 53 trabajo nos hemos centrado en el uso de residuos procedentes de la extracción de aceite de oliva o comúnmente denominado alperujo por ser un residuo de una de las mayores actividades agroalimentarias en Andalucía. No obstante, un aspecto negativo derivado de la aplicación de enmiendas orgánicas recae en el hecho de no ser siempre garantía del control y disminución del transporte de plaguicidas, especialmente de aquellos que son compuestos muy solubles en agua o cuya degradación es dependiente del pH (Worrall et al., 2001). Por otro lado, son varias las áreas científicas implicadas en el estudio de los minerales de la arcilla, basándose en las peculiaridades de sus estructuras, que abarcan tanto disciplinas básicas como aplicadas (Carretero y Pozo, 2007). Algunas de estas actividades relacionadas con el uso de los minerales de la arcilla se recogen en la Figura I.16. Figura I.16. Algunos de campos científicos y aplicaciones de los minerales de la arcilla (adaptado de Carretero y Pozo, 2007). Destacan entre estas diversas aplicaciones, aquellas que provienen de las interacciones de los minerales de la arcilla con compuestos orgánicos, dando lugar a un nuevo tipo de materiales que en la últimas décadas ha ido adquiriendo mayor interés por la comunidad científica en campos muy diversos (Lagaly, 1981; Breen, ÁREAS CIENTÍFICAS IMPLICADAS Geología Mineralogía Cristalografía Ciencia de Materiales Edafología Ingeniería ARCILLAS APLICACIONES Industria Química Papel, plásticos, fármacos, cosméticos, absorbentes, fertilizantes, pinturas, catalizadores Material para la construcción Cementos, cargas, aglomerantes, impermeabilizantes Industria Cerámica Cerámica, refractarios, ladrillería, porcelana Industria de Hidrocarburos Lodos de sondeo Industria del Metal Arenas de moldeo Industria Alimentaria Aditivos, piensos, filtrados, clarificación Tratamientos de Aguas y de Residuos Agricultura Aditivos, piensos, filtrados, clarificación I. Introducción 60 Figura I.18. Centros activos de un mineral esmectítico en relación con la adsorción de plaguicidas. Los mecanismos de interacción con los plaguicidas dependen en gran medida de las características de carga del plaguicida: 1. Plaguicidas catiónicos y protonables. Los plaguicidas catiónicos son adsorbidos rápidamente por las esmectitas mediante procesos de intercambio iónico. La adsorción y desorción de estos plaguicidas siguen los patrones de las interacciones electrostáticas entre los cationes y las cargas superficiales del mineral de la arcilla (Philen et al., 1971). 2. Plaguicidas aniónicos y ácidos débiles. Los compuestos aniónicos son repelidos por las superficies basales con carga negativa de las esmectitas, dando como resultado una adsorción muy pequeña o nula (Celis et al., 1999c). En el mineral de la arcilla existen sitios de adsorción para los plaguicidas aniónicos, aunque no son muy numerosos. Pueden unirse a los bordes cargados positivamente (si el pH es inferior a 5), mediante puentes de hidrógeno, a metales polivalentes en los sitios de intercambio o, con las condiciones apropiadas, mediante la dominancia de la atracción por fuerzas de van der Waals (Lagaly, 2001). Silanoles y aluminoles (cargas variables) Cationes de cambio hidratados Superficie “hidrofóbica” Sustituciones isomórficas I. Introducción 61 3. Plaguicidas neutros: Hidrófobos o Polares. Los compuestos orgánicos hidrófobos no tienen una alta afinidad por las esmectitas, debido al ambiente hidrofílico de la superficie del mineral creado por los cationes hidratados interlaminares (Jaynes y Vance, 1996). Las fuerzas de van der Waals son más fuertes cuando el plaguicida puede aproximarse a los átomos de oxígeno de la superficie de siloxano del mineral (regiones “hidrofóbicas”). Los plaguicidas con grupos funcionales polares (-OH, =O, -NH2, -NO2) son retenidos mediante fuerzas electrostáticas (ion-dipolo) o enlaces de coordinación. Los enlaces de coordinación se forman directamente entre las esmectitas y el adsorbato o a través de moléculas de agua que actúan como ligandos puentes, según el carácter fuerte-débil de ambos constituyentes de la interacción. En todos los casos, los enlaces por puentes de hidrógeno juegan un papel fundamental. Estos enlaces pueden darse con los grupos OH de los bordes del mineral y también con los átomos de oxígeno de la superficie de siloxano. I.4.1.2.1. Reacciones de modificación de las esmectitas Por sus características de carga, las esmectitas son buenos adsorbentes de cationes y moléculas polares inorgánicas y orgánicas. Sin embargo, debido a la fuerte hidratación de los cationes cambiables inorgánicos, que confieren propiedades hidrofílicas a su superficie, su capacidad de adsorción de compuestos orgánicos hidrófobos se ve considerablemente reducida (Jaynes y Vance, 1996). Algo similar ocurre con los compuestos aniónicos, que son repelidos por las superficies basales con carga negativa, dando como resultado una adsorción muy pequeña o nula (Celis et al., 1999c). La modificación de las propiedades superficiales de las esmectitas mediante la sustitución de los cationes inorgánicos naturales de su espacio interlaminar por cationes orgánicos puede mejorar las propiedades adsorbentes del mineral para compuestos no iónicos hidrofóbicos y compuestos ácidos (Lagaly, 2001; Cornejo et al., 2004). I. Introducción 62 Las arcillas orgánicas u organoarcillas son filosilicatos de tipo expandibles modificados mediante la sustitución de sus cationes interlaminares inorgánicos por cationes orgánicos. En general, la entrada de cationes orgánicos en el espacio interlaminar de las esmectitas puede seguir mecanismos de naturaleza diferente, siendo los principales las reacciones de intercambio catiónico y la adsorción física. 1. Reacciones de intercambio catiónico. Ocurren mediante interacciones electrostáticas entre la superficie cargada negativamente del mineral de la arcilla y las cargas positivas de los cationes orgánicos que se introducen en él. La reacción de intercambio catiónico sigue la forma: νAXσ + σOCν+ = νAσ+ + σOCXσ donde Aσ+ es el catión inorgánico cambiable, σ la valencia de este catión, OCν+ el catión orgánico y ν su valencia, y Xdetermina un sitio de cambio de la superficie del mineral de la arcilla. Por lo general, esta reacción se lleva a cabo por la adición de una disolución acuosa del catión orgánico a una suspensión de la arcilla. Las reacciones de cambio iónico están influenciadas por parámetros importantes como el tipo de filosilicato y su carga superficial (Xu y Harsh, 1990, 1992), la naturaleza del catión inorgánico intercambiado, las condiciones de la disolución y la estructura del catión orgánico (Lee et al., 2002), tanto en lo que respecta a la longitud de las cadenas alquílicas laterales como a la accesibilidad del grupo catiónico. Así, en el caso de cationes alquilamonio, la accesibilidad del grupo que porta la carga positiva determina la solvatación por moléculas de agua, que atenúa la interacción entre éstos y la superficie de la arcilla. Por ello, los alquilamonios cuaternarios son los más fuertemente adsorbidos directamente por interacciones con las superficies cargadas de la arcilla (Aue et al., 1976). I. Introducción 63 2. Adsorción física. Ocurre mediante interacciones hidrofóbicas que se dan por un lado, entre las regiones hidrofóbicas del catión orgánico y las zonas menos hidrofílicas de la arcilla, como la superficie de siloxanos, y por otro, entre los cationes orgánicos entre sí, lo que explica la posible entrada de cationes orgánicos al espacio interlaminar por encima de la capacidad de intercambio catiónico (C.I.C.) de la arcilla. En este caso, la naturaleza del enlace hidrofóbico es una combinación de la atracción de los grupos hidrofóbicos de los cationes orgánicos entre sí y su tendencia a ser repelidos por el agua (Rosen, 1987). El tamaño de las moléculas es un factor importante en la adsorción, de forma que cuanto mayor es el peso molecular del compuesto, las moléculas son más fuertemente adsorbidas, por poseer un mayor número de puntos de contacto con la superficie del mineral (Greenland, 1965). La energía de adsorción de estas moléculas llega a ser incluso superior a la del agua, a la que pueden desplazar del espacio interlaminar. El mecanismo de adsorción condiciona en gran medida las características de las organoarcillas resultantes (Xu y Boyd, 1995) así como su estabilidad, afectando a tres aspectos principalmente: la cantidad de catión orgánico adsorbido, el grado de desorción del catión orgánico y la resistencia de éste a ser degradado. La adsorción de surfactantes catiónicos de gran tamaño en el espacio interlaminar de las esmectitas es muy irreversible (Zhang et al., 1993; Moronta, 2004). Los cationes orgánicos que más se han utilizado en la preparación de las organoarcillas son los iones alquilamonios cuaternarios de gran tamaño, de fórmula general [(CH3)n NR4-n]+, donde R es un hidrocarburo aromático o alifático (Carrizosa et al., 2001). Dependiendo de la densidad de carga laminar y del tamaño de los radicales, los cationes orgánicos pueden adoptar distintas configuraciones en la interlámina: monocapa, bicapa, pseudotrimolecular o parafínica (Jaynes y Vance, 1996) (Fig. I.19). La técnica de difracción de rayos X permite la determinación de la disposición del catión orgánico en la interlámina, e incluso, recientemente, se ha avanzado en la caracterización de estas estructuras a partir de su visualización por medio de la técnica de microscopía electrónica de transmisión (TEM) de alta resolución (Fig. I.20). I. Introducción 64 Figura I.19. Posibles disposiciones de los cationes orgánicos de cadena larga en el espacio interlaminar de las organoarcillas y magnitud de la distancia interlaminar. Δ representa la amplitud del espacio interlaminar Figura I.20. Imágenes de una muestra de montmorillonita de Wyoming (SWy-1) saturada con cationes hexadeciltrimetilamonio (HDTMA) tomadas por microscopía electrónica de transmisión de alta resolución (Yaron-Marcovich et al., 2005). Capa de silicatos Capa de silicatos N+ N+N+ N+N+N+ Capa de silicatos N+ N+ N+N+ N+ Capa de silicatos Capa de silicatos Capa de silicatos N+ N+N+ N+ Capa de silicatos N+ N+ N+N+N+ Capa de silicatos a) Monocapa ( ~ 4.1 Å) b) Bicapa ( ~ 8.1 Å) c) Pseudotrimolecular ( ~ 12.1 Å) c) Parafínica ( > 12.4 Å) I. Introducción 65 I.4.1.2.2. Interacciones de plaguicidas con esmectitas modificadas con cationes orgánicos Debido al carácter hidrofílico y a su carga superficial negativa, los minerales de la arcilla, y en concreto los filosilicatos esmectíticos, han demostrado ser buenos adsorbentes de plaguicidas catiónicos y muy polares, pero su capacidad adsorbente para plaguicidas poco solubles o no iónicos es normalmente baja. La fuerte hidratación de los cationes inorgánicos de cambio naturales de los silicatos laminares da lugar a un ambiente hidrofílico en la superficie del mineral de la arcilla que reduce considerablemente la capacidad adsorbente de las arcillas para compuestos hidrofóbicos. El desplazamiento de estos cationes intercambiables por cationes orgánicos mediante reacciones de intercambio iónico consigue modificar la naturaleza de la superficie del mineral de la arcilla, de hidrofílica a hidrofóbica. Como ya se ha mencionado, los cationes orgánicos más utilizados para la modificación de los minerales de la arcilla son los iones alquilamonio cuaternarios, de fórmula general [(CH3)n NR4-n]+, donde R es un hidrocarburo aromático o alifático (Mortland et al., 1986; Boyd et al., 1988; Redding et al., 2002; Bonczek et al., 2002). Según Boyd et al. (1991), las organoarcillas con este tipo de cationes orgánicos pueden dividirse en dos clases con distintas características adsorbentes dependiendo del tamaño del catión interlaminar introducido: 1. La incorporación de cationes alquilamonio de gran tamaño, tales como el octadecilamonio (ODA), dioctadecildimetilamonio (DODA) y hexadeciltrimetilamonio (HDTMA), en las interláminas de las arcillas esmectíticas da lugar a organoarcillas con una elevada afinidad por plaguicidas neutros (Aguer et al., 2000) e incluso por plaguicidas ácidos (Celis et al., 1999c; Carrizosa et al., 2000, 2001). Son las llamadas organoarcillas organofílicas (Fig. I.21). En ellas, los grandes cationes alquilamonios se fijan a la superficie de la arcilla e interaccionan entre sí, formando una fase hidrofóbica que actúa como un medio de partición para compuestos orgánicos no iónicos y elimina eficazmente tales compuestos del agua (Jaynes y Vance, 1996). I. Introducción 66 2. Las características adsorbentes de las organoarcillas formadas a partir de pequeños cationes amonio cuaternarios, tales como el tetrametilamonio, son diferentes, ya que los pequeños cationes orgánicos existen como especies discretas en la superficie del mineral de la arcilla, sin formar una fase de partición orgánica (Brixie y Boyd, 1994). En estas organoarcillas, llamadas adsortivas (Fig. I.21), los cationes orgánicos actúan como pilares no hidratados que expanden las láminas de la arcilla, haciendo más accesible la abundante área superficial de siloxano (Brixie y Boyd, 1994). Figura I.21. Organoarcillas a) organofílicas y b) adsortivas. Además del tamaño de las cadenas de hidrocarburos, la carga superficial del mineral de la arcilla y la cantidad de catión orgánico en la interlámina son factores determinantes de las propiedades adsorbentes de las arcillas intercambiadas con alquilamonios, ya que estos parámetros determinan la disposición del catión orgánico en el espacio interlaminar del mineral de la arcilla y, por tanto, el espacio disponible para las moléculas de plaguicidas a albergar (Jaynes y Boyd, 1991b; Jaynes y Vance, 1996; Celis et al., 1999a, 2000). La modificación selectiva de minerales de la arcilla con cationes orgánicos que contienen grupos funcionales apropiados para aumentar la afinidad del adsorbente por el plaguicida constituye una nueva línea de investigación (Fig. I.22). A pesar de que este concepto ha sido aplicado para desarrollar organoarcillas con elevada afinidad y selectividad por metales pesados, existe poca información acerca de cómo cationes orgánicos con diferentes grupos funcionales influyen en la adsorción de plaguicidas por las organoarcillas. Nir et al. (2000) señalaron la importancia de la compatibilidad a) Organoarcilla organofílica b) Organoarcilla adsortiva I. Introducción 67 estructural entre la molécula del plaguicida y el catión alquilamonio preadsorbido en el mineral de la arcilla en el rendimiento de las organoarcillas como adsorbentes de plaguicidas. Alacloro y metolacloro contienen un anillo bencénico en su estructura y muestran una gran afinidad por montmorillonitas modificadas con cationes orgánicos que poseen anillos bencénicos, tales como benciltrimetilamonio o feniltrimetilamonio. Figura I.22. Algunos cationes orgánicos funcionalizados utilizados para la preparación de organoarcillas. Cruz-Guzmán et al. (2004, 2005) encontraron que cationes orgánicos naturales con grupos funcionales polares apropiados permitían la modificación selectiva de minerales de la arcilla para optimizar su afinidad por determinados plaguicidas. Usando los cationes L-carnitina, éster dimetílico de la L-cistina y tiamina como cationes modificadores, los autores demostraron que la naturaleza química del catión orgánico influía en gran medida en la adsorción del herbicida simazina por las arcillas modificadas (Fig. I.23), probablemente a través de una combinación de efectos de funcionalidad y efectos estéricos (Cruz-Guzmán et al., 2004). Por ello, sugieren la posibilidad de modificar las superficies de los minerales de la arcilla con cationes orgánicos con grupos funcionales apropiados para crear un microambiente en la interlámina diseñado para mejorar la afinidad del mineral de la arcilla por los Carboxidecil-trietil-amonio Carnitina Tiamina Decil-dimetil-aminoetil-amonio I. Introducción 68 plaguicidas. Celis et al. (2007) utilizaron este mismo concepto para desarrollar organoarcillas con afinidad por tres de los herbicidas más utilizados en olivares mediterráneos (terbutilazina, diurón, y MCPA) y que había provocado problemas de contaminación de reservas de agua en los últimos años. Figura I.23. Porcentaje de herbicida simazina adsorbido por montmorillonita sin tratar (SWy-2) y montmorillonita modificada con diferentes cationes orgánicos. La concentración inicial de herbicida fue de 1 mg/l. I.4.1.3. Aplicaciones Los problemas medioambientales derivados del uso de plaguicidas, en particular de plaguicidas con una elevada movilidad, se ha convertido en un tema de actualidad debido al aumento de la presencia de estos compuestos en aguas superficiales y subterráneas. Para compensar las pérdidas por transporte y degradación y asegurar un control adecuado de plagas y enfermedades, los plaguicidas son aplicados a concentraciones superiores a las estrictamente requeridas para el control de la plaga a combatir, hecho que incrementa la probabilidad de escorrentía y lixiviación aumentando el riesgo de contaminación de aguas superficiales y subterráneas (Gerstl et al., 1998a,b). Este problema es más acuciado para plaguicidas con una elevada solubilidad en agua, debido al enorme riesgo de transporte hasta zonas lejanas del lugar de aplicación, ya que el plaguicida Simazina adsorbida (%) 0 20 40 60 80 100 120 Sin tratar Carnitina Cistina (éster dimetílico) Tiamina Feniltrimetilamonio Hexadeciltrimetilamonio Sin funcionalizar Funcionalizadas I. Introducción 69 se disuelve rápidamente en la solución del suelo (Carrizosa et al., 2001) hasta alcanzar lugares indeseados. En definitiva, como se ha plasmado hasta el momento, la problemática medioambiental derivada del uso de plaguicidas, especialmente aquellos que son muy móviles, en la contaminación de suelos y aguas superficiales y subterráneas, hace necesario el desarrollo de estrategias para combatir esta situación. Por otra parte, es fundamental el papel que juegan los componentes del suelo como son los minerales de la arcilla y en concreto, los tipos de interacciones entre las esmectitas y esmectitas modificadas con cationes orgánicos (organoarcillas) para incrementar la afinidad por compuestos orgánicos y concretamente plaguicidas. En este escenario, a continuación se exponen, las diversas aplicaciones recogidas para las esmectitas y organoarcillas como: 1) adsorbentes o filtros para depuración de aguas, 2) soportes o formulaciones de plaguicidas para la liberación controlada de los mismos y 3) como barreras inmovilizantes de plaguicidas en suelos. I.4.1.3.1. Adsorbentes para depuración de aguas Esta línea de aplicación que concierne a las esmectitas tanto inalteradas como modificadas con cationes orgánicos se encuadra dentro del ámbito de la remediación de ecosistemas acuáticos contaminados y ha sido uno de los primeros campos de investigación de este tipo de compuestos, siendo numerosos los trabajos que se recogen en la bibliografía apoyándose en las publicaciones que han recogido la presencia de plaguicidas de uso agrícola en aguas subterráneas (Barceló et al., 1996, Jacobsen et al., 1999; Hermosín et al., 2009). En este sentido ha sido primordial el estudio de los factores y características que influyen en la movilidad de plaguicidas, siendo los procesos de adsorcióndesorción los que juegan un papel decisivo (Wachoupe et al., 2002; Cornejo et al., 2005; Cornejo et al., 2008a; Boyd et al., 2011). Todo lo expuesto previamente al comienzo de este apartado sobre el papel de las esmectitas tanto inalteradas como I. Introducción 76 I.4.2. Residuos orgánicos: el alperujo La adición de enmiendas orgánicas a los suelos agrícolas es una práctica utilizada para mejorar las propiedades físicas y químicas de los suelos, como por ejemplo, aumentar su contenido en materia orgánica, capacidad de retención de agua y porosidad (Tester, 1990). Este efecto es especialmente beneficioso en los suelos de Andalucía, que se caracterizan por tener un bajo contenido en materia orgánica y una estructura muy sensible a la erosión. Por otra parte, la aplicación de enmiendas orgánicas afecta al mecanismo de adsorción de plaguicidas en suelos, lo que puede influir en el transporte de éstos y en su distribución final en suelos (Si et al., 2006). En esta dirección, las enmiendas orgánicas tienen aplicación en el control de la contaminación por plaguicidas ya que pueden disminuir la cantidad de plaguicida disponible para la lixiviación y escorrentía, reduciendo el riesgo de contaminación de aguas subterráneas y superficiales (Cox et al., 1997b). Numerosos autores han estudiado el efecto derivado de la adición a suelos de diferentes enmiendas orgánicas en cuanto a la movilidad de plaguicidas se refiere. Entre las enmiendas orgánicas utilizadas se encuentran, por ejemplo, la turba y el carbón vegetal. Si et al. (2011) estudiaron la adición de carbón vegetal a suelos y observaron una disminución en la lixiviación del herbicida isoproturón por un incremento en la adsorción provocado por la materia orgánica añadida. Como enmiendas orgánicas también se han usado residuos orgánicos procedentes de industrias agroalimentarias (Businelli, 1997; Marín-Benito et al., 2009), residuos sólidos urbanos y lodos de depuradora (Celis et al., 1998a,b; Aggelides y Londra, 2000; Sánchez et al., 2003; Annabi et al., 2007; González et al., 2008). Por ejemplo, Celis et al. (1998b) observaron un aumento de la adsorción de atrazina en suelos enmendados con lodos de depuradora, debido a la elevada capacidad de adsorción de la fracción orgánica insoluble de los lodos de depuradora. Sin embargo, cuando sólo aplicaron la materia orgánica soluble de este residuo al suelo disminuyó la adsorción de atrazina, sugiriendo que debido al pequeño peso molecular de la materia orgánica soluble, ésta podría competir con las moléculas de atrazina por los sitios de adsorción en la superficie del suelo. I. Introducción 77 Más recientemente se ha propuesto como enmienda orgánica el residuo sólido resultante de la transformación termoquímica de biomasa de distinta procedencia; es el denominado carbón biológico o biochar. Cabrera et al. (2011) compararon la adsorción y lixiviación de los herbicidas MCPA y fluometurón tras la adición a suelos de carbonos biológicos de procedentes de distintas materias primas. El efecto en el comportamiento de los herbicidas estuvo supeditado al tipo de enmienda, de modo que la lixiviación fue dispar dependiendo de las características de la misma. Las enmiendas orgánicas empleadas en este trabajo derivan del proceso de extracción del aceite de oliva, se obtienen en las almazaras y se denominan alperujos. A continuación se expone una descripción más detallada de los procesos de obtención del aceite de oliva, de las características del alperujo y de los efectos de su adición a los suelos en cuanto a la dinámica de plaguicidas. I.4.2.1. Producción de aceite de oliva y residuos generados La obtención del aceite de oliva implica una serie de procesos, empezando por la recolección de la aceituna en el campo hasta su transporte y recepción en las almazaras, donde comienza el lavado de la aceituna, molienda, batido y la propia extracción, que constituyen los pasos básicos de todo el proceso. La cantidad y propiedades físico-químicas de los residuos que se producen dependen del método de extracción utilizado. Hay dos maneras de extraer el aceite. Una, la forma tradicional por presión, que se ha usado durante siglos y que sólo ha sufrido modificaciones menores, y la otra por centrifugación, que es el método de extracción que las industrias oleícolas vienen utilizando en las últimas décadas (Roig et al., 2006). Un esquema de los distintos procesos se recoge en la Figura I.25. En España, la tecnología para la extracción del aceite de oliva ha progresado notablemente desde los años setenta, cuando apareció el sistema de centrifugación de 3 fases. Este sistema utilizaba agua caliente que se añadía a la masa de aceitunas antes de entrar en el decantador para conseguir fluidificar la I. Introducción 78 masa. Tras la centrifugación se obtienen 3 productos que salen independientemente del decantador: el aceite de oliva, un residuo líquido (alpechín), constituido por el agua de vegetación más agua añadida, y un residuo sólido (orujo) formado por los huesos y restos de las aceitunas (Fig. I.25). Las ventajas de este proceso respecto al sistema de presión tradicional eran: una completa automatización del proceso, mejor calidad del aceite y necesidad de menor espacio. Entre los inconvenientes estaban: un mayor gasto de agua y energía, instalaciones más caras y la generación de una gran cantidad de alpechín en un corto periodo de tiempo, de noviembre a febrero. El alpechín, con un elevado contenido en materia orgánica y fitotoxicidad, con frecuencia era vertido ilegalmente a ríos y arroyos, constituyendo un problema medioambiental. Para evitar estos problemas de contaminación se obligó a las almazaras a gestionar estos residuos, almacenándolos en balsas para su evaporación natural, se desarrollaron plantas para su tratamiento y se usaron como fertilizantes del suelo. Sin embargo, estos sistemas no se han consolidado en el sector oleícola por razones técnicas y económicas (Roig et al., 2006). A principio de los años 90 se desarrolló un nuevo sistema de extracción de aceite de oliva, conocido como sistema de centrifugación de dos fases, que a diferencia del de tres fases no utiliza agua caliente en la entrada de la masa de aceitunas en el decantador, que tiene dos salidas. Los productos que se generan son el aceite de oliva y un residuo sólido con un elevado contenido en humedad (5675%) (Alburquerque et al., 2004) llamado alperujo y que está constituido por mezcla de aguas de vegetación, partes sólidas de la aceituna y restos grasos (Fig. I.25). Este sistema reduce en un 75% los residuos generados por el sistema de tres fases y consume menos agua, por lo que se le denominó sistema ecológico. En España el sistema de dos fases rápidamente sustituyó al de tres fases y según los datos de IMPEL 2003 el 98% de las almazaras en España utilizan el nuevo sistema de centrifugación para la extracción del aceite de oliva. En Italia y Grecia, sin embargo, se sigue utilizando mayoritariamente el sistema de tres fases (Roig et al., 2006). El nuevo residuo del sistema de centrifugación de dos fases, el alperujo, presenta como desventajas nuevos problemas de contaminación causados, principalmente, por su alto contenido en materia orgánica y su composición química, que lo hace resistente a la degradación (Morillo et al., 2009). El alperujo contiene I. Introducción 79 mayoritariamente especies químicas solubles en agua y una alta relación C/N, con valores de pH que oscilan entre 4 y 6. La fracción orgánica presenta una composición variada de: proteínas (4-11%), lípidos (8-20%), ligninas (32-56%), hemicelulosa (27-42%), celulosa (14-25%) e hidratos de carbono solubles (1-16%) (Alburquerque et al., 2004), y además de nutrientes como el potasio que lo hacen atractivo, pero también se compone de compuestos fitotóxicos, principalmente fenólicos (1-2%), que inhiben el crecimiento microbiano, la germinación y el crecimiento vegetativo en plantas (Capasso et al. 1995; Ramos-Cormenzana et al., 1996; Linares et al., 2003). Los compuestos fenólicos del aceite de oliva son los principales determinantes de las acciones antimicrobianas y fitotóxicas de los residuos de las almazaras, generado especialmente por la inestabilidad de los mismos. El perfil fenólico del alperujo es complejo y variable y depende de factores como el fruto (por ejemplo, madurez, variedad, etc…), condiciones climáticas, tiempo de almacenamiento, además de la técnica de procesamiento (Brenes et al., 1999; Morillo et al., 2009). I. Introducción 80 Figura I.25. Representación esquemática de los tres procesos de extracción del aceite de oliva: tradicional por presión, centrifugación de tres fases y centrifugación de dos fases (adaptado de Morillo et al., 2009). I.4.2.2. Gestión, valorización y reutilización del alperujo En este apartado se describe la situación actual respecto a la gestión de alperujo, como subproducto en el proceso de extracción de aceite de oliva, aplicaciones y perspectivas futuras. Se estima que la producción de aceite de oliva mundial ronda los 2.8 x 106 Mg por año y, concretamente en Europa, el mayor productor es España con una media de producción de 0.9 x 106 Mg por año (Lozano-García et al., 2011). Han sido muchos los esfuerzos de la comunidad científica para revalorizar los subproductos de la producción de aceite de oliva y, durante años, la acumulación de residuos procedentes de almazaras en todos los países mediterráneos ha sido un problema (Roig et al., 2006). Así, la gestión de estos residuos ha sido ACEITE + AGUA PROCESADO ACEITUNAS LAVADO TRADICIONAL 3 FASES 2 FASES DECANTACIÓN ACEITE OLIVA ALPECHÍN MOLTURADO PRESIÓN ACEITE OLIVA + AGUA ORUJO TRITURACIÓN/MOLIENDA CENTRIFUGACIÓN HORIZONTAL ORUJO ACEITE OLIVA CENTRIFUGACIÓN VERTICAL ALPECHÍN ACEITE OLIVA TRITURACIÓN/MOLIENDA CENTRIFUGACIÓN HORIZONTAL ACEITE OLIVA ALPERUJO ACEITE DE LAVADO ACEITE OLIVA AGUA I. Introducción 81 ampliamente investigada y algunas de las críticas, van encaminadas a la gestión y reciclaje para revalorizar los residuos y darles posterior uso. Ha sido a finales del año 2011 cuando se ha establecido la Ley 5/2011, de 6 de octubre, del olivar de Andalucía. Esta Ley destaca que “Los poderes públicos deben emprender acciones para garantizar el desarrollo sostenible de los territorios de olivar, teniendo en cuenta su carácter multifuncional y poniendo en valor los diversos productos y servicios que el olivar ofrece. Se requiere, por tanto, una acción positiva, integral, multidisciplinar y coordinada por parte de los agentes públicos y privados afectados, con objeto de promover la competitividad y sostenibilidad de los territorios olivareros y del sector oleícola en su conjunto, considerando los aspectos económicos, ambientales, sociales y culturales”. Esta Ley hace hincapié en la gestión de los residuos derivados de la industria olivarera, para su revalorización y posible explotación posterior. Es aquí donde juega un papel clave el uso de enmiendas agrícolas procedentes de residuos de almazaras obtenidos durante el proceso de extracción de aceite de oliva, según recoge el Título III de la misma sobre Transformación, promoción, y comercialización de los productos del olivar, concretamente en el artículo 30. Industrialización de los productos del olivar, apartado c) El aprovechamiento de los subproductos de las industrias olivareras, así como la reducción de los residuos que éstas generan, valorizando los mismos. Este es el ejemplo de la preocupación de las instituciones públicas por la problemática existente que supone la producción de los residuos puesto que, concretamente en España, se generan en la actualidad 5.89 x 106 Mg de alperujo (Lozano-García et al., 2011), residuo al cual hay que dar salida. Ante esta situación, son diversos los tratamientos descritos para el tratamiento del alperujo, bien dirigidos a disminuir su carga tóxica, mediante biorremediación, y/o a mejorar su manejo y gestión, con ayuda de métodos para la bioconversión de alperujos en productos de alto valor añadido (Roig et al., 2006; Morillo et al., 2009). I. Introducción 82 I.4.2.2.1. Tratamientos físico-químicos de alperujo 1) Secado y segunda extracción Entre estos tratamientos se encuentran el secado y segunda extracción de aceite, como se hacía con el orujo obtenido en el sistema de centrifugación en tres fases, pero el alto contenido en agua del alperujo producía problemas técnicos durante el proceso de secado en las almazaras. Estos problemas dieron lugar al desarrollo de nuevos métodos de secado, pero por el aumento del coste del proceso, por consumir más energía y por la baja demanda de aceite de orujo, no es una alternativa muy utilizada. Después de la segunda extracción, el residuo sólido que queda (orujillo) se puede utilizar como combustible para obtener energía térmica o eléctrica, porque tiene un elevado poder calorífico (400 Kcal kg-1). Parte de la energía obtenida puede utilizarse para el secado del alperujo fresco (Azbar et al., 2004) y Jurado et al. (2003) proponen usar alperujo para obtener un gas sintético para la producción de energía. 2) Adición de N mineral para aplicación directa al suelo La aplicación de alperujo como enmienda de suelos es una alternativa para la eliminación de este residuo. Proporciona materia orgánica y K y, aunque es menos fitotóxico que el alpechín, produce desequilibrios nutricionales debido a la elevada relación C/N que modifica el ciclo del N, por lo que se recomienda añadir N mineral al alperujo antes de aplicarlo como enmienda (Thompson y Nogales, 1999). López-Piñeiro et al. (2008) aplicaron alperujo y orujillo como enmiendas en olivares para estudiar su efecto en las propiedades del suelo y en el rendimiento de los olivos, observando un aumento en la estabilidad de los agregados y en el contenido en materia orgánica, N total y P y K disponibles. Observaron que la aplicación repetitiva de estos residuos no causó deficiencias de N ni de P y ejerció un efecto positivo en el rendimiento de los olivos, aunque la menor dosis de enmienda (30 Mg ha-1) tuvo mayor efecto sobre la producción de los olivos que la dosis mayor (60 Mg ha-1), concluyendo que alperujo y orujillo pueden aplicarse directamente y servir de I. Introducción 83 fuente de C en suelos mediterráneos, contrarrestando el proceso continuo de degradación al que están estos suelos sometidos. I.4.2.2.2. Tratamientos para la biorremediación de alperujo Dentro de las transformaciones biotecnológicas a las que se puede someter el alperujo se encuentra la digestión anaeróbica, fermentación y compostaje. 1) Digestión anaeróbica La digestión anaeróbica presenta una serie de ventajas sobre la aeróbica: se consigue un alto grado de purificación, bajo requerimiento de nutrientes, se generan pequeñas cantidades de lodo residual y se genera biogas como combustible. Borja et al. (2006) estudiaron la digestión anaerobia de alperujo a temperatura mesofílica (35 ºC) obteniendo una eficiencia de la eliminación de la demanda química de oxígeno (DQO) del residuo del 83-97%. 2) Fermentación La fermentación del alperujo por microorganismos en un medio sólido proporciona alimento para el ganado ya que este proceso aumenta las propiedades nutricionales del residuo, al aumentar el contenido en proteínas (Haddadin et al., 1999). Este proceso también genera combustible y enzimas. 3) Compostaje El proceso de compostaje es una descomposición aeróbica de la materia orgánica en un material llamado compost. La degradación se produce principalmente por la digestión enzimática de los residuos por los microorganismos que utilizan la materia orgánica como sustrato. La degradación de sustancias orgánicas y la mineralización en CO2, agua y sales orgánicas se acompaña de una reducción de masa de un 40 al 50%. Los residuos orgánicos se apilan en montones y, debido a la intensa actividad biológica de las bacterias en la primera fase de la degradación, se producen reacciones exotérmicas que conducen a temperaturas I. Introducción 84 que alcanzan los 70 y 80 ºC en el interior del montículo. El efecto del calor causa la pasteurización de los residuos. Para garantizar una degradación aeróbica rápida y completa de la materia orgánica biodegradable hay que asegurar una aireación activa o pasiva del montículo de residuos. El proceso de fabricación de compost dura de 3 a 4 meses. Un problema asociado al uso del compostaje del alperujo es el olor que se desprende. Los biofiltros empleados para tratar los gases aspirados de la pila de compost incrementan el total del coste tecnológico (Kobek, 2004). Este método de valorización cada vez está alcanzando mayor aceptación en el sector agrícola para su utilización posterior como fertilizante, siendo primordial la caracterización de la materia prima de partida (Cayuela et al., 2008). La importancia del compostaje recae en la eliminación de la fitotoxicidad del residuo por cambios en el contenido fenólico. Sin embargo, un factor que de nuevo encarece y dificulta el proceso es que para ser compostado, el alperujo necesita ser mezclado con restos orgánicos de otra procedencia, como pueden ser tallos de uva (Alburquerque et al., 2006) o paja (Madejón et al., 1998), debido a su consistencia semisólida y baja porosidad. Recientemente se han publicado métodos alternativos de compostaje, como el co-compostaje, en el que se utiliza alperujo para compostar residuos procedentes de otras industrias difíciles de tratar (Alburquerque et al., 2009), el vermicompostaje (Plaza et al., 2008), proceso biotecnológico por el que por medio de lombrices las sustancias orgánicas se convierten en productos húmicos estabilizados. Normalmente, el proceso de vermicompostaje es más eficiente que el de compostaje porque las lombrices se alimentan de la materia orgánica y crean condiciones que favorecen la colonización y degradación por los microorganismos del material orgánico parcialmente descompuesto y fragmentado. Como consecuencia de la acción combinada de los microorganismos y las lombrices, una gran cantidad de materia orgánica se mineraliza en el proceso de vermicompostaje. I. Introducción 85 I.4.2.2.3. Bioconversión en productos de alto valor añadido El alperujo puede ser sometido a diversos tratamientos para la obtención de productos de alto valor añadido, aplicables a distintos campos de la actividad humana como la agricultura, industria o energía. Así, los potenciales usos y productos de alto valor añadido que, según Morillo et al. (2009), se pueden extraer del alperujo se recogen en la Figura I.26. Figura I.26. Usos potenciales y valorización de los residuos de almazara (alperujo). De entre todas las posibles aplicaciones a las cuales están dirigidas los nuevos métodos para la revalorización del alperujo, nosotros nos centraremos en el uso de éste como enmienda agrícola y sus efectos en la dinámica de los plaguicidas. I.4.2.3. El alperujo como adsorbente de plaguicidas La adición de enmiendas orgánicas, y en concreto de alperujo, a los suelos agrícolas es una práctica recomendada para mejorar las propiedades físicoALPERUJO AGRICULTURA Compost Masa Microbiana (uso agronómico, alimentación animal) Hongos comestibles INDUSTRIA Enzimas (lipasas, peroxidasas, pectinasas) Biopolímeros ENERGÍA Biogas (CH4, H2) Biofuel (etanol) . II. Objetivos 92 (organoarcillas) y distintos residuos de almazara (alperujo) y se diseñaron experimentos dirigidos a determinar la capacidad adsorbente de estos materiales para herbicidas usados en cultivos andaluces, así como a evaluar el efecto de su adición a suelos agrícolas en la adsorción, persistencia, movilidad y eficacia biológica de los herbicidas, bajo condiciones de laboratorio y de campo. Para los experimentos de laboratorio, los herbicidas seleccionados fueron fluometurón y mecoprop, por ser representativos de herbicidas aplicados en cultivos mayoritarios de Andalucía (principalmente algodón, olivar y cereales) y por su potencial movilidad en el suelo. En primer lugar, se determinó la capacidad adsorbente de diferentes organoarcillas y alperujos para los herbicidas seleccionados y posteriormente se llevaron a cabo experimentos en condiciones controladas para evaluar la adsorción, persistencia, lixiviación y eficacia biológica de los herbicidas en suelos agrícolas con diferentes usos y propiedades fisicoquímicas, sin enmendar y enmendados con diferentes dosis de las organoarcillas y alperujos. En el caso de mecoprop, comercializado tanto en forma de mezcla racémica de sus dos posibles estereoisómeros (R+S ó MCPP) como de enantiómero activo purificado (R ó MCPP-P), los estudios se realizaron con ambas formulaciones con fines comparativos. En los estudios con organoarcillas, también se dedicó un apartado a evaluar la posible modificación in situ de suelos arcillosos por la adición directa de cationes orgánicos, como alternativa a la adición de organoarcilla, para modular el comportamiento de herbicidas. Los experimentos de campo se llevaron a cabo en parcelas de un suelo de olivar, sin tratar y tratado con organoarcilla o alperujo, a las que se aplicó una formulación comercial del herbicida fluometurón que también contenía terbutilazina, usado como herbicida de referencia con fines comparativos. A diferentes tiempos que fueron seleccionados en función de las precipitaciones acontecidas, se tomaron muestras de suelo a diferentes profundidades y del agua de escorrentía procedente de las parcelas, y se evaluó el efecto de las enmiendas en la persistencia, lixiviación, escorrentía y eficacia biológica de los herbicidas ensayados, bajo condiciones ambientales reales. II. Objetivos 93 Aunque existen algunos estudios previos sobre los efectos del alperujo en la dinámica de herbicidas en suelos agrícolas, este trabajo profundiza en los efectos de esta práctica, no sólo a través de estudios de laboratorio sino también bajo condiciones reales de campo, y aborda sus consecuencias en el transporte por escorrentía, aspecto sobre el cual existe muy poca información. Una propuesta adicional particularmente novedosa es la de usar organoarcillas como enmiendas para modular el comportamiento de los herbicidas en suelos agrícolas, pues hasta ahora la mayoría de los estudios sobre organoarcillas como adsorbentes de plaguicidas se han centrado en otro tipo de aplicaciones como la depuración de aguas, el desarrollo de formulaciones de liberación lenta o la inmovilización de contaminantes en suelos, habiéndose llevado a cabo mayoritariamente bajo condiciones controladas en el laboratorio. III. Materiales y Métodos 97 III.1. MATERIALES III.1.1. Herbicidas III.1.1.1. Fluometurón Fluometurón (FM) es el nombre comercial del 3-(3-trifluorometil-fenil)-1,1dimetilurea (Fig. III.1). En su estado puro, es un sólido cristalino de color blanco, con un peso molecular de 232.2 g/mol, solubilidad en agua de 110 mg/l (20 ºC), presión de vapor de 0.125 mPa (25 ºC) y punto de fusión entre 163-164.5 ºC (Tomlin, 2006). Es un herbicida de translocación, del grupo de las fenilureas, que se absorbe por la raíz, aunque también puede presentar cierta actividad foliar, y que actúa inhibiendo la fotosíntesis. Su espectro de acción va dirigido al control de plantas anuales y perennes de hoja ancha y malas hierbas, aplicándose en preemergencia o post-emergencia temprana de la planta a combatir a una dosis de 1.25-2 kg/ha. Los cultivos en los que suele aplicarse son algodón, olivo y vid, siendo coaplicado en los dos últimos casos principalmente con terbutilazina. En el suelo, FM presenta una adsorción relativamente baja (Koc=31-117 l/kg) y una persistencia moderada (DT50= 10-100 días), dando como resultado un elevado riesgo de lixiviación, especialmente en suelos arenosos (Tomlin, 2006; PPDB, 2012). Su degradación ocurre principalmente a través de reacciones oxidativas y transformaciones hidrolíticas durante el metabolismo microbiano, con la formación de dos metabolitos principales: desmetil-fluometurón y m-trifluorometilanilina (PPDB, 2012). En los experimentos de laboratorio realizados en este trabajo, se utilizó fluometurón de alta pureza (99.5%) proporcionado por Sigma-Aldrich y el producto comercial Dinagam Linz, consistente en una suspensión concentrada de fluometurón al 50% (p/v), suministrado por Bayer S.A. El producto de alta pureza se utilizó para preparar los patrones externos utilizados para los análisis por HPLC y para preparar las disoluciones iniciales utilizadas en los experimentos de adsorción- III. Materiales y Métodos 98 desorción. El producto comercial se utilizó en los estudios de persistencia, lixiviación y actividad biológica realizados en condiciones de laboratorio. En los experimentos de campo incluidos en esta memoria, el fluometurón se aplicó en combinación con terbutilazina, ambos al 23% (p/v), en forma de producto comercial Athado Olivo, que fue suministrado por Probelte, S.A. Figura III.1. Estructura química de fluometurón. III.1.1.2. Mecoprop y mecoprop-P Mecoprop (MCPP) es el nombre comercial con el que se conoce a la mezcla racémica del ácido (RS)-2-(4-chloro-o-tolyloxy) propiónico (Figura III.2). En su estado puro, es un sólido cristalino incoloro, con un peso molecular de 214.6 g/mol, solubilidad en agua de 880 mg/l (25 ºC), presión de vapor de 1.6 mPa (25 ºC) y punto de fusión entre 93-95 ºC. Tiene características de ácido débil presentando una constante de disociación o pKa de 3.8 (Tomlin, 2006). Es un herbicida selectivo, sistémico y de translocación de tipo auxínico, absorbido por las hojas y transportado hasta las raíces. Es utilizado en postemergencia para el control de malas hierbas de hoja ancha en cultivos tales como avena, cebada, maíz, trigo y frutales y también para uso ornamental como en céspedes y prados de gramíneas. Suele aplicarse con otros herbicidas para ampliar el espectro de acción, siendo su dosis de aplicación de 2-3 kg/ha (Tomlin, 2006). En el suelo, MCPP suele encontrarse en forma aniónica, lo que hace que presente una adsorción muy escasa (Koc= 12-25 l/kg) y, por consiguiente, una movilidad muy elevada (Tomlin, 2006; PPDB, 2012). No obstante, su baja persistencia en la mayoría de los suelos (DT50= 1-2 semanas) reduce el riesgo de contaminación por lixiviación y escorrentía del compuesto a tiempos prolongados NH C N OCH3 CH3 F3C III. Materiales y Métodos 99 después de su aplicación. En el suelo, MCPP es degradado principalmente por microorganismos a 4-cloro-2-metilfenol, seguido de la hidroxilación del anillo en la posición 6 y posterior apertura del mismo (Tomlin, 2006). Figura III.2. Estructura química de mecoprop. Mecoprop-P (MCPP-P) es el nombre con el que se conoce a la forma esteroisómera activa de mecoprop y su nombre IUPAC es ácido (R)-2-(4-chloro-otolyloxy) propiónico (Figura III.3). En estado puro, es un sólido cristalino incoloro, de propiedades similares a las de la mezcla racémica. Presenta la misma forma de actuación y es aplicado con el mismo objetivo que mecoprop, aunque se usa a dosis inferiores (1-1.5 kg/ha), al corresponder a la forma estereoisómera activa purificada del producto. Figura III.3. Estructura química de mecoprop-P. En este trabajo, tanto mecoprop como mecoprop-p se utilizaron en forma de producto de alta pureza (99.6%) suministrado por Sigma-Aldrich. Cl CH3 O O OH CH3 Cl OCH3 O OH CH3 III. Materiales y Métodos 100 III.1.1.3. Terbutilazina La terbutilazina [N2-tert-butil-6-cloro-N4-etil-1,3,5-triazina-2,4-diamina] (Figura III.4) es un herbicida del grupo químico de las s-triazinas. En su estado puro, es un sólido incoloro con un peso molecular de 229.7 g/mol, solubilidad en agua de 8.5 mg/l (20ºC), presión de vapor de 0.15 mPa (25 ºC) y punto de fusión entre 177 y 179 ºC. Tiene características de base débil siendo su pKa de 2.0 (Tomlin, 2006). Se trata de un herbicida de amplio espectro, con un modo de acción sistémica, que inhibe el transporte de electrones en la fotosíntesis. Es bien absorbido por las raíces y en menor grado por las hojas y se usa en preemergencia y postemergencia temprana para el control de un amplio espectro de malas hierbas en cultivos y plantaciones de cítricos, frutales de pepita, maíz, olivo y vid, entre otros. Las dosis de aplicación están comprendidas entre 0.6 y 3 kg/ha, si bien en Europa su uso se encuentra limitado a 1.5 kg/ha, siendo aplicado generalmente en combinación con otros herbicidas (Tomlin, 2006). En el suelo, la terbutilazina presenta una adsorción más elevada que fluometurón y mecoprop (Koc= 162-278 l/kg) y una vida media entre 1 y varios meses. Por vía microbiana, la terbutilazina sufre una desmetilación de la cadena lateral, una hidroxilación que resulta de la hidrólisis de los átomos de Cl y del grupo amino desmetilado y la ruptura del anillo (Tomlin, 2006). En este trabajo sólo se ha empleado la terbutilazina para los experimentos de campo, como herbicida de referencia por su mayor persistencia y menor movilidad en comparación con fluometurón. La formulación utilizada fue Athado Olivo, suspensión concentrada con una combinación al 23% p/v de terbutilazina y fluometurón, proporcionada por Probelte S.A. Para la preparación de los patrones externos utilizados en los análisis de este herbicida por HPLC se usó terbutilazina de alta pureza (99%) suministrada por Dr. Ehrenstorfer. III. Materiales y Métodos 101 N N N Cl NH CH3 NH CH3 CH3 CH3 Figura III.4. Estructura química de terbutilazina. III.1.2. Suelos En esta memoria se han utilizado cuatro suelos agrícolas (S1, S2, S3, S4), seleccionados por sus diferentes características en cuanto a uso y composición, procedentes todos ellos de zonas agrícolas de la provincia de Sevilla (Figura III.5). Los suelos S2 y S4 corresponden a diferentes parcelas de cultivo de la finca experimental “La Hampa”, que el IRNAS (CSIC) posee en la localidad de Coria del Río, mientras que los suelos S1 y S3 corresponden a explotaciones agrícolas privadas situadas en las localidades de Las Cabezas de San Juan y Tocina y dedicadas al cultivo de algodón y cítricos, respectivamente. La nomenclatura, procedencia, uso y clase textural de cada uno de los suelos se encuentran resumidas en la Tabla III.1, junto con el tipo de experimento (de laboratorio o campo) para el que se usó cada uno de ellos. III. Materiales y Métodos 108 Figura III.7. Cromatogramas obtenidos para los herbicidas a) fluometurón, b) MCPP-P y c) MCPP con una disolución patrón de 1 mg/l junto con sus respectivos espectros de absorción. U.A. U.A. U.A. a) b) c) III. Materiales y Métodos 109 Los límites de detección (LD) y de cuantificación (LC) del HPLC se calcularon como la concentración correspondiente a una relación señal:ruido 3:1 y 10:1, respectivamente (Camacho-Muñoz et al., 2009). Los resultados obtenidos se encuentran recogidos en la Tabla III.6. Tabla III.6. Límites de detección y cuantificación para el análisis de los herbicidas por HPLC. III.2.2. Caracterización de los suelos Los suelos se caracterizaron mediante procedimientos convencionales de análisis ampliamente descritos en la bibliografía (Jackson, 1975; Klute, 1986). La textura se determinó por sedimentación (Gee y Bauder, 1982). El contenido en carbono orgánico y carbonatos se determinaron mediante oxidación con dicromato (Nelson y Sommers, 1982) y por descomposición de los carbonatos con HCl, respectivamente. La capacidad de intercambio catiónico (C.I.C.) de cada suelo se obtuvo por el método de acetato de amonio 1 M (Tabatabai y Bremmer, 1970) y el pH se medió en una suspensión 1:2.5 de suelo: 1 M KCl. Además, en el caso de los suelos utilizados en los experimentos de laboratorio, se llevó a cabo una caracterización adicional de los mismos consistente en medidas de distribución de tamaños de poros y determinación de la mineralogía de la fracción arcilla. Herbicidas LD (mg/l) LC (mg/l) Fluometurón 0.01 0.03 MCPP 0.02 0.06 MCPP-P 0.02 0.06 Terbutilazina 0.01 0.02 III. Materiales y Métodos 110 Las distribuciones de tamaños de poros (de 40 a 0.004 µm) se obtuvieron mediante porosimetría de intrusión de mercurio usando un porosímetro modelo 2000 de Carlo Erba. Las medidas de porosidad se realizaron utilizando un agregado de aproximadamente 1 g de cada suelo que se secó a 90 ºC durante 24 h antes del análisis de porosimetría. La fracción arcilla de los suelos se obtuvo por sedimentación (fracción de tamaño de partícula < 2 µm) tras la eliminación previa de carbonatos con acetato/acético (pH=5) (Jackson, 1975). La mineralogía de las fracciones arcilla se determinó por difracción de rayos X sobre agregados orientados saturados en Mg2+ y K+, tratados con etilenglicol y calcinados a 500 ºC, respectivamente (Brown, 1961). III.2.3. Caracterización de los adsorbentes III.2.3.1. Caracterización de las arcillas inalteradas y modificadas El contenido en C y N de las muestras de montmorillonitas inalteradas y modificadas con los cationes orgánicos se obtuvo usando un analizador elemental Carlo Erba, modelo EA 1108. Los espaciados basales se determinaron mediante difracción de rayos X de los agregados orientados de cada una de las muestras, utilizando un difractómetro Siemens D-5000 con radiación CuKLos espectros de infrarrojos con transformadas de Fourier (FT-IR) se registraron en un espectrómetro Nicolet 5 PC, con pastillas de KBr, siendo el contenido de muestra del 1%. El análisis térmico diferencial (DTA) y termogravimétrico (TG) de las muestras fue realizado al aire entre temperatura ambiente y 900 ºC usando una rampa de 10 ºC/min en un equipo Setaram Setsys Evolution 16/18. Para las muestras SW-SPERM y SA-HEXADIM se realizó una caracterización más exhaustiva de las mismas, por su especial interés dentro del contexto de esta memoria, ya que fueron de las organoarcillas estudiadas, las que III. Materiales y Métodos 111 presentaron mejores propiedades adsorbentes para los herbicidas estudiados. La metodología empleada para dicha caracterización se detalla a continuación. III.2.3.1.1.Caracterización del sistema SW-SPERM Previamente a los experimentos, la montmorillonita SWy-2 fue saturada en el catión Na+ mediante la dispersión de 40 g de SWy-2 en 1 l de NaCl (0.5 M) durante 24 h, se lavó repetidas veces con agua Millipore® para eliminar el exceso de sal y finalmente, por centrifugación, se recolectó la fracción < 2 µm para ser liofilizada y almacenada. Preparación y caracterización de films autosoportados. Se prepararon una serie de siete disoluciones de 20 ml de tetraclorhidrato de espermina que contenían una cantidad de espermina correspondiente a 0, 0.15, 0.30, 0.45, 0.60, 0.90 y 1.2 veces la C.I.C. de SWy-2, se añadieron a 25 mg de arcilla y se dejaron agitar en tubos de centrífuga a temperatura ambiente durante 24 h. Transcurrido el tiempo, las suspensiones se dispersaron y el volumen se dividió en dos fracciones de 10 ml que contenían 12.5 mg de arcilla cada una. Ambas fracciones se filtraron por separado utilizando filtros de membrana (47 mm, 0.45 µm de tamaño de poro, Millipore Co, Bedford, MA), dejando los sólidos secar a temperatura ambiente. Tras el secado, se obtuvieron films autosoportados que posteriormente se utilizaron para el análisis mediante difracción de RX, FTIR y TGA. Difracción de Rayos X. Los films se dispusieron en portaobjetos de vidrio para registrar los difractogramas en un difractómetro de RX, PANalytical B.V. Diffractometer, Modelo X´Pert PRO con radiación de Co. Los espaciados basales de los films se determinaron para las muestras secadas al aire y tras saturar los films con vapor de agua durante 24 h. Las condiciones de operación para la realización de los análisis fueron: una velocidad de barrido de 2º/min, un paso de 0.02º y un intervalo de barrido de 2 a 80º en unidades de 2θ. Se utilizó una rejilla Soller entre 2 y 12º 2θ. Los datos se analizaron son el software X´PertHigh Score Plus, Versión 2.2 (PANalytical B.V.). III. Materiales y Métodos 112 Espectroscopia Infrarroja con Transformada de Fourier (FTIR). Los espectros de infrarrojos de los films se registraron en un espectrómetro Perkin-Elmer GX2000, equipado con detectores Deuterado-Triglicina (DTGS) y Mercurio-CadmioTeluro (MCT). El barrido se realizó en el rango espectral de 4000 a 580 cm-1, utilizando 64 registros y una resolución nominal de 4 cm-1. El espectro de espermina pura se registró usando reflectancia difusa, en pastillas de KBr al 1% de muestra. El software utilizado para el tratamiento de espectros fue Grams/32 (Galactic software). Análisis termogravimétrico. Para el análisis termogravimétrico, llevado a cabo en un equipo Mettler Toledo Model-TGA/SDTA851e, los films se molieron en un mortero de ágata colocando el sólido en polvo en crisoles de cerámica de 40 µl. Las muestras se sometieron a un calentamiento comprendido entre los 25ºC y 1000ºC de temperatura, a una velocidad constante de 20ºC/min en una corriente de N2. Finalmente, todas las curvas termogravimétricas se normalizaron a una cantidad de muestra inicial correspondiente a 10 mg. Medidas “in situ” de Reflectancia Total Atenuada-FTIR (ATR-FTIR). Para profundizar en la caracterización del sistema SW-SPERM se llevaron a cabo mediciones con ATR-FTIR. Para ello se empleó una celda de ATR (Tecnologías de Pike, Madison, WI), siendo el elemento de reflexión interna (ERI) de la celda un cristal de ZnSe de dimensiones 73 mm x 7 mm, con un ángulo de incidencia de 45º. Para estudiar la adsorción de espermina en SWy-2, 5 mg de arcilla se dispersaron en 5 ml de agua ultra pura durante 30 minutos en ultrasonidos. Un mililitro de esta suspensión se depositó en la celda dejándose secar durante 24 h. El depósito de arcilla originado se lavó con alícuotas de 1 ml de agua hasta que se obtuvo una intensidad constante de la banda (O-H), esto es, hasta la saturación en agua de la arcilla. Posteriormente, se adicionaron secuencialmente al depósito de arcilla alícuotas de 1 ml de disoluciones de espermina que contenían una cantidad de catión orgánico equivalente a 0.15 veces la C.I.C. de SWy-2, hasta obtener una señal estable de espermina. El procedimiento se repitió aumentando la concentración de la disolución de catión orgánico hasta un total de 25 adiciones. Modelización. Se utilizó modelización molecular para obtener la disposición más favorable de espermina en la interlámina de la montmorillonita SWy-2. Para III. Materiales y Métodos 113 ello, se utilizo el programa CLAYFF force field implementado en el software Material Studio Version 4.2 (Accelrys, Inc., San Diego, CA). III.2.3.1.2. Caracterización del sistema SA-HEXADIM La caracterización del sistema SA-HEXADIM se llevó a cabo de forma similar a la descrita en el apartado III.2.3.1.1 para el sistema SW-SPERM. La síntesis consistió en preparar una serie de siete disoluciones de 20 ml de bromuro de hexadimetrina que contenían una cantidad de hexadimetrina correspondiente a 0, 0.2, 0.4, 0.6, 0.75, 1.1 y 1.5 veces la C.I.C. de SAz-1. A continuación se siguió el mismo proceso descrito para SW-SPERM, aunque, dado que con la montmorillonita SAz-1 no se consiguió la formación de films autosoportados, tras el secado en los filtros las muestras se molieron para su posterior análisis por difracción de RX, FTIR y TGA. En el caso de SA-HEXADIM, el análisis por difracción de RX se llevó a cabo sobre las muestras de polvo y el de FT-IR usando pastillas de KBr con un contenido de muestra del 1%, bajo las mismas condiciones analíticas a las utilizadas para el sistema SW-SPERM. III.2.3.2. Caracterización de los alperujos La caracterización de los alperujos se llevó a cabo en el servicio de análisis del IRNAS. La Tabla III.7 recoge las técnicas empleadas para cada uno de los parámetros. III. Materiales y Métodos 114 Tabla III.7. Parámetros determinados para los alperujos y técnica empleada. Determinación Técnica Analítica Humedad Gravimetría (Secado a 105 ºC) pH (ext. agua 1:5) Potenciometría Conductividad (ext. agua 1:5) Conductivimetría Carbono total Analizador de carbono con módulo de N Materia Orgánica Calcinación (550º C) Cenizas Calcinación (550º C) N total(kjedahl) Destilación-valoración automática Con el fin de conocer más exhaustivamente las propiedades adsortivas de los alperujos utilizados (ALP, ALPcom y ALPcam) se llevó a cabo la caracterización espectroscópica de la materia orgánica soluble (MOS) de cada uno de ellos. Las técnicas utilizadas para la caracterización de la MOS han sido la espectroscopia FTIR y la espectroscopia de fluorescencia, técnicas ampliamente empleadas para la caracterización de la MOS (Cox et al., 2000b, 2004; Ohno et al. 2007). Asimismo, se determinó el contenido de carbono orgánico en los extractos de la MOS. El procedimiento seguido para la caracterización de la MOS en los alperujos través de FTIR, consistió en pesar por duplicado 5 g de los alperujos y se añadieron 10 ml de CaCl2, se agitaron durante 15 minutos. Se centrifugaron a 8000 rpm durante 15 minutos, los sobrenadantes se filtraron con filtros de membrana de 0.45 µm y finalmente se liofilizaron. Para el análisis mediante FTIR, se prepararon pastillas de KBr de las muestras en una relación 1:100, y el barrido utilizado estuvo III. Materiales y Métodos 115 comprendido entre 400 y 4000 cm-1, utilizando un promedio de 4 registros y una resolución nominal de 4 cm-1. Para el análisis de la MOS mediante fluorescencia se adicionaron, por duplicado, a 1 g de cada uno de los alperujos, 20 ml de CaCl2 se agitó durante 15 minutos, se centrifugó a 8000 rpm durante 15 minutos y se filtraron las muestras en filtros de 0.45 µm, y por último, se midieron en un espectrofotómetro (F-2500 FLSpectrophotometer HITACHI), con una longitud de onda de excitación de 254 nm. El espectro de emisión de fluorescencia se registró entre 300 y 480 nm, a una velocidad de barrido de 60 nm/min. Por otro lado, se acidificaron las muestras, añadiendo HCl 2N hasta alcanzar pH 2 y se midió la fluorescencia. Todos los espectros fueron normalizados a la unidad para ser comparados. Asimismo se calculó el índice de humificación (IH) usando la expresión (Cox et al., 2000b): donde es la longitud de onda en nanómetros y I es la intensidad a una longitud de onda determinada. La determinación del carbono orgánico en la MOS se llevó a cabo en un Analizador de Carbono Orgánico Total (TOC) y módulo de Nitrógeno modelo Shimadzu TOC-V sch. Para ello, por duplicado, a 1 g de ALP y ALPcom se le añadieron 20 ml de CaCl2 0.01 M dejándose agitar durante 15 minutos. Posteriormente, las muestras se centrifugaron durante 20 minutos a 8000 rpm y, a continuación el sobrenadante se diluyó 100 veces para el análisis de las muestras. III. Materiales y Métodos 116 III.2.4. Influencia de la adición de arcillas modificadas y alperujo en el comportamiento de herbicidas en suelos agrícolas Este apartado resume la metodología desarrollada para evaluar los cambios producidos en el comportamiento de herbicidas en suelos agrícolas tras la adición a los suelos de arcillas modificadas y alperujos como enmiendas. En condiciones de laboratorio, se diseñaron diferentes experimentos dirigidos a evaluar el efecto de los adsorbentes en la adsorción, persistencia, lixiviación y bioeficacia de los herbicidas fluometurón, MCPP y MCPP-P en suelos. También se estudió la viabilidad de modificar “in situ” la arcilla del suelo, a través de la adición directa del catión orgánico espermina, y su efecto en el comportamiento del herbicida fluometurón. A escala de campo, se llevaron a cabo dos experimentos independientes para tratar de evaluar el efecto de la adición de una organoarcilla y un alperujo en la persistencia, movilidad y eficacia biológica de una formulación comercial compuesta por los herbicidas fluometurón y terbutilazina, bajo condiciones reales de campo. III.2.4.1. Experimentos de laboratorio III.2.4.1.1. Estudios de adsorción-desorción III.2.4.1.1.1. Adsorción de los herbicidas a los adsorbentes Estudio a concentración única. Con la finalidad de realizar una selección de los mejores adsorbentes para cada uno de los herbicidas estudiados (fluometurón, MCPP y MCPP-P) se llevó a cabo un estudio de adsorción de éstos a las organoarcillas y alperujos a una sola concentración. Para ello, por triplicado, 20 mg de adsorbente se pusieron en contacto durante 24 h a 20 ± 2ºC con 8 ml de una disolución de herbicida cuya concentración inicial (Cini) fue de 1mg/l. Transcurrido el tiempo, las muestras se centrifugaron a 5000 rpm, se filtraron empleando filtros de fibra de vidrio (diámetro de poro de 0.45 µm) y se analizó la concentración de herbicida en la disolución de equilibrio, Ce (mg/l), por HPLC, según se describe en el apartado III.2.1. Al mismo tiempo, se llevó, por triplicado, un control con la disolución III. Materiales y Métodos 117 inicial de herbicida sin adsorbente, para descartar posibles pérdidas de los herbicidas por procesos diferentes a la adsorción a los adsorbentes. El porcentaje de herbicida adsorbido, % Ads, se calculó mediante la siguiente expresión: La concentración de herbicida adsorbido, Cs (mg/kg), se calculó según la siguiente fórmula: donde: Cs: es la cantidad adsorbida de herbicida (mg/kg). Cini: es la concentración inicial de herbicida (mg/l). Ce: concentración de herbicida en la disolución de equilibrio (mg/l) V: volumen de la disolución (l). M: masa de adsorbente (kg). Además, en estos casos en los que la adsorción se evaluó a una sola concentración inicial de herbicida, se calculó un coeficiente de distribución Kd (l/kg) definido como: Isotermas de adsorción-desorción. Para los alperujos y las organoarcillas que exhibieron mejores propiedades adsorbentes para cada uno de los herbicidas, IV. Resultados y Discusión 220 Las curvas de disipación obtenidas en nuestro caso para MCPP y MCPP-P en los suelos S1 y S2 se muestran en la Figura IV.41 y IV.42, respectivamente. Figura IV.41. Curvas de disipación de MCPP (arriba) y MCPP-P (abajo) en S1 sin enmendar y enmendado al 5% con SA-HEXADIM, SA-HDTMA, ALP y ALPcom. Los símbolos corresponden a los datos experimentales, mientras que las líneas corresponden al ajuste sigmoidal de las curvas. Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 MCPP extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 S1 (sin enmendar) S1 + SA-HEXAD S1+ SA-HDTMA Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 MCPP-P extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 MCPP-P extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 MCPP extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 S1 (sin enmendar) S1 + ALP S1 + ALP com S1 MCPP-P MCPP IV. Resultados y Discusión 221 Figura IV.42. Curvas de disipación de MCPP (arriba) y MCPP-P (abajo) en S2 sin enmendar y enmendado al 5% con SA-HEXADIM, SA-HDTMA, ALP y ALPcom. Los símbolos corresponden a los datos experimentales, mientras que las líneas corresponden al ajuste sigmoidal de las curvas. En los suelos sin enmendar y enmendados con algunos de los adsorbentes, las curvas de disipación obtenidas fueron sigmoidales (Fig. IV.41 y IV.42). Estas curvas son típicas de compuestos utilizados como sustrato de crecimiento por los microorganismos del suelo (Kearney et al., 1997) y están de acuerdo con la degradación microbiana propuesta para MCPP y MCPP-P en suelos. En otros casos, los datos de disipación no se ajustaron adecuadamente a una cinética de disipación sigmoidal, principalmente porque las enmiendas inhibieron o retardaron considerablemente la disipación del herbicida y dieron lugar a curvas mal definidas (Fig. IV.41 y IV.42). Para los casos en los que fue posible, los datos de disipación se Tiempo incubación (días) 020 40 60 80 100 120 MCPP-P extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 120 MCPP extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 S2 (sin enmendar) S2 + SA-HEXADIM S2 + SA-HDTMA Tiempo de incubación (días) 020 40 60 80 100 120 MCPP extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 S2 (sin enmendar) S2 + ALP S2 + ALPcom Tiempo incubación (días) 020 40 60 80 100 120 MCPP-P extraído (%) 0 20 40 60 80 100 120 S2 MCPP-P MCPP IV. Resultados y Discusión 222 ajustaron a una ecuación sigmoidal con cuatro parámetros (Ec. IV.2) y se obtuvieron las constantes del ajuste, así como el tiempo necesario para que la concentración de herbicida se redujera a la mitad, TD50 (Tablas IV.24 y IV.25). Los valores de TD50 obtenidos en este trabajo para MCPP y MCPP-P en los suelos sin enmendar concuerdan con los rangos recopilados en la bibliografía, que en condiciones aeróbicas oscilan entre 3 y 50 días dependiendo del tipo de suelo (Smith 1989; Smith y Aubin, 1991; Helweg, 1993; Romero et al., 2001). La degradación de MCPP y MCPP-P en los suelos sin enmendar tuvo lugar más rápidamente en el suelo arcilloso (S1) que en el suelo franco-arenoso (S2). Sobre la base de estos resultados y de los obtenidos para fluometurón, el suelo S1, con mayor contenido en arcilla y materia orgánica, parece ser un suelo con mayor actividad microbiana y poder degradativo que el suelo S2. Por otra parte, MCPP-P (R) se degradó ligeramente antes que MCPP (R+S) en S1, pero no así en S2 (Figura IV.41 y IV.42, Tablas IV.24 y IV.25). Williams et al. (2003) sugirieron la degradación preferente del enantiómero R(+) frente a S(-) en aguas subterráneas y lo atribuyeron a las condiciones anaeróbicas de la zona puesto que en la zona aeróbica del mismo se invirtió el proceso. Por otro lado, Romero et al. (2001) encontraron que, a diferencia de los resultados obtenidos en este trabajo, MCPP se degradaba más lentamente en un suelo arcilloso que MCPP-P, lo que pone de manifiesto que la degradación enantioselectiva de plaguicidas puede diferir dependiendo de las condiciones específicas del suelo (redox, temperatura, contenido en agua, pH, etc…) que repercute directamente en la actividad microbiana, promotor de la degradación de los enantiómeros (Buss et al., 2006). En los suelos enmendados, por lo general, se mantuvo la misma tendencia en cuanto al tipo de suelo, es decir, en S2 la persistencia de MCPP y MCPP-P fue mayor que en S1, si bien las enmiendas produjeron diferentes efectos en las curvas de disipación. En el caso de las organoarcillas, SA-HDTMA inhibió casi totalmente la degradación del herbicida en ambos suelos, mientras que SA-HEXADIM también retrasó la degradación aunque de forma mucho menos acusada. Estos resultados podrían relacionarse con el aumento en la adsorción de MCPP y MCPP-P que se IV. Resultados y Discusión 223 produce tras la adición de las organoarcillas a los suelos, lo que podría haber protegido al herbicida de la degradación, más en el caso de SA-HDTMA que en el de SA-HEXADIM. El diferente comportamiento observado respecto al de fluometurón, para el que la organoarcilla SW-SPERM no retrasó la disipación del herbicida en los suelos S1 y S2 a pesar de aumentar considerablemente su adsorción (Fig. IV.20), podría estar reflejando los diferentes mecanismos de adsorción de los herbicidas a las organoarcillas. Una mayor resistencia a la desorción de MCPP y MCPP-P de SA-HEXADIM y SA-HDTMA podría haber protegido al herbicida de la degradación frente a una adsorción mucho más reversible de fluometurón a SW-SPERM. A priori, los resultados no evidenciaron la degradación preferente del enantiómero puro respecto a la mezcla racémica o viceversa (Fig. IV.41 y IV.42, Tablas IV.24 y IV.25). Tabla IV.24. Constantes del ajuste de los datos de disipación de MCPP y MCPP-P en S1 a una cinética de tipo sigmoidal. S1 Tratamiento C0 a t0 b R2 TD50 Sin enmendar -2.4 ± 2.6a 103.2 ± 11.1 17.6 ± 2.3 -2.4 ± 2.6 0.984 19 MCPP SAHEXADIM -3.4 ± 3.8 115.2 ± 13.4 22.2 ± 2.6 -9.9 ± 2.1 0.982 29 SAHDTMA --b -- -- -- -- >50 ALP --b -- -- -- -- 40c ALPcom 0.9 ± 3.3 99.4 ± 6.2 24.5 ± 0.9 -4.6 ± 0.9 0.986 28 Sin enmendar -2.4 ± 1.4a 113.0 ± 10.2 12.8 ± 1.4 -5.7 ± 0.7 0.994 17 MCPP-P SAHEXADIM -2.5 ± 3.3 110.5 ± 6.4 27.4 ± 1.2 -7.3 ± 1.1 0.986 32 SAHDTMA --b -- -- -- -- >50 ALP --b -- -- -- -- 40c ALPcom -1.3 ± 1.3 110.6 ± 8.2 12.8 ± 1.4 -5.5 ± 0.7 0.994 17 a media ± error estándar b no se ajusta a la ecuación c obtenido gráficamente IV. Resultados y Discusión 224 Tabla IV.25. Constantes del ajuste de los datos de disipación de MCPP y MCPP-P en S2 a una cinética de tipo sigmoidal. S2 Tratamiento C0 a t0 b R2 TD50 Sin enmendar -2.2 ± 5.4a 103.8 ± 10.2 36.4 ± 2.3 -11.1 ± 2.6 0.972 44 MCPP SAHEXADIM --b -- -- -- -- 69c SAHDTMA --b -- -- -- -- >90 ALP --b -- -- -- -- >90 ALPcom -3.8 ± 4.8 98.8 ± 10.8 42.9 ± 3.5 -14.5 ± 3.6 0.957 52 Sin enmendar -2.0 ± 3.4 101.9 ± 7.7 39.9 ± 2.4 -12.1 ± 2.3 0.973 48 MCPP-P SAHEXADIM --b -- -- -- -- 72c SAHDTMA --b -- -- -- -- >90 ALP --b -- -- -- -- >90 ALPcom -4.8 ± 4.7 99.6 ± 6.6 44.1 ± 1.7 -9.9 ± 1.7 0.981 50 a media ± error estándar b no se ajusta a la ecuación c obtenido gráficamente En el caso de los alperujos, ALP aumentó la persistencia de los herbicidas respecto a los suelos sin enmendar (Fig. IV.41 y IV.42), incluso en mayor proporción que SA-HEXADIM a pesar de que los suelos enmendados con ambos adsorbentes presentaron una adsorción similar (Fig. IV.41). Romero et al. (2001) obtuvieron un descenso en la disipación de MCPP tras la enmienda de tres suelos con turba al 10%, que fue atribuido a un incremento en la adsorción lo que redujo la disponibilidad de las moléculas de herbicida para ser degradadas. En el caso de ALP, además del efecto protector de la adsorción frente a la degradación, se han descrito otros mecanismos por los que la materia orgánica biodegradable presente en el residuo orgánico pudiera ser utilizada como sustrato de crecimiento por los microorganismos del suelo o por los que ciertos componentes del alperujo fresco IV. Resultados y Discusión 225 pudieran resultar tóxicos para dichos microorganismos, disminuyendo en ambos casos la degradación del herbicida (Albarrán et al., 2004). Este efecto observado para MCPP y MCPP-P fue similar al encontrado para fluometurón en los suelos enmendados con ALP a altas dosis. A diferencia del alperujo fresco (ALP), el efecto del alperujo compostado (ALPcom) en las curvas de disipación de MCPP y MCPP-P fue muy pequeño. Probablemente esto se debió a que este alperujo tenía poca capacidad adsorbente para MCPP y MCPP-P, como consecuencia de su menor contenido en materia orgánica y de que presenta un valor de pH más elevado (8.6) que ALP (5.2), al mismo tiempo que carece de moléculas de bajo peso molecular que son las más propensas a ser utilizadas por los microorganismos como sustrato de crecimiento y/o producir efectos tóxicos para éstos, inhibiendo la degradación. Finalmente, hay que resaltar que para S1 enmendado con ALPcom se apreció un cierto retraso en la degradación de MCPP que no se observó para MCPP-P (Fig. IV.40 y Tabla IV.24). Esto refleja que la adición de materia orgánica exógena podría haber incidido en la actividad microbiológica retrasando la degradación del enantiómero S(-). Por ejemplo, Romero et al. (2001) obtuvieron que la adición de turba al 10% a diferentes tipos de suelo redujo la persistencia del enantiómero R(+) frente al S(-). En S2 se observó con ALP el efecto inverso, ya que se retrasó en mayor medida la degradación del enantiómero R(+) (MCPP-P) que la mezcla racémica (MCPP). En resumen, los datos de disipación de los herbicidas MCPP y MCPP-P en los suelos S1 y S2, sin enmendar y enmendados con organoarcillas y alperujos, ponen de manifiesto una degradación más rápida de los herbicidas en el suelo S1 que en el S2 y un aumento de la persistencia del herbicida por la adición de las enmiendas a ambos suelos siguiendo el orden: Suelos sin enmendar ≈ ALPcom < SA-HEXAD< ALP ≤ SA-HDTMA Este orden es congruente con el aumento en la adsorción producido por las diferentes enmiendas en los suelos estudiados, pudiendo existir además una contribución de factores adicionales sobre los microorganismos del suelo y/o su IV. Resultados y Discusión 226 enantioselectividad tras la adición de la materia orgánica exógena en el caso del alperujo. IV.3.2.4. Estudios de lixiviación Tras los estudios de persistencia, se evaluó la influencia de la adición de las enmiendas a S1 y S2 en la movilidad de ambos herbicidas a través del perfil del suelo, para lo que se llevaron a cabo experimentos de lixiviación en columnas de suelo empaquetadas a mano. La enmienda con las organoarcillas (SA-HEXADIM y SA-HDTMA) se realizó, como en el caso de fluometurón, para los primeros 1.25 cm de suelo a un porcentaje del 5%. Con los alperujos, por el contrario, se enmendó toda la columna al 2 y 5% cuando se trató con ALP y sólo al 5% para ALPcom. La dosis de aplicación utilizada de MCPP y MCPP-P fue 2 kg/ha y los perfiles de elución de los herbicidas se obtuvieron añadiendo diariamente a las columnas 15 ml de agua destilada y analizando los lixiviados por HPLC para determinar las concentraciones de MCPP y MCPP-P en los mismos. Las curvas de lixiviación obtenidas para S1 se recogen en las Figuras IV.43 y IV.44, para MCPP y MCPP-P, respectivamente, y para S2 en la Figuras IV.45 y IV.46. La característica más destacable de las curvas de elución relativas de MCPP y MCPP-P en los suelos S1 (Fig. IV.43 y IV.44) y S2 (Fig. IV.45 y IV.46) es la aparición de la máxima concentración de herbicida en los lixiviados tras añadir una cantidad de agua próxima al volumen de poros de la columna (VPmax 1, Tablas IV.26 y IV.27). Este hecho es característico de compuestos muy escasamente retenidos por la columna de suelo y que, por tanto, se mueven muy rápidamente a través de la misma, como es el caso de los compuestos aniónicos (Carrizosa et al., 2003; Hermosín et al., 2006). Además, al igual que se observó con fluometurón, las concentraciones máximas de MCPP y MCPP-P en los lixiviados del suelo S1 (~ 2 mg/l) fueron considerablemente menores que para el suelo S2 (~ 4 mg/l), lo que en este caso se puede atribuir fundamentalmente a la menor persistencia de MCPP y MCPP-P en el suelo S1, que, como ponen de manifiesto las curvas acumuladas, produjo una reducción de las cantidades lixiviadas, de un 90% de la cantidad IV. Resultados y Discusión 227 aplicada en el suelo S2 (Fig. IV.45 y IV.46) a un 50% en el suelo S1 (Fig. IV.43 y IV.44). En los suelos enmendados, los patrones de lixiviación de MCPP y MCPP-P presentaron diferencias en cuanto al tipo de suelo y enmienda aplicada. En los dos suelos, las organoarcillas no retrasaron significativamente la lixiviación del herbicida aunque sí redujeron las concentraciones de herbicida en los lixiviados y la cantidad total lixiviada, sobre todo en el caso de SA-HDTMA. El hecho de que las organoarcillas no retrasaran significativamente la lixiviación del herbicida puede relacionarse con la pérdida del poder adsorbente de las organoarcillas en presencia de suelos observado en los experimentos de adsorción, que incluso parece acentuarse en condiciones de lixiviación en columnas (Tabla IV.28). No obstante, las organoarcillas sí redujeron considerablemente la cantidad total de herbicida lixiviado, bien por una adsorción fuerte a la organoarcilla bien por degradación durante su paso por la columna de suelo. Estas dos últimas fracciones pueden relacionarse respectivamente, con las cantidades extraídas de la columna y no recuperadas, que aparecen en la Tabla IV.26 y IV.27, para S1 y S2, respectivamente. La adsorción fuerte parece predominar en S2 mientras que la degradación parece tener mayor incidencia en el suelo S1 (Tablas IV.26 y IV.27). En cuanto a los alperujos, la enmienda de los suelos tanto al 2% como al 5% con ALP, se tradujo en un aumento de las concentraciones máximas tanto de MCPP (Fig. IV.43 y IV.45) como de MCPP-P (Fig. IV.44 y IV.46), respecto a los suelos sin enmendar (Tabla IV.26 y IV.27) mientras que ALPcom dio lugar a un descenso de las concentraciones máximas de los herbicidas. Por otra parte, la adición de los alperujos retrasó la aparición de las concentraciones máximas, obteniéndose valores de VPmáx ligeramente mayores (VPmáx ~ 1.3 frente a VPmáx ~ 1) para todos los casos (Tabla IV.26 y IV.27). Este hecho ya fue descrito por Matallo et al. (1999), quienes tras enmendar un suelo calcáreo con turba, observaron un retraso en la lixiviación de MCPP que atribuyeron a un incremento del contenido en M.O. por adición de la enmienda orgánica. Similar efecto observaron Cabrera et al. (2008, 2011) para la lixiviación de MCPA tras la enmienda con alperujo, atribuyendo IV. Resultados y Discusión 228 el retraso en la lixiviación al aumento de la adsorción por el incremento de la materia orgánica. El aumento de persistencia observado en el apartado anterior para ALP puede ser la causa por la cual, al final del experimento, se incrementara la cantidad total lixiviada, tanto de MCPP como de MCPP-P, en el suelo S1 por la adición de ALP. En el suelo S2, no se llegó a observar este mismo efecto debido a la mayor persistencia del herbicida en este suelo en el que ya lixivió casi la totalidad del herbicida aplicado al suelo sin enmendar (Fig. IV.45 y IV.46). Figura IV.43. Curvas de elución relativas y acumuladas para MCPP aplicado a las columnas de suelo S1 sin enmendar y enmendado al 5% con SAHEXADIM y SA-HDTMA (arriba), al 2% y 5% con ALP y al 5% con ALPcom (abajo). Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 [MCPP] en lixiviados (mg/l) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 S1 (sin enmendar) S1 + SA-HEXAD-5% S1 + SA-HDTMA-5% Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 MCPP lixiviado (%) 0 20 40 60 80 100 Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 [MCPP] en lixiviados (mg/l) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 S1 (sin enmendar) S1 + ALP-2% S1 + ALP-5% S1 + ALPcom-5% Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 MCPP lixiviado (%) 0 20 40 60 80 100 S1 MCPP IV. Resultados y Discusión 229 Figura IV.44. Curvas de elución relativas y acumuladas para MCPP-P aplicado a las columnas de suelo S1 sin enmendar y enmendado al 5% con SAHEXADIM y SA-HDTMA (arriba), al 2% y 5% con ALP y al 5% con ALPcom (abajo). Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 [MCPP-P] en lixiviados (mg/l) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 S1 (sin enmendar) S1 + SA-HEXAD-5% S1 + SA-HDTMA-5% Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 MCPP-P lixiviado (%) 0 20 40 60 80 100 Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 [MCPP-P] en lixiviados (mg/l) 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 S1 (sin enmendar) S1 + ALP-2% S1 + ALP-5% S1+ ALPcom-5% Volumen agua adicionado (ml) 050 100 150 200 250 MCPP-P lixiviado (%) 0 20 40 60 80 100 S1 MCPP-P IV. Resultados y Discusión 236 posible modificación de la porosidad del suelo por la adición de los alperujos, y medidas del carbono orgánico disuelto en los lixiviados. A título de ejemplo, la Fig. IV.47 muestra las distribuciones de tamaño de poro del suelo S1 sin enmendar y enmendado con ALP y ALPcom y la Fig. IV.48 muestra los perfiles de lixiviación del carbono orgánico disuelto en las mismas. El volumen de poros aumentó en S1 tras la adición de la enmienda entre un 20 y un 26 %, (Fig. IV.47) debido fundamentalmente a un aumento en el volumen de poros de tamaño relativamente elevado (> 10 µm). Este resultado es similar al observado por Albarrán et al. (2004) quienes encontraron, como en nuestro caso, un aumento del volumen de poros de mayor tamaño (~ 10 µm) tras la enmienda de un suelo franco-arenoso con un residuo de almazara fresco. Esto pudo haber influido, junto con la adsorción y los procesos degradativos, en el retraso en la lixiviación de los herbicidas en los suelos enmendados con alperujo, ya que, como se ha observado previamente, una mayor porosidad puede incrementar el tiempo de residencia del compuesto en cuestión a lo largo de la columna favoreciendo los procesos degradativos y de adsorción (Cox et al., 1997b; Celis et al., 2005). IV. Resultados y Discusión 237 Figura IV.47. Curvas de distribución de tamaño de poro relativas y acumulativas obtenidas por intrusión de mercurio en S1 sin enmendar y enmendado con ALP al 2 y 5% y con ALPcom al 5%. A la luz de los resultados expuestos en la Fig. IV.48, el contenido en materia orgánica soluble fue muy superior para el suelo S2 enmendados tanto al 2% y al 5% con ALP que para S2 sin enmendar. Este hecho podría haber contribuido a reducir la retención del herbicida en los suelos enmendados con alperujo frente a los valores esperados (Tabla IV.28), puesto que la materia orgánica soluble puede facilitar el transporte de herbicidas por formación de complejos solubles y/o compitiendo con el herbicida por los sitios de adsorción en las partículas de suelo (Celis et al., 1998a, 2006). En particular, este tipo de interacciones ha sido propuesto previamente por varios autores para herbicidas fenoxiácidos y otros compuestos aniónicos (Matallo et al., 1999; Cox et al., 2001; Cabrera et al., 2011). Radio de poro ( m) 0.01 0.1 1 10 100 Volumen relativo (mm3/g) 0 10 20 30 40 50 Volumen acumulado (mm3/g) 0 50 100 150 200 250 300 Radio de poro ( m) 0.01 0.1 1 10 100 Volumen relativo (mm3/g) 0 10 20 30 40 50 Volumen acumulado (mm3/g) 0 50 100 150 200 250 300 Radio de poro ( m) 0.01 0.1 1 10 100 Volumen relativo (mm3/g) 0 10 20 30 40 50 Volumen acumulado (mm3/g) 0 50 100 150 200 250 300 Radio de poro ( m) 0.01 0.1 1 10 100 Volumen relativo (mm3/g) 0 10 20 30 40 50 Volumen acumulado (mm3/g) 0 50 100 150 200 250 300 S1 ALP-2% ALP-5%ALPcom-5% 175 mm3/g 210 mm3/g 221 mm3/g 216 mm3/g IV. Resultados y Discusión 238 Figura IV.48. Concentración de C orgánico soluble en los lixiviados de las columnas de suelo S2 sin enmendar y enmendado con ALP al 2% y 5%. Una conclusión de los estudios de lixiviación presentados en este apartado es que a pesar de mostrar mayor poder adsorbente que los alperujos, las organoarcillas no retrasaron significativamente la lixiviación de MCPP y MCPP-P respecto al suelo sin enmendar, como consecuencia de la reducción del poder adsorbente de las mismas en presencia del suelo. No obstante, la adsorción de MCPP y MCPP-P a las organoarcillas resultó tener un cierto carácter irreversible que inmovilizó a parte del herbicida en los primeros centímetros del suelo. Hay que tener en cuenta, además, las diferentes condiciones en las que se realizó la enmienda para las organoarcillas y los alperujos, de forma que el mayor retraso producido en la lixiviación por parte de ALP y ALPcom pudo verse favorecido por realizar la enmienda en toda la columna frente a sólo los primeros 1.25 cm de suelo que fueron los tratados con organoarcilla. Por otra parte, comparando los patrones de lixiviación obtenidos para MCPP y MCPP-P, no hubo diferencias apreciables entre ambos tal y como se había apreciado con la adsorción. Por último, el efecto de alperujo en la lixiviación pareció tener más incidencia en MCPP y MCPP-P que en el caso de fluometurón, para el que las organoarcillas fueron mucho más efectivas provocando un gran retraso de su lixiviación a través de las columnas de suelo. Volumen de poro 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 C orgánico soluble (mg/l) 0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000 18000 S2 (sin enmendar) S2+ ALP-2% S2 + ALP-5% 0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 0 500 1000 1500 2000 C orgánico total (mg/l) Volumen de poro C orgánico soluble (mg/l) IV. Resultados y Discusión 239 IV.3.2.5. Bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación: Eficacia biológica Los posibles beneficios de la adición de organoarcillas y alperujo al suelo en cuanto a la eficacia biológica del herbicida se evaluaron a través de un bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación, similar al llevado a cabo con fluometurón. En este caso se empleó como herbicida MCPP, ya que tanto éste como MCPP-P mostraron características similares de comportamiento y, como suelo, S2 por ser un suelo típico mediterráneo, modelo de escenario de mayor riesgo de lixiviación por sus características texturales y bajos contenidos en arcilla y materia orgánica. El experimento consistió en aplicar una dosis de MCPP de 0.2 kg/ha (dosis a la cual previamente se había comprobado que el herbicida era efectivo) a macetas de suelo S2, sin enmendar y enmendado, a las que inmediatamente después se añadieron 200 ml de agua, equivalente a 40 l/m2. La enmienda de las macetas se realizó con la organoarcilla SA-HDTMA y con ALP al 5% para los primeros 1.25 cm, según se describe en el apartado III.2.4.1.4.2. Las macetas se dejaron drenar 24 h para analizar el agua lixiviada y determinar su contenido de MCPP y a continuación se sembraron 15 semillas de berro (Lepidum sativum) para determinar la eficacia biológica del herbicida durante las dos semanas siguientes. El porcentaje de herbicida que lixivió de las macetas sin enmendar y enmendadas con ALP fue similar, 84 ± 9% y 83 ± 8% del total aplicado, respectivamente, mientras que para las macetas tratadas con SA-HDTMA sólo lixivió un 40 ± 10% del MCPP aplicado. Los pesos herbáceos obtenidos para los distintos tratamientos y que se muestran en la Fig. IV.49 claramente demuestran que la mayor cantidad de herbicida retenida en las macetas enmendadas con SAHDTMA fue capaz de controlar eficazmente el crecimiento de las plantas de berro, en comparación con la pérdida total de eficacia biológica observada en las macetas sin enmendar y parcial en las macetas enmendadas con ALP. La Fig. IV.50 muestra el estado de las macetas sometidas a los diferentes tratamientos al finalizar el experimento, donde claramente en las macetas enmendadas con SA-HDTMA, IV. Resultados y Discusión 240 MCPP mantuvo su actividad al no perderse por lixiviación como ocurrió en el caso del suelo sin enmendar o enmendado con alperujo (Fig. IV.50). Figura IV.49. Peso herbáceo fresco de las macetas sin enmendar y enmendadas con SA-HDTMA y ALP al 5%, tras la simulación de lluvia abundante y la aplicación de MCPP. Figura IV.50. Resultado del bioensayo con simulación de alto riesgo de lixiviación tras el aporte elevado de agua para MCPP en S2. Biomasa (mg) 0 100 200 300 400 500 Control Sin enmendar SA-HDTMA-5% ALP-5% CONTROL SIN ENMENDAR ALP-5% SA-HDTMA-5% IV. Resultados y Discusión 241 La trascendencia de este experimento recae en el hecho de que un episodio de precipitaciones abundantes tras la aplicación del herbicida hubiera obligado a realizar una segunda aplicación por pérdida del mismo por lixiviación en el caso del suelo sin enmendar, lo que se podría evitar con la enmienda del suelo con la organoarcilla SA-HDTMA. Se puede concluir que la enmienda del suelo con SAHDTMA conllevó una reducción de la lixiviación de MCPP y un aumento de la eficacia biológica tras episodios de abundantes lluvias poco después de la aplicación de herbicida lo que podría incluso permitir una reducción de las dosis de aplicación manteniendo un control adecuado de las malas hierbas. IV. Resultados y Discusión 242 IV.4. Evaluación del comportamiento de herbicidas en suelos enmendados con arcillas modificadas y residuos de almazara: Estudios de campo Una vez establecido a escala de laboratorio el comportamiento de los herbicidas tras la adición de diferentes enmiendas, tanto de origen inorgánico (arcillas modificadas) como orgánico (residuos de almazara), se llevaron a cabo dos experimentos en condiciones reales de campo para comparar la magnitud de los procesos de transporte por lixiviación y escorrentía, junto con la persistencia y bioeficacia de los herbicidas fluometurón y terbutilazina, en un suelo típico de olivar tras la adición de SW-SPERM y alperujo (ALPcam). La selección de los herbicidas fluometurón y terbutilazina se realizó, en primer lugar, por ser utilizados conjuntamente como formulación comercial en el cultivo del olivar y, en segundo lugar, por ser fluometurón uno de los herbicidas objeto de estudio de esta memoria y terbutilazina un herbicida para el que cabía esperar un comportamiento marcadamente diferente al de fluometurón, ya que se trata de un herbicida ampliamente estudiado en la bibliografía bajo condiciones de campo, de elevada persistencia en suelos mediterráneos y con menor movilidad que fluometurón (Cabrera et al., 2008a, 2009; López-Piñero et al., 2011; Dolaptsoglou et al., 2010). Ninguna de las parcelas experimentales empleadas habían recibido aplicaciones previas de los dos herbicidas. No obstante, antes del inicio de cada uno de los experimentos se realizó una toma de muestra del suelo de cada una de las parcelas en tres puntos diferentes de éstas y a cuatro profundidades para comprobar que no había residuo alguno de estos herbicidas. IV.4.1. Efecto de la adición de alperujo en el comportamiento de fluometurón y terbutilazina Para el estudio del efecto de la adición de alperujo en la lixiviación, persistencia, escorrentía y bioeficacia de los herbicidas fluometurón y terbutilazina IV. Resultados y Discusión 243 en condiciones de campo, se utilizaron dos parcelas experimentales, una de ellas sin enmendar y la otra enmendada con ALPcam a una dosis de 10 kg/m2 y los herbicidas se aplicaron conjuntamente como formulación comercial a una concentración de 3 kg/ha. Asimismo, se utilizó otra parcela adicional a la cual no se le aplicó ningún herbicida con el fin de ser utilizada como control en cuanto al crecimiento de malas hierbas. Tras la aplicación, realizada el 27 de noviembre de 2008, se tomaron muestras de suelo, a diferentes profundidades y a tiempos que fueron seleccionados en función de las precipitaciones ocurridas, las cuales se congelaron para su posterior extracción y análisis. Simultáneamente se recogieron las aguas de escorrentía para analizar el contenido de los herbicidas en las mismas. IV.4.1.1. Condiciones ambientales Las temperaturas y las precipitaciones acontecidas durante el desarrollo del experimento se recogen en la Figura IV.51. Figura IV.51. Datos de pluviometría (barras) y temperatura (líneas) registrados durante el desarrollo del experimento de campo con alperujo. Las líneas verticales discontinuas corresponden a los días de toma de muestras de aguas de escorrentía. Tiempo desde la aplicación de herbicidas (días) 020 40 60 80 100 Temperatura (ºC) 0 20 40 60 0 20 40 60 Tmin Tmax Tmax Tmin Precipitaciones (mm) Noviembre 2008 Marzo 2009 IV. Resultados y Discusión 244 En general, las temperaturas fueron relativamente bajas como consecuencia de la época en la que se desarrolló el experimento (otoño-invierno). La temperatura máxima fluctuó entre 7.6 y 24.9 ºC con una media de 15.2 ºC mientras que la temperatura mínima osciló entre -3.4 y 13.6 ºC con una media de 4.9 ºC. La precipitación acumulada durante los 100 días que duró el experimento fue de 270 mm con máximos de 55 y 36 mm ocurridos a los 66 y 70 días del comienzo del experimento, respectivamente. Por lo tanto, los episodios de lluvias más intensas tuvieron lugar a tiempos relativamente prolongados desde el momento de la aplicación de los herbicidas. IV.4.1.2. Extracciones de suelo: lixiviación y persistencia Las concentraciones de fluometurón y terbutilazina (mg/kg de suelo seco) en las muestras de suelo tomadas de las parcelas, sin enmendar y enmendada con ALPcam, a diferentes profundidades y a distintos tiempos tras la aplicación de los herbicidas, se exponen en las Figuras IV.52 y IV.53 Tanto para la parcela sin enmendar como para la parcela enmendada con ALPcam y para todos los días de toma de muestras, las mayores concentraciones tanto de fluometurón como de terbutilazina se encontraron en los primeros 0-5 cm de suelo. Esto refleja la escasa lixiviación de ambos herbicidas, probablemente motivado por las escasas precipitaciones en las primeras semanas del experimento y porque los episodios más fuertes de lluvias acontecieron a tiempos más prolongados desde la aplicación de los herbicidas. Es necesario considerar que las concentraciones de fluometurón y terbutilazina en los primeros 5 cm de suelo justo después de la aplicación de los herbicidas, es decir a t=0, para la parcela enmendada con ALPcam (~ 8 mg/kg) fueron aproximadamente el doble que las obtenidas para la parcela sin enmendar (~ 4 mg/kg). Esto fue atribuido a la menor densidad aparente de ALPcam (~ 0.6 g/cm3), frente a la densidad aparente del suelo (~ 1.3 g/cm3), y al hecho de que ALPcam se acumuló en los 0-5 cm de suelo. De este modo, las concentraciones iniciales de los herbicidas de 4 mg/kg obtenidas para la parcela sin enmendar concuerdan con el IV. Resultados y Discusión 245 valor esperado de 4.4 mg/kg, estimado para una dosis de herbicidas de 3 kg/ha, una densidad aparente del suelo de 1.3 g/cm3 y asumiendo que los herbicidas se distribuyeron uniformemente en los 0-5 cm de suelo. Figura IV.52. Concentración de fluometurón (mg/kg) a diferentes profundidades del suelo en la parcela sin enmendar (a) y en la parcela enmendada con ALPcam (b) a los diferentes días de toma de muestra. A pesar de que tanto fluometurón como terbutilazina se acumularon en los primeros 0-5 cm de suelo durante el curso del experimento, ambos herbicidas alcanzaron mayores profundidades (5-10, 10-20, 20-30 cm) en la parcela sin tratar en comparación con la parcela enmendada con ALPcam. Por ejemplo, terbutilazina Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) 020 40 60 80 100 Fluometurón extraído (mg/kg) 0 1 2 3 4 5 6 7 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm 020 40 60 80 100 Fluometurón extraído (mg/kg) 0 2 4 6 8 10 12 14 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm (a) (b) Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) IV. Resultados y Discusión 252 de herbicida presente en disolución (Tablas IV.30 y IV.31). En todos los episodios de lluvia, terbutilazina presentó valores de Kd más elevados que fluometurón, reflejando una mayor adsorción y, por tanto, una mayor tendencia a ser transportada por la materia particulada en suspensión (Potter et al., 2006). En este sentido, es necesario mencionar que la cantidad acumulada de materia particulada perdida en las aguas de escorrentía durante el experimento disminuyó de 14.7 ± 0.5 g para la parcela sin enmendar a 12.2 ± 0.4 g para la parcela enmendada con ALPcam y, según se desprende de la Tabla IV.29, las mayores pérdidas tuvieron lugar durante los dos episodios de lluvias más intensos (68 y 71 días). De este resultado se podría inferir que el alperujo fue útil contra la erosión evitando pérdidas de suelo durante los períodos de lluvias fuertes (Lozano-García et al., 2011). Tabla IV.30. Concentraciones de terbutilazina en disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam. Coeficientes de distribución Kd para terbutilazina adsorbida en la materia particulada presente en las aguas de escorrentía. a media ± error estándar b no detectado Sin enmendar Enmendada con ALPcam Día Terbutilazina en disolución (mg/l) Terbutilazina en materia particulada (mg/kg) Kd (l/kg) Terbutilazina en disolución (mg/l) Terbutilazina en materia particulada (mg/kg) Kd (l/kg) 6 0.32 ± 0.04a 102.4 ± 1.4 320 0.02 ± 0.01 14.1 ± 0.3 705 20 0.58 ± 0.04 120.6 ± 1.6 208 0.01 ± 0.00 6.57 ± 0.8 657 42 0.22 ± 0.02 229.4 ± 1.1 1043 0.01 ± 0.00 23.6 ± 2.5 2360 68 0.10 ± 0.01 46.1 ± 5.0 461 0.01 ± 0.00 n.db n.d. 71 0.03 ± 0.01 38.8 ± 8.0 1293 0.03 ± 0.01 12.23 ± 0.2 408 IV. Resultados y Discusión 253 Tabla IV.31. Concentraciones de fluometurón en disolución y en las partículas en suspensión de las aguas de escorrentía recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam. Coeficientes de distribución Kd para fluometuón adsorbida en la materia particulada presente en las aguas de escorrentía. a media ± error estándar b no detectado Uno de los resultados más relevantes del experimento de escorrentía fue que para todas las muestras de agua de escorrentía analizadas, las concentraciones de ambos herbicidas para la parcela sin enmendar fueron entre 5 y 60 veces mayores que en el caso de la parcela enmendada con alperujo (Fig. IV.54). Del mismo modo, las concentraciones de fluometurón y terbutilazina asociadas a las partículas en suspensión fueron de 2 a 40 veces superiores para la parcela sin enmendar comparada con la parcela enmendada con ALPcam (Tablas IV.30 y IV.31), con la única excepción de la determinada en la parcela enmendada con ALPcam correspondiente al día 71 después de la aplicación de los herbicidas que presentó mayor cantidad de fluometurón que en la parcela enmendada, consecuencia de que fluometurón en la parcela sin enmendar ya se había disipado tras los 71 días de la aplicación (Fig. IV.52). Sin enmendar Enmendada con ALPcam Día Fluometurón en disolución (mg/l) Fluometurón en materia particulada (mg/kg) Kd (l/kg) Fluometurón en disolución (mg/l) Fluometurón en materia particulada (mg/kg) Kd (l/kg) 6 0.81 ± 0.04a 118.1 ± 0.6 146 0.04 ± 0.01 3.2 ± 0.8 80 20 2.26 ± 0.04 169.7 ± 0.3 75 0.05 ± 0.01 8.5 ± 2.6 170 42 1.10 ± 0.02 735.2 ± 2.0 668 0.05 ± 0.01 32.5 ± 5.8 650 68 0.10 ± 0.01 19.6 ± 2.0 196 0.02 ± 0.00 10.3 ± 2.3 515 71 0.01 ± 0.01 n.db n.d. 0.10 ± 0.01 13.9 ± 0.3 139 IV. Resultados y Discusión 254 Figura IV.55. Pérdidas por escorrentía acumuladas de terbutilazina y fluometurón en las parcelas sin enmendar y enmendada con ALPcam durante el experimento. El total de la cantidad de terbutilazina perdida por escorrentía durante el experimento, calculada como la suma total de la presente en disolución y la asociada a la materia particulada, fue de 0.16 ± 0.03% de la cantidad aplicada en el caso de la parcela sin enmendar y de 0.03 ± 0.01% en el caso de la parcela enmendada con ALPcam. Para fluometurón, las pérdidas totales de herbicida por escorrentía fueron de 0.12 ± 0.02% para la parcela sin enmendar y de 0.08 ± 0.01% para la parcela enmendada con ALPcam (Fig. IV.55). El descenso general en las pérdidas de herbicidas por escorrentía por el tratamiento con alperujo se debió a un incremento de la capacidad de retención del suelo generado por la adición de la enmienda (Zablotowicz et al., 2007; Cabrera et al., 2009). Aparentemente, las concentraciones más elevadas de materia orgánica soluble (MOS), a juzgar por la oscuridad de las aguas de escorrentía recogidas en la parcela enmendada con alperujo (Fig. IV.56), no contribuyó significativamente al transporte facilitado de los herbicidas fluometurón y terbutilazina en los procesos de escorrentía. Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) Pérdida acumulada (mg) 0.0 0.6 1.2 1.8 2.4 0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 Parcela sin enmendar Parcela enmendada con ALPcam 6 20 42 68 71 Terbutilazina Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) 0.0 0.6 1.2 1.8 2.4 Pérdida acumulada (% ) 0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 Parcela sin enmendar Parcela enmendada con ALPcam 6 20 42 68 71 Fluometurón IV. Resultados y Discusión 255 Figura IV.56. Muestras de aguas de escorrentía recogidas de la parcela sin enmendar y enmendada con ALPcam tras un episodio de lluvia (t= 20 días). IV.4.1.4. Bioeficacia Al finalizar el experimento se evaluó la bioeficacia de los herbicidas comparando la biomasa obtenida de la parcela tratada con ALPcam con la obtenida de la parcela sin enmendar y la parcela control, la cual no había sufrido tratamiento alguno. Los resultados dejaron patente que la eficacia de los herbicidas en la parcela enmendada con alperujo fue similar a la encontrada en la parcela sin enmendar, en ambos casos con un control muy notable del crecimiento de malas hierbas comparado con la parcela control sin tratamiento alguno (Fig. IV.57). Figura IV.57. Peso herbáceo de las parcelas por metro cuadrado al finalizar el experimento de campo con alperujo. PARCELA SIN ENMENDAR PARCELA ENMENDADA CON ALPcam Biomasa (g/m2) 0 200 400 600 800 1000 Control Sin enmendar ALPcam IV. Resultados y Discusión 256 IV.4.2. Efecto de la adición de arcilla modificada en el comportamiento de fluometurón y terbutilazina Tras llevar a cabo el estudio de la adición de residuo de almazara en el comportamiento de los herbicidas fluometurón y terbutilazina en condiciones de campo, se llevó a cabo un segundo experimento para evaluar los efectos de la organoarcilla SW-SPERM. El experimento constó, igualmente, de dos parcelas experimentales, una de ellas sin enmendar y la otra enmendada con SW-SPERM añadida a una dosis equivalente a 2 t/ha y los herbicidas se aplicaron conjuntamente como formulación comercial a una concentración de 3 kg/ha el día 7 de marzo de 2011. También preparó una parcela adicional sin tratamiento alguno empleada como control en cuanto al crecimiento de malas hierbas. Tras la aplicación, se operó del mismo modo que para el caso del alperujo. Se tomaron muestras de suelo a diferentes profundidades para después ser congeladas, extraídas y analizadas por HPLC y también se recogieron las aguas de escorrentía para analizar el contenido de herbicidas en las mismas. IV.4.2.1. Condiciones ambientales Las temperaturas y las precipitaciones ocurridas durante el desarrollo del experimento se recogen en la Figura IV.58. Por lo general, las condiciones meteorológicas fueron visiblemente diferentes a las del experimento con alperujo. Las temperaturas fueron moderadas y notablemente más cálidas por desarrollarse la mayor parte del experimento en época primaveral. Se alcanzaron temperaturas máximas entre 12.2 y 35.4 ºC con una media de 26.0 ºC y temperaturas mínimas entre 5.6 y 19.9 ºC con una media de 13.2 ºC. Las precipitaciones acumuladas a lo largo de todo el experimento fueron ligeramente inferiores a las del experimento con ALPcam, 199 mm frente a 270 mm, y al contrario que en dicho experimento, los picos de máxima precipitación se registraron poco después de la aplicación de los herbicidas, en los días 1 y 6 con 35 y 27 mm, respectivamente, y posteriormente hacia la mitad del experimento, en el día 54, con 29 mm (Fig. IV.57). IV. Resultados y Discusión 257 Figura IV.58. Datos de pluviometría (barras) y temperatura (líneas) registrados durante el desarrollo del experimento de campo con organoarcilla. Las líneas verticales discontinuas corresponden a los días de toma de muestra de aguas de escorrentía. IV.4.2.2. Extracciones de suelo: lixiviación y persistencia Las concentraciones de fluometurón y terbutilazina (mg/kg de suelo seco) extraídas a diferentes profundidades y a distintos tiempos de toma de muestra en la parcela sin enmendar y enmendada con la organoarcilla SW-SPERM se muestran en las Figuras IV.59 y IV.60, respectivamente. Conforme al experimento con alperujo, las concentraciones iniciales de los herbicidas a tiempo t= 0, asumiendo una densidad aparente del suelo equivalente a 1.3 g/cm3 y distribución uniforme de los mismos en los primeros 5 cm de suelo para una dosis de 3 kg/ha, deberían estar en torno a los 4.4 mg/kg. En este caso la adición de SW-SPERM no afectó a la densidad aparente del suelo como lo hizo el alperujo, y las concentraciones iniciales extraídas se encontraron ligeramente más bajas a 4 mg/kg. Esto se puede atribuir a que al comienzo del experimento los herbicidas no se han distribuido homogéneamente en el suelo, existiendo elementos que pueden interceptar la llegada de éstos al suelo (Cabrera et al., 2009); prueba de ello es la variabilidad de la medida observada por las barras de error (Fig. IV.59 y IV.60). Tiempo desde aplicación de herbicidas (días) 020 40 60 80 100 Temperatura (ºC) 0 10 20 30 40 50 60 Precipitaciones (mm) 0 10 20 30 40 50 60 Tmax Tmin Marzo 2011 Junio 2011 IV. Resultados y Discusión 258 Lo más destacable que se desprende de las Figuras IV.59 y IV.60 es que, a lo largo del desarrollo del experimento, fluometurón llegó a alcanzar profundidades mayores en la parcela sin enmendar que en la enmendada con SW-SPERM. Por ejemplo, en los días 10 y 30 de toma de muestras las máximas concentraciones de fluometurón en la parcela sin enmendar se extrajeron de los 5-10 cm y 10-20 cm, respectivamente, mientras que en la parcela enmendada con SW-SPERM la concentración máxima de fluometurón se mantuvo siempre en los primeros 5 cm. A pesar de que los episodios de lluvias más intensos tuvieron lugar en los inicios del experimento (Fig. IV.58), la organoarcilla tuvo la facultad de retener fluometurón en el horizonte más superficial, haciendo que menos cantidad del mismo alcanzara mayores profundidades. Terbutilazina, por el contrario, se concentró mayoritariamente en los primeros 0-5 cm de profundidad, tanto en la parcela sin enmendar como en la enmendada con SW-SPERM. Esto pudo ser consecuencia de la baja movilidad presentada por terbutilazina en suelos (Tomlin, 2006; Cabrera et al., 2007) y de que no influyera la capacidad de adsorción de la organoarcilla, puesto que SW-SPERM presenta una capacidad adsorbente para terbutilazina mucho menor que para fluometurón, si comparamos los valores obtenidos en el apartado IV.3.1.1.1. para fluometurón frente a los publicados por Celis et al. (2007) para terbutilaziba bajo las mismas condiciones experimentales. IV. Resultados y Discusión 259 Figura IV.59. Concentración de fluometurón (mg/kg) a diferentes profundidades del suelo en la parcela sin enmendar (a) y en la parcela enmendada con SW-SPERM (b) a los diferentes días de toma de muestras. 020 40 60 80 100 120 Fluometurón extraído (mg/kg) 0 1 2 3 4 5 6 7 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm Tiempo desde la aplicación de herbicidas (días) 020 40 60 80 100 120 Fluometurón extraído (mg/kg) 0 1 2 3 4 5 6 7 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm Tiempo desde la aplicación de herbicidas (días) (a) (b) IV. Resultados y Discusión 260 Figura IV.60. Concentración de terbutilazina (mg/kg) a diferentes profundidades del suelo en la parcela sin enmendar (a) y en la parcela enmendada con SW-SPERM (b) a los diferentes días de toma de muestras. La persistencia de los herbicidas en este experimento presentó la misma tendencia que en el experimento con ALPcam, es decir, fluometurón exhibió mayor persistencia en la parcela enmendada con la organoarcilla que en la parcela sin enmendar, pero no tanto terbutilazina. Para fluometurón los tiempos de vida media (TD50) obtenidos para la variación de la concentración en los primeros 5 cm de suelo 020 40 60 80 100 120 Terbutilazina extraída (mg/kg) 0 1 2 3 4 5 6 7 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) 020 40 60 80 100 120 0 1 2 3 4 5 6 7 0-5 cm 5-10 cm 10-20 cm 20-30 cm (a) (b) Terbutilazina extraída (mg/kg) Tiempo desde la aplicación del herbicida (días) IV. Resultados y Discusión 261 a través del ajuste a una cinética de primer orden (Ec. IV.4) fueron de 27 días para la parcela sin enmendar y de 37 días para la parcela enmendada con SW-SPERM. Hay que destacar que en este caso sólo se modelizaron los datos de los primeros 5 cm de suelo para mejorar el ajuste a una cinética de primer orden con coeficientes de regresión (R2) de 0.790 y 0.808, para la parcela sin enmendar y enmendada con SW-SPERM, respectivamente. Teniendo en cuenta que los estudios realizados en condiciones controladas de laboratorio indicaron que la degradación de fluometurón no se vio afectada por la adición de SW-SPERM (ver apartado IV.3.1.1.1.), la mayor persistencia en la parcela enmendada debe atribuirse a una menor incidencia de los procesos de transporte (lixiviación y escorrentía) en comparación con la parcela sin enmendar. Los valores de TD50 obtenidos para fluometurón se sitúan dentro del rango de valores medios recogidos en la bibliografía para este herbicida (Tomlin, 2006), si bien son mayores que los aportados por Mueller et al. (1992) de 18 días y por Lancaster et al. (2008) de 28 días, pero muy similares a los 49 días de Brown et al. (1994). Probablemente estos valores discrepantes puedan ser debidos a variaciones en parámetros característicos de cada suelo como el contenido de materia orgánica, pH, masa microbiana, actividad microbiana, etc. (Zablotowicz et al. 2000; Lancaster et al. 2008). Terbutilazina presentó en este experimento valores de tiempos de vida media similares tanto en la parcela sin enmendar, TD50 = 40 días (R2=0.844), como enmendada con SW-SPERM, TD50 = 46 días (R2=0.850). Ambos valores se encuentran dentro del rango de los recopilados en la bibliografía (Cabrera et al., 2009; López-Piñeiro et al., 2011) pero son menores que los registrados para el caso del experimento anterior con ALPcam. Es necesario reiterar que las diferencias pueden ser ocasionadas por diversos factores o parámetros, como las condiciones ambientales, lluvias acontecidas o temperaturas alcanzadas, que fueron durante el desarrollo de este experimento superiores, con una media en las temperaturas máximas de 26ºC frente a las 15ºC del primero. Además, hay que tener presente que SW-SPERM no fue tan buen adsorbente para terbutilazina como para fluometurón. V. CONCLUSIONES V. Conclusiones 271 Los resultados obtenidos en el desarrollo de esta Tesis Doctoral permiten establecer las siguientes conclusiones: 1.- Los estudios de preparación y caracterización de organoarcillas realizados en este trabajo confirman la facilidad de incorporar cationes orgánicos en el espacio interlaminar de montmorillonitas, para la obtención de organoarcillas con unas propiedades estructurales y funcionales que pueden diseñarse en función de la naturaleza del mineral de la arcilla y del catión modificador. 2.- La caracterización de los residuos orgánicos procedentes de almazara, seleccionados para el estudio, dos alperujos frescos (ALP y ALPcam) y uno compostado (ALPcom), pusieron de manifiesto importantes diferencias en las características de los mismos relacionadas fundamentalmente con el proceso de compostaje. Los alperujos frescos mostraron un pH inferior, un mayor contenido en materia orgánica y un menor grado de condensación que el alperujo compostado. 3.- Los estudios de adsorción-desorción de los herbicidas fluometurón, MCPP y MCPP-P a montmorillonitas modificadas con diferentes cationes orgánicos ilustraron la posibilidad de diseñar organoarcillas con una afinidad muy elevada por herbicidas móviles con diferentes características químicas, compatibilizando adecuadamente las características del herbicida con las propiedades funcionales y estéricas de la organoarcilla. Por ejemplo, fluometurón presentó una afinidad muy elevada por una montmorillonita de baja carga laminar (SWy-2) modificada con el policatión espermina (SPERM), mientras que MCPP y MCPP-P presentaron una alta afinidad por una montmorillonita de elevada carga laminar (SAz-1) modificada con el polímero hexadimetrina (HEXADIM). En ambos casos, las interacciones entre grupos funcionales específicos de los herbicidas y de los cationes orgánicos modificadores de las organoarcillas jugó un papel principal en el proceso de adsorción. Además, todos los herbicidas presentaron una elevada afinidad por las montmorillonitas modificadas con el catión hexadeciltrimetilamonio (HDTMA) como resultado de interacciones V. Conclusiones 272 hidrofóbicas entre los herbicidas y la fase orgánica proporcionada por este catión interlaminar. 4.- Para los herbicidas estudiados, el alperujo fresco mostró una capacidad adsorbente más elevada que el alperujo compostado, lo que se atribuyó al mayor contenido en materia orgánica y mayor acidez del alperujo no compostado. Los coeficientes de adsorción de los herbicidas normalizados al contenido en carbono orgánico (Koc) de los alperujos estuvieron de acuerdo con valores recabados de la bibliografía y revelaron que la eficiencia de la materia orgánica de las organoarcillas como adsorbente de los herbicidas puede llegar a ser varios órdenes de magnitud superior a la de la materia orgánica del alperujo. Para el caso de MCPP y MCPP-P, no se observó enantioselectividad en la adsorción para ninguno de los adsorbentes propuestos. 5.- La adsorción de los herbicidas fluometurón, MCPP y MCPP-P a cuatro suelos con diferentes características dependió de la naturaleza química del plaguicida (neutro o ácido) y del tipo del suelo, de modo que fluometurón se adsorbió más en los suelos con mayor contenido en arcilla y materia orgánica, mientras que MCPP y MCPP-P lo hicieron en muy baja proporción en todos los suelos debido a su carácter aniónico. Para todos los casos, la adición de las organoarcillas seleccionadas y alperujo aumentó la capacidad de adsorción de los suelos, en mayor o menor intensidad dependiendo de la naturaleza y dosis de enmienda, así como de las características del suelo al cual fue aplicada. En general, el rendimiento de las organoarcillas y alperujos como adsorbentes de los herbicidas en presencia de los suelos fue menor que en su ausencia, probablemente como consecuencia de fenómenos de competencia por los sitios de adsorción entre los herbicidas y los componentes solubles del suelo. 6.- La adición de organoarcillas y alperujo modificó el patrón de degradación de los herbicidas fluometurón, MCPP y MCPP-P en los suelos. En todos los casos el alperujo fresco aumentó la persistencia de los herbicidas, mientras V. Conclusiones 273 que el efecto de la adición de las organoarcillas dependió del mecanismo de adsorción organoarcilla-herbicida y su efecto en la disponibilidad del herbicida para ser degradado. En algunos casos, los alperujos afectaron de forma enantioselectiva la degradación de mecoprop en los suelos, revelando posibles efectos de la enmienda en poblaciones microbianas degradadoras específicas. 7.- Los estudios de lixiviación de los herbicidas fluometurón, MCPP y MCPP-P realizados en columnas de suelo en condiciones controladas en el laboratorio pusieron de manifiesto que, a través de la adición de organoarcillas y alperujo, es posible controlar la lixiviación de los herbicidas seleccionando adecuadamente el tipo y dosis de enmienda en función de las características del herbicida y del suelo considerado. En general, las organoarcillas fueron capaces de reducir la lixiviación de los herbicidas aplicadas a dosis muy inferiores a las de alperujo. Los perfiles de lixiviación de los herbicidas en los suelos enmendados estuvieron de acuerdo con los efectos de las enmiendas en los procesos de adsorción-desorción y degradativos. 8.- La adición del catión orgánico espermina a suelos con elevado contenido en esmectitas aumentó la adsorción del herbicida fluometurón, probablemente por la reacción de los cationes orgánicos con las esmectitas formándose “in situ” un complejo órgano-arcilloso con elevada afinidad por el herbicida. El aumento en la adsorción provocó un retraso en la lixiviación del herbicida en columnas de suelo y prolongó la persistencia de fluometurón en el suelo rico en esmectitas. 9.- Los bioensayos realizados en condiciones de laboratorio permitieron establecer dosis óptimas de enmienda para una adecuada eficacia biológica de los herbicidas en los suelos enmendados. También demostraron que en una situación de aporte de agua abundante poco después de la aplicación del herbicida, las enmiendas pueden ser útiles para reducir las pérdidas por V. Conclusiones 274 lixiviación del herbicida y aumentar su eficacia en comparación a la observada en suelos no enmendados. 10.- Los experimentos de campo llevados a cabo con fluometurón y terbutilazina para comprobar los beneficios de la adición de alperujo y organoarcilla a suelos agrícolas, en relación al comportamiento de herbicidas bajo condiciones reales, confirmaron que ambos tipos de enmienda pueden ser útiles con la finalidad de reducir las pérdidas por lixiviación de los herbicidas aplicados al suelo, prolongar el tiempo de residencia de los mismos en la zona radicular y, en consecuencia, aumentar su eficacia. En este sentido, las organoarcillas podrían aplicarse a dosis significativamente menores que el alperujo con un efecto similar. Además, el análisis de las aguas de escorrentía procedentes de parcelas tratadas y sin tratar con organoarcilla y alperujo reveló la capacidad del alperujo para reducir las pérdidas por escorrentía de los herbicidas aplicados, al contrario que la organoarcilla, que tuvo un efecto adverso potenciando el arrastre superficial. Este resultado sugiere que a la hora de emplear organoarcillas como enmiendas para modular el comportamiento de herbicidas en suelos agrícolas, podría ser recomendable el empleo de prácticas complementarias de control del arrastre superficial. Como conclusión general podemos decir que las montmorillonitas modificadas con cationes orgánicos u organoarcillas, pueden ser útiles para ser usadas como enmiendas agrícolas para reducir la elevada movilidad de herbicidas utilizados en cultivos andaluces, pudiendo llegar a ser incluso más efectivas que enmiendas tradicionalmente utilizadas como son los residuos de almazara. Acompañadas de otras medidas para el control de la erosión, estos adsorbentes podrían contribuir a disminuir las pérdidas por transporte de los herbicidas aplicados a cultivos andaluces, lo que por una parte reduciría el riesgo de contaminación de las aguas y por otra permitiría disminuir las cantidades de materia activa necesarias para un control adecuado de malas hierbas. VI. BIBLIOGRAFÍA VI. Bibliografía 277 Aggelides, S.M., P.A. Londra. 2000. Effects of compost produced from town wastes and sewage sludge on the physical properties of a loamy and a clay soil. Bioresour. Technol. 71, 253-259. Aichberger, H., A.P. Loibner, R. Celis, R. Braun, F. Ottner, H. Rost. 2006. Assessment of factors governing biodegradability of PAHs in three soils aged under field conditions. Soil Sediment Contam. 15:73-85 AEPLA. 2011. Asociación Empresarial para la protección de las plantas. AEPLA. Memoria Anual 2011. http://www.aepla.es/files/Memoria_AEPLA_2011.pdf Aguer, J.P., M.C. Hermosín, M.J. 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