Aplicación de enmiendas orgánicas y biochars derivados de la industria oleícola en el cultivo del arroz: influencia en la dinámica de plaguicidas y en propiedades agronómicas

Aplicación de enmiendas orgánicas y biochars derivados de la industria oleícola en el cultivo del arroz: influencia en la dinámica de plaguicidas y en propiedades agronómicas. Directoras Dra. Dña. Lucía Cox Meana Dra. Dña. M.C. Hermosín Gaviño Investigador Científico CSIC Profesora de Investigación CSIC Tutora Dra. Dña. Elena Fernández Boy Profesora titular Univ. Sevilla Memoria presentada por Manuel García – Jaramillo Rodríguez Para optar al título de Doctor por la Universidad de Sevilla. ÍNDICE RESUMEN 7 SUMMARY 8 CAPÍTULO I I.1. INTRODUCCIÓN GENERAL I.1.1. Uso de plaguicidas en el cultivo del arroz en el sur de España. 11 I.1.1.1. El arroz en Andalucía. I.1.1.2. Tratamientos aplicados al cultivo del arroz. I.1.2. Dinámica de los plaguicidas en el suelo. 14 I.1.2.1. Procesos de adsorción – desorción. I.1.2.2. Lixiviación. I.1.2.3. Escorrentía. I.1.2.4. Otros procesos de transporte. I.1.2.5. Procesos de transformación o degradación. I.1.3. Estructura y porosidad del suelo. 30 I.1.3.1. Generalidades. I.1.3.2. La estructura de los coloides organominerales. I.1.3.3. Porosidad de sólidos: adsorción física de gases y porosimetría de mercurio. I.1.3.4. Estudio de la porosidad. I.1.3.5. Cambios en la porosidad de suelos enmendados. I.1.4. La materia orgánica del suelo. 34 I.1.4.1. La fracción orgánica. I.1.4.2. Materia orgánica soluble (MOS). Concepto y clasificaciones. I.1.4.3. Obtención de la MOS para su estudio. I.1.4.4. Cuantificación y caracterización de la MOS. I.1.5. Enmiendas orgánicas. 39 I.1.5.1. Tipos de enmiendas orgánicas. I.1.5.2. Alperujo y compost de alperujo. I.1.5.3. Interacción de la MOS del suelo con la de las enmiendas orgánicas. I.1.5.4. Influencia en la dinámica de plaguicidas. I.1.6. Biochars y su empleo en el manejo ambiental. 42 I.1.6.1. Origen y evolución en su estudio y aplicación. I.1.6.2. Principales aplicaciones y ventajas derivadas de su producción y aplicación. I.2. JUSTIFICACIÓN DE LA INVESTIGACIÓN 47 I.3. OBJETIVOS GENERALES Y ESPECÍFICOS DE LA TESIS 48 CAPÍTULO II Effects of soil organic amendments on the behavior of bentazone and tricyclazole. (Published in Science of the Total Environment). 53 CAPÍTULO III Effects of azimsulfuron on soil functions under oxic and anoxic conditions as affected by amendment with green waste compost. (Manuscript in preparation). 73 CAPÍTULO IV Effects of alperujo compost on soil properties, rice growth, microbial diversity and tricyclazole dissipation under paddy field conditions. (Submitted to Agriculture, Ecosystems and Environment). 93 CAPÍTULO V Characterization and selection of biochar for an efficient retention of tricyclazole in a flooded alluvial paddy soil. (Published in Journal of Hazardous Materials). 113 CAPÍTULO VI Effects of biochar addition on the sorption of azimsulfuron and penoxsulam in paddy soils. 135 (Manuscript in preparation). CAPÍTULO VII VII.1. DISCUSIÓN GENERAL 155 VII.1.1. Efectos agronómicos del compost de alperujo bajo condiciones de inundación. VII.1.2. Efecto sobre la dinámica de plaguicidas en cultivos de arroz. VII.1.3. Idoneidad de la enmienda con compost de alperujo o biochars producidos a partir del mismo en suelos dedicados al cultivo de arroz. VII.2. CONCLUSIONES 163 VII.3. CONCLUSIONS 165 VII.4. REFERENCIAS 167 Agradecimientos 201 RESUMEN La presencia de plaguicidas procedentes de cultivos en aguas subterráneas y superficiales es hoy día un hecho constatado y de creciente preocupación. El riesgo de contaminación se agrava cuando el empleo de plaguicidas es continuado y más aún cuando se trata de zonas de monocultivos en los que se aplica inundación, como es el caso del arroz. El uso de productos fitosanitarios en el cultivo de arroz supone un escenario de alto riesgo, que da lugar a numerosos episodios de contaminación de aguas con los problemas que esto conlleva para la salud pública y el medio ambiente. Numerosos estudios ponen de manifiesto las ventajas del uso de enmiendas orgánicas para evitar pérdidas de herbicidas por escorrentía o por lixiviación. La aplicación de enmiendas supone un aumento considerable del contenido en materia orgánica del suelo, favoreciendo en muchos casos la adsorción de plaguicidas y de metabolitos derivados de la degradación parcial del mismo. Entre los residuos sólidos empleados como enmiendas orgánicas, los procedentes de almazara han sido previamente aplicados al olivar obteniéndose resultados muy positivos. Sin embargo, existen pocos estudios sobre su posible aplicación a cultivos de arroz. El objetivo de este trabajo ha sido evaluar el efecto que la adición al suelo de residuos orgánicos derivados de la industria oleícola, compostados y/o tras un proceso de pirolisis (obtención de biochar), ejerce en la dinámica de diferentes plaguicidas utilizados en el cultivo del arroz bajo condiciones de inundación. Asimismo, se ha estudiado el efecto de dichas enmiendas sobre las propiedades edáficas y sobre el rendimiento del cultivo. Con tal fin, se realizaron ensayos en condiciones controladas de laboratorio así como en condiciones reales de campo. Entre los resultados más relevantes de este proyecto, podemos destacar el efecto positivo observado de la enmienda con compost de alperujo sobre el aparato fotosintético de las plantas de arroz, el cual se tradujo en un aumento significativo de la producción. En cuanto a la caracterización y selección de enmiendas para su aplicación en cultivos de arroz, se comprobó que uno de los factores más influyentes en la retención de los plaguicidas aplicados es el área superficial específica que muestren dichas enmiendas así como su materia orgánica soluble. La producción de biochars a partir del compost de alperujo permitió un aumento muy significativo de dicha superficie específica, el cual se tradujo en una mayor retención de algunos de los plaguicidas estudiados, como es el caso del fungicida triciclazol y de los herbicidas azimsulfuron y penoxsulam. A su vez, pudimos establecer relaciones entre el comportamiento de dichos compuestos en el suelo y las características de la materia orgánica soluble procedente de las enmiendas aplicadas, así como con la propia composición mineral de los suelos estudiados. De ese modo, se han obtenido una serie de conclusiones para cada uno de los compuestos estudiados bajo condiciones de inundación, pudiéndose establecer un uso recomendado de cada uno de los plaguicidas y enmiendas estudiadas. SUMMARY The presence of pesticides in ground and surface waters is now a fact and a problem of growing concern. The risk of contamination increases when pesticides are used continually and even more when it comes from monocultures implementing flood, such as paddy. The use of pesticides in rice farming is a high risk scenario, resulting in numerous episodes of contamination with all the problems that involve in public health and in the environment. At the same time, some studies have shown the benefits of using organic amendments to prevent losses of herbicides from runoff or leaching. The application of amendments represents a significant increase in organic matter content of soils, increasing in many cases the adsorption of the pesticides and the metabolites derived from them. In our group, different types of solid wastes as soil amendments have been previously studied. Those from the olive oil mill-waste have been applied to olive grove with very good results. However, there are few studies on its application to rice fields under flooded conditions. The aim of this study was to evaluate the effect of amending with organic residues, composted and/or after a pyrolysis process (biochar making), on the dynamic of several pesticides widely used in rice crops under flooded conditions. As well, we tried to evaluate the effect of these organic amendments on soil properties and over rice productivity. These objectives included assays in controlled laboratory conditions and in paddy field conditions. Among the main results obtained, we can emphasize the positive effect of alperujo compost on the photosynthesis rate of Oryza sativa plants. This increment also produced an increase in the yield rate of these plants. About the characterization and selection of amendments for its application in rice crops under flooded conditions, we observed that one of the main factors involved in the retention of pesticides is the specific surface area of the amendment and its content of dissolved organic matter. The production of biochars from alperujo compost resulted in an increase of the specific surface area, enhancing the adsorption of some of the studied pesticides in amended soils, as it is the case of the fungicide tricyclazole and the herbicides azimsulfuron and penoxsulam. Additionally, we established a connection of the behavior of these compounds in the soil with the molecular characteristics of the dissolved organic matter from the amendments, and the mineral composition of the studied soils. Therefore, we obtained some conclusions for the studied compounds under flooded conditions, and we proposed a recommended use for each pesticide and amendment studied under these conditions. CAPÍTULO I Las interacciones entre adsorbente y adsorbato pueden ser interacciones químicas y/o físicas entre las que podemos citar: fuerzas de van der Waals, enlace de hidrógeno, transferencia de carga, enlace iónico, cambio de ligando e interacciones hidrofóbicas. En el proceso de adsorción de una molécula pueden intervenir varios tipos de interacciones, de tal manera que el resultado final es la suma de todas ellas. Cada una puede intervenir en una proporción diferente dependiendo de las características del suelo y de la molécula. La adsorción es uno de los procesos más importantes de todos los que se pueden dar en el suelo porque va a determinar la cantidad de sustancia que queda libre y sobre la que van a actuar los demás procesos. Según Calvet (1989), la adsorción es el proceso clave que controla el transporte, la transformación química y los procesos biológicos que se van a dar sobre los compuestos orgánicos. La desorción, como hemos dicho, es el paso del adsorbato del estado adsorbido a la fase líquida o gaseosa. La desorción puede ser total, en cuyo caso se habla de adsorción reversible (Wauchope et al., 1985), o parcial, cuando una parte del adsorbato se une de manera irreversible (Cox et al., 1995). La irreversibilidad o histéresis es un fenómeno importante, ya que determina en gran medida la biodisponibilidad del plaguicida en el suelo (Wauchope et al., 2002). Algunas de las causas de la histéresis son: - Formación de enlaces irreversibles. - No se alcanza equilibrio. - Se eliminan partículas sólidas durante la desorción. - Cambios del pH durante la desorción. - Degradación del compuesto. - Cristalización del compuesto. Medidas de adsorción – desorción: isotermas. Los procesos de adsorción y desorción de moléculas sobre la superficie de un sólido, son dinámicos e intrínsecamente relacionados, teniendo lugar de manera continuada a lo largo del tiempo, donde las moléculas orgánicas se adsorben y desorben, alcanzando un estado final denominado equilibrio dinámico de la adsorción. La forma más sencilla de expresar el equilibrio de adsorción de un compuesto orgánico es: ⇋ Donde Ce corresponde a la concentración del soluto en disolución y Cs a la cantidad de soluto adsorbida por unidad de masa del sólido. La caracterización y cuantificación del proceso de adsorción requiere información relativa a la naturaleza y estado del equilibrio termodinámico que conduce a dicho proceso. Como se ha dicho anteriormente, este equilibrio se manifiesta como la distribución final del plaguicida entre la fase sólida o estado adsorbido (Cs) y la fase acuosa o estado disuelto (Ce). La relación que describe al equilibrio en unas condiciones determinadas de temperatura, pH, etc., es lo que se conoce con el nombre de isoterma de adsorción. Según Giles et al. (1960), la mayoría de las isotermas de adsorción de compuestos orgánicos se ajustan a alguno de los cuatro tipos siguientes (Figura I.2.): 1. Isoterma tipo S: se pueden observar dos partes. La primera, de baja pendiente, que refleja la competencia entre las moléculas de soluto con las del disolvente, y una segunda parte, de alta pendiente, que refleja atracción entre las moléculas de soluto adsorbidas y las que siguen en la disolución, favoreciendo su adsorción. 2. Isoterma tipo L: la alta pendiente inicial refleja gran afinidad del soluto por el adsorbente y una mínima competencia entre las moléculas de disolvente y las de soluto por los sitios de adsorción. La disminución de la pendiente en la última parte de la curva indica la saturación de los sitios de adsorción. 3. Isotermas tipo H: son un caso especial de las tipo L. Indican una afinidad muy alta entre el soluto y el adsorbente, de forma que la adsorción es total incluso a concentraciones muy bajas de soluto. 4. Isotermas tipo C: la cantidad adsorbida es directamente proporcional a la cantidad de soluto que hay en disolución. Al ser el tipo de curva que se obtiene en el reparto de un soluto entre dos disolventes inmiscibles, algunos autores (Chiou et al., 1979; Rutherford et al., 1992) utilizan el término “partición” o “reparto del soluto” entre el adsorbente y la disolución para referirse a este tipo de isotermas. Cs S L H C Ce Figura I.2. Tipos de isotermas de adsorción según la clasificación de Giles et al., (1960) fruto de representar Cs en función de Ce. Para representar numéricamente las isotermas de adsorción de compuestos orgánicos a suelos y sus componentes, las isotermas suelen ajustarse a ecuaciones matemáticas o modelos de adsorción. Entre ellas destaca la Ecuación de Freundlich, muy usada para el estudio de parámetros de adsorción en sistemas heterogéneos como suelos. Ecuación de Freundlich: Cs = Kf · CeNf O, en su expresión logarítmica: Log Cs = Log Kf + Nf · Log Ce Donde:  Cs: Concentración de soluto adsorbido.  Ce: Concentración de soluto en la disolución una vez alcanzado el equilibrio.  Kf: Constante que coincide con la cantidad de soluto adsorbido cuando la concentración en la disolución de equilibrio es 1.  Nf: Constante relacionada con la forma de la isoterma. Nf = 1 Tipo C Nf < 1 Tipo L Nf > 1 Tipo S A menudo se supone que Cs depende linealmente de Ce, obteniéndose así el coeficiente de distribución o constante de equilibrio, Kd, que se define: Kd = Cs / Ce 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. Sin embargo, es habitual encontrar 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 dependerá de la concentración a la que se trabaje. También podemos calcular el coeficiente de histéresis (H = Nf des / Nf ads), a partir de las constantes Nf de la desorción y de la adsorción, que representa la irreversibilidad del proceso de adsorción (Barriuso et al., 1994). Valores de H cercanos a cero indican que no se produce desorción del compuesto. Valores cercanos a 1 representan un escenario en el que el compuesto se desorbe en su totalidad. Factores que influyen en la adsorción-desorción. Los principales factores que afectan a la adsorción de compuestos orgánicos al suelo, pueden dividirse en 4 grupos: los relativos al suelo, los que dependen del adsorbato, los relativos a la disolución del suelo y otros. a) Relacionados con la composición coloidal del suelo. Los componentes coloidales del suelo, entendidos como aquellos con un tamaño de partícula inferior a 2 µm, son por su elevada superficie específica y reactividad superficial los principales responsables de las interacciones que tienen lugar entre la fase sólida del suelo y compuestos como los plaguicidas. Los componentes coloidales pueden ser orgánicos o inorgánicos.  La fracción coloidal orgánica se puede dividir en sustancias no húmicas y sustancias húmicas. Las sustancias no húmicas están formadas por glúcidos, proteínas, lípidos, ácidos orgánicos y otros compuestos de bajo peso molecular procedentes de restos animales y vegetales. Son atacados y degradados fácilmente por microorganismos (Schnitzer y Khan, 1972), formando los constituyentes de las sustancias húmicas. Las sustancias húmicas o humus, formadas a partir de las no húmicas por procesos de biodegradación y síntesis, son mucho más estables y se caracterizan por tener una estructura química compleja y amorfa, carácter ácido, color oscuro y elevado peso molecular (Aiken et al., 1985). Se considera que están formadas por un esqueleto fundamentalmente aromático, a base de heterociclos nitrogenados, quinonas, fenoles y ácidos benzoicos, con cadenas alifáticas laterales. Las sustancias húmicas presentan grupos funcionales muy numerosos y variados: carboxílicos, carbonilos, hidroxilos, tioles, aminos, sulfónicos, etc. Se distinguen tres grupos de sustancias húmicas atendiendo a sus solubilidades en distintos extractantes (Schnitzer y Khan, 1972): - Ácidos húmicos: solubles en medio alcalino e insolubles en medio ácido. - Ácidos fúlvicos: solubles en medio ácido y alcalino. - Huminas: fracción insoluble a cualquier pH. Estructuralmente, los ácidos húmicos y los ácidos fúlvicos son muy similares, diferenciándose sólo en el peso molecular y en el contenido en grupos funcionales. La carga de las sustancias húmicas es variable dependiendo del pH. Normalmente las sustancias húmicas tienen carga negativa debido a la disociación de los grupos funcionales de carácter ácido como los grupos carboxílicos y fenólicos, lo que les confiere capacidad de intercambio catiónico (CIC). Sin embargo, en suelos muy ácidos pueden tener carga positiva, adsorbiendo en ese caso sustancias de carácter aniónico. En medio acuoso, las sustancias húmicas adoptan una estructura esférica, resguardando en el interior las partes hidrófobas y presentando hacia el exterior las partes hidrófilas (Oades et al., 1989). Los compuestos orgánicos apolares interaccionan fundamentalmente con las regiones hidrofóbicas de la materia orgánica del suelo, de forma que la adsorción es menor al aumentar el contenido en grupos funcionales polares (Rutherford et al., 1992). Por el contrario, las regiones hidrofílicas contribuyen a la retención de solutos polares. La saturación en agua de la materia orgánica del suelo aumenta, por tanto, su compatibilidad con los solutos polares (Negre et al., 2001).  La fracción coloidal inorgánica está compuesta fundamentalmente por silicatos laminares o filosilicatos y por óxidos, hidróxidos y oxihidróxidos de distintos metales, fundamentalmente de hierro y aluminio. Tradicionalmente, el término “arcilla” se ha usado para referirse al material inorgánico de tamaño inferior a 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 del suelo de tamaño menor a 2 µm. Estas definiciones han sido objeto de diversas matizaciones (Guggenheim and Martin, 1995). Los silicatos laminares están formados por diferentes láminas apiladas; cada una de estas láminas está compuesta a su vez por capas de unidades tetraédricas Si-O y unidades octaédricas Al-(O-OH) o Mg-(O-OH). Según se dispongan estas capas dentro de las láminas existen distintos tipos de filosilicatos: Minerales tipo 1:1. Se condensan una capa tetraédrica con una octaédrica para constituir la lámina. Las láminas se unen mediante puentes de hidrógeno O-OH. Este tipo de mineral puede ser neutro o tener una pequeña carga negativa consecuencia de sustituciones isomórficas, que se producen al ser sustituido el Si4+ por un átomo de similar tamaño pero de carga menor, como el Al3+ o el Fe3+. Dentro de este grupo podemos nombrar a las caolinitas y a las serpentinas. Minerales tipo 2:1. La estructura básica está formada por una capa octaédrica entre dos capas tetraédricas. Las láminas se mantienen unidas por fuerzas de van der Waals entre átomos de oxígeno de capas adyacentes. En los minerales 2:1 son más frecuentes las sustituciones isomórficas, lo que origina una carga negativa permanente que se compensa con los llamados cationes interlaminares. Éstos proporcionan al filosilicato una de sus propiedades más importantes, su capacidad de intercambio catiónico (CIC), es decir, la posibilidad de sustituir los cationes que se encuentran compensando la carga negativa por otros presentes en la disolución del suelo. Dependiendo de donde se produzca la sustitución isomórfica (capa tetraédrica u octaédrica) y de los tipos de cationes interlaminares presentes, se originará una especie mineral u otra. Dentro de este tipo, podemos distinguir los grupos de la pirofilita-talco, esmectitas, vermiculitas, illitas y micas. De todas ellas, las esmectitas son las que presentan mayor poder adsorbente de pesticidas, principalmente los polares catiónicos, dada su alta capacidad de intercambio catiónico y la gran accesibilidad de su espacio interlaminar (Cornejo et al., 2008). Dentro de la fracción coloidal inorgánica están también los óxidos metálicos, importantes por su alta superficie específica y alta reactividad superficial. La carga superficial es variable y depende del pH, por lo que pueden fijar tanto cationes como aniones. A pHs habituales en suelos la carga superficial es positiva, tendiendo a fijar aniones. La capacidad de adsorción de los óxidos puede verse atenuada por su unión a los filosilicatos y a las sustancias húmicas, pasando a tener una gran importancia en la adsorción la asociación entre los componentes individuales del suelo (Celis et al., 1999a,b). Excepto en el caso de solutos muy polares o suelos con bajos contenidos en materia orgánica, se considera que los coloides orgánicos del suelo juegan un papel prioritario en los procesos de adsorción. Es frecuente obtener una correlación bastante alta y positiva entre la adsorción de compuestos orgánicos y el contenido en materia orgánica, lo cual, según Chiou et al. (1985), es una consecuencia de la alta afinidad de las moléculas de agua por las superficies minerales, que quedan por tanto excluidas para la adsorción de compuestos orgánicos. No obstante y en suelos con bajo contenido en materia orgánica, como es frecuente en nuestro país y en toda la cuenca del Mediterráneo, la fracción mineral adquiere una mayor relevancia sobre todo en cuando se trata de compuestos polares (Hermosín et al. 2000). b) Relacionados con la naturaleza del adsorbato. Un factor fundamental en la adsorción de los plaguicidas en el suelo es la propia naturaleza química de la molécula. Las características físico-químicas del plaguicida pueden revelar su comportamiento en la adsorción. Entre las características más relevantes destacan la estructura, carga y tamaño molecular, además de su solubilidad en agua. Con respecto a la estructura molecular, Gramatica y Di Guardo (2002) propusieron una aproximación que permite una rápida predeterminación y monitorización de la distribución medioambiental de los plaguicidas, conociendo únicamente la estructura molecular de los mismos. Entre las características físico-químicas, destacamos: Grupos funcionales: la presencia de determinados grupos funcionales puede aumentar la afinidad del contaminante por la superficie del suelo. También pueden jugar un papel importante los grupos funcionales que no intervienen directamente en la interacción, ya que pueden influir en la polaridad, capacidad donadora o aceptora de electrones o impedir estéricamente la unión. Carga molecular: en general, podemos decir que los contaminantes aniónicos son atraídos por superficies con carga positiva, como la de los óxidos metálicos, mientras que son repelidos por las cargas negativas de los filosilicatos y las sustancias húmicas. Esto provoca que los compuestos aniónicos, como pueden ser las moléculas con carácter ácido ionizadas, tengan una baja adsorción a suelos y, por tanto, una alta movilidad. Por el contrario, los contaminantes catiónicos son atraídos por las superficies con carga negativa. En el caso de las sustancias ionizables, que tendrán distinta carga dependiendo de su pKa o pKb y el pH de la disolución del suelo, la adsorción dependerá de estos parámetros. Los compuestos no iónicos con una determinada polaridad o polarizables son fijados por interacciones dipolo-dipolo con los coloides del suelo. Los compuestos no iónicos de baja polaridad son atraídos por los componentes del suelo mediante interacciones hidrofóbicas. Tamaño molecular: puede jugar un doble papel en las interacciones. Una molécula voluminosa puede favorecer la unión por un aumento de la superficie de contacto entre ambos. Por otro lado, dicha característica puede impedir su adsorción en los microporos. Solubilidad en agua: el efecto de la solubilidad sobre la adsorción puede ser variable, e incluso contradictorio. El tamaño molecular del plaguicida y su solubilidad son propiedades muy relacionadas entre sí, influyendo ambas en la magnitud del proceso de adsorción. Así, un mayor tamaño molecular disminuye la solubilidad en agua, afectando a la adsorción de manera variable. Según Chiou y Kile (1994) existe una relación inversa entre la solubilidad en agua de un compuesto orgánico y su adsorción a la materia orgánica del suelo, pero esta relación variará considerablemente según la polaridad del compuesto. En el caso de que se considere la adsorción por los componentes minerales, se da la relación inversa; cuanto más polar y más soluble sea el plaguicida, más se adsorberá. c) Relacionados con las características de la disolución del suelo. El pH del suelo tiene una importancia especial en la adsorción de especies ionizables, ya que determina la carga superficial de los componentes con carga variable del suelo así como la forma que según su naturaleza química, presenta la molécula de plaguicida. La composición de la disolución del suelo influye en gran medida en la adsorción de iones orgánicos. También puede influir en la solubilidad del plaguicida (Clay et al., 1988), afectando por tanto indirectamente a la adsorción. La mayor adsorción de las bases orgánicas suele tener lugar en el rango de pH correspondiente al pKa de las mismas (Thomsen et al., 1999). La fuerza iónica de la disolución del suelo es un factor a tener en cuenta para moléculas iónicas, ya que al aumentar la fuerza iónica disminuye la adsorción por un fenómeno de competencia. Para moléculas neutras el comportamiento es variable y no existe una tendencia general. d) Otros factores. En este apartado consideraremos factores como la temperatura, la humedad o el tiempo de residencia. En general, al aumentar la temperatura disminuye la adsorción (por tratarse de un proceso exotérmico) y aumenta la desorción (fenómeno endotérmico). Por otro lado, generalmente la adsorción de compuestos orgánicos aumenta al disminuir la humedad del suelo, lo cual puede atribuirse a las interacciones hidrofóbicas que se producen entre éstos y las moléculas de agua (Calvet, 1989). En cuanto al tiempo de residencia, al aumentar el tiempo de contacto entre el contaminante orgánico y el suelo, pueden ocuparse sitios de adsorción de difícil acceso o elevada energía de activación (Cox et al., 1998). I.1.2.2. Lixiviación. La lixiviación es el transporte de un compuesto a lo largo del perfil del suelo debido a la influencia del agua de lluvia o riego. Este movimiento vertical incide tanto en la efectividad biológica del plaguicida como en la contaminación de aguas subterráneas. El riesgo de contaminación de acuíferos por lixiviación está determinado fundamentalmente por el balance entre la velocidad de transporte a través del suelo y su adsorción y degradación a lo largo del perfil del suelo. Cuanto mayor adsorción y degradación, menor riesgo de contaminación (Bowman, 1989). En cultivos de arroz bajo condiciones de inundación, la lixiviación es una de las principales causas de disipación de los plaguicidas aplicados (Sudo et al., 2012). Los principales factores que afectan a la lixiviación de plaguicidas en suelos son: la adsorción por los coloides del suelo, las características físico-químicas del contaminante, las características del suelo y la intensidad y frecuencia del agua de lluvia o riego. A continuación estudiaremos detalladamente estos factores.  Adsorción por los coloides del suelo: al aumentar la adsorción a los coloides del suelo, disminuye la movilidad y, por tanto, la lixiviación de ciertos plaguicidas (Cox et al., 2000a). La materia orgánica es el factor más relevante en la retención de sustancias no polares, pudiéndose estimar la adsorción en función del compuesto y el contenido en materia orgánica del suelo (Green y Karickhoff, 1990). Así por ejemplo, el índice GUS (Gustafson, 1989) se basa en el valor de Koc y en el tiempo de vida media (t1/2) de un compuesto para calcular la probabilidad de lixiviación de un compuesto. Índice GUS = log (t1/2) · [4 - log (Koc)] Valores del índice superiores a 2.8 indican un riesgo alto de lixiviación, mientras que valores inferiores a 1.8 indican riesgo bajo. La mayoría de los contaminantes catiónicos tienen tendencia a ser fuertemente retenidos por los elementos del suelo por mecanismos como el intercambio catiónico y no suelen ser encontrados en altas concentraciones en aguas subterráneas. Por el contrario, los contaminantes aniónicos o con características ácidas, como los ácidos aromáticos, aunque tienen cierta tendencia a ser retenidos por algunos componentes del suelo (filosilicatos y óxidos metálicos), presentan una gran movilidad y pueden ser encontrados en altas concentraciones en aguas subterráneas (Tanji y Valoppi, 1989). Existe un caso especial que es el de transporte facilitado. A veces, la movilización de los coloides del suelo con plaguicida adsorbido a ellos puede originar un transporte facilitado que acelere el proceso de lixiviación. Este tipo de transporte cobra más importancia si las partículas coloidales en suspensión son muy abundantes, los compuestos son fuertemente adsorbidos a los coloides y en compuestos con baja solubilidad en agua (Cox et al., 2000b; Li et al., 2005).  Características físico-químicas del contaminante: principalmente aquellas que determinan el grado de retención por los coloides del suelo, como la solubilidad en agua, la ionizabilidad, la presión de vapor e hidrofobicidad (Weber et al., 1980). Los compuestos catiónicos son, en general, poco móviles debido a los fuertes enlaces iónicos que forman con el complejo de cambio catiónico de los coloides. Los compuestos muy solubles en agua suelen tener una alta movilidad al ser débilmente adsorbidos. La movilidad de compuestos con carácter ácido/base depende de su pKa y del pH del suelo, ya que va a determinar la relación entre la forma ionizada y la forma neutra del compuesto (Dubus et al., 2001). Las sustancias básicas, en general, tienen una baja movilidad; las ácidas, a pH habituales en suelos suelen tener una alta movilidad.  Características del suelo: el contenido en materia orgánica, en óxidos metálicos, el pH o el contenido en arcillas son decisivos en la adsorción de los compuestos orgánicos al suelo y, por tanto, van a determinar su capacidad para lixiviar. Otra de las características más importantes del suelo que influye sobre la lixiviación es la presencia de macroporos. Éstos pueden dar lugar a un mecanismo de flujo preferencial. Por este mecanismo el soluto puede percolar a través del suelo de una manera rápida y sin apenas interaccionar con el suelo, permitiendo la llegada a aguas subterráneas de contaminantes poco solubles. A este tipo de transporte se le denomina hidrodinámico, y carece de procesos de difusión.  Aporte de agua: la intensidad y frecuencia del agua, de lluvia o riego, va a tener una gran influencia en la lixiviación de plaguicidas. Las lluvias poco después de la aplicación de un plaguicida tienen una gran influencia en la cantidad de plaguicida lavado, ya que la retención aumenta progresivamente con el tiempo de residencia (Wauchope, 1978; Cox et al., 1998). En el caso de las prácticas tradicionales, el suelo de cultivo de arroz está la mayor parte del tiempo inundado. Dicha práctica influye sobremanera en el movimiento vertical de plaguicidas en el suelo. I.1.2.3. Escorrentía. El proceso de escorrentía o de precipitación en superficie tiene lugar cuando la tasa de precipitación o riego superan la tasa de infiltración de agua en el suelo. Según Wauchope (1978), las pérdidas de plaguicidas por escorrentía tienen lugar en disolución, para plaguicidas muy solubles en agua, o con el plaguicida adsorbido a los coloides del suelo para plaguicidas poco solubles. En el caso del arroz, los cultivos se realizan en parcelas con pendiente prácticamente nula y el suelo se encuentra permanentemente inundado o a capacidad de campo. Por ello, la escorrentía y los fenómenos asociados de erosión y pérdida de suelo son poco acusados. Sin embargo, el sistema de riego empleado en Andalucía y otras regiones es el de inundación con circulación casi continua de agua a lo largo de todo el ciclo vegetativo, mediante una red de distribución y desagüe, que puede “facilitar” de forma considerable la pérdida de plaguicidas disueltos en el agua. La presencia de plaguicidas procedentes de cultivos en aguas superficiales es un hecho que se ha puesto de manifiesto en diversos estudios (Carabias-Martínez et al., 2003; Hildebrandt et al., 2008; Hermosín et al. 2013). Podemos destacar también la monitorización de plaguicidas polares y semi-polares llevada a cabo por Kuster et al., (2008) en el delta del río Ebro, donde las concentraciones más altas se registraron en el mes de Julio, durante la principal estación de crecimiento del cultivo de arroz. I.1.2.4. Otros procesos de transporte.  Volatilización: consiste en el paso del plaguicida a fase gaseosa, a través de la cual puede ser transportado a puntos muy alejados del lugar de aplicación. Este proceso afecta en mayor medida al plaguicida que permanece en la superficie del suelo o de las plantas, como sería el caso del triciclazol tras su fumigación, y en menor proporción al plaguicida disuelto en la disolución del suelo (Thomas, 1982). El paso de compuestos a la atmósfera está influenciado directamente por factores meteorológicos entre los que podemos destacar las precipitaciones, la temperatura, presión atmosférica, etc.  Difusión: la difusión es el fenómeno por el cual un contaminante se desplaza de un punto a otro dentro de una misma fase en el suelo o agua. Según la ley de Fick, la densidad de corriente de partícula es proporcional al gradiente de comprender como tienen lugar los procesos de asociación de los diferentes constituyentes del suelo. En este sentido, la aplicación de la geometría fractal permite una descripción de la estructura microporosa de los agregados del suelo por un parámetro simple como es la dimensión fractal de la superficie (Celis et al., 1996). I.1.3.4. Estudio de la Porosidad. Como ha sido arriba mencionado, los tamaños de poro del suelo suelen dividirse en macro, meso y microporos. Los primeros son de notables dimensiones, y están generalmente llenos de aire. El agua los atraviesa rápidamente, impulsada por la fuerza de la gravedad. Los últimos, en cambio, están ocupados en gran parte por agua retenida por las fuerzas capilares. Los terrenos arenosos son ricos en macroporos, permitiendo un rápido pasaje de agua, y con una muy baja capacidad de retenerla. Los suelos arcillosos, son ricos en microporos, y pueden manifestar una escasa aireación, y una elevada capacidad de retención de agua. La porosidad puede ser expresada con la relación: Donde: • P = porosidad; • Ve = volumen de espacios vacíos u ocupados por gases o líquidos; • V = volumen total de la muestra, comprendiendo sólidos, líquidos y gases. I.1.3.5. Cambios en la porosidad de suelos enmendados. Se ha comprobado en diversos estudios que la adición de enmiendas orgánicas, como es el caso del compost de alperujo, influye sobre las propiedades físico-químicas de los suelos. En general los cambios observados dependen tanto de la enmienda aplicada como del tipo de suelo, siendo los elementos más relevantes tanto la MOS, como la naturaleza de los componentes coloidales con los que pueda interaccionar y el aporte de agua que se produzca (en cantidad y frecuencia). Así por ejemplo Cox et al. (1997a) estudiaron los efectos de la enmienda de suelos con un resido orgánico procedente de la producción de aceite de oliva (alpechín) sobre dos herbicidas. Se observó una reducción del volumen de los poros de mayor tamaño, así como un aumento de los poros de tamaños más pequeños. Albarrán et al., (2003) comprobaron que la adición de una enmienda orgánica como el alperujo, provocaba un aumento en el volumen de poros con un radio aproximado de 10 µm. Dicho aumento no conllevó una mayor lixiviación de simazina a través de las columnas de suelo empaquetadas, posiblemente debido al aumento en el contenido en materia orgánica procedente de la enmienda. En un estudio llevado a cabo por Fernandes et al. (2006) también se observó que la adición de alperujo al suelo provocaba un aumento general de la porosidad debido a un aumento del volumen de poros de mayor rango estudiado (10-100 µm). Dicho aumento se atribuyó a una menor interacción con las partículas de suelo que con otros tipos de enmienda, originando con ello poros de mayor tamaño. Lozano-García et al. (2011) comprobaron que tras tres años de ensayo, los suelos enmendados mejoraron significativamente respecto al control en propiedades físico-químicas como el contenido en materia orgánica, la densidad del conjunto del suelo y la porosidad. Estos autores también comprobaron que dicha mejora en las propiedades del suelo conllevaba una mejora de la lixiviación general y una disminución de pérdidas por escorrentía. I.1.4. LA MATERIA ORGÁNICA DEL SUELO. I.1.4.1. La fracción orgánica. La fracción orgánica del suelo está compuesta por organismos vivos y sus restos en mayor o menor grado de descomposición. La materia orgánica es el término reservado para los componentes no vivos de la fracción orgánica del suelo, cuya procedencia puede estar en: • Restos de origen animal. • Resto de origen vegetal:  Hojas, ramas, raíces y residuos vegetales  Restos de microorganismos, bacterias y hongos • Materia orgánica aportada por el hombre en forma de enmiendas orgánicas o compost. Se trata pues de una mezcla heterogénea, compuesta de un gran número de productos resultantes de las transformaciones químicas y microbianas de desechos orgánicos. Esta transformación, conocida en su conjunto como “proceso de humificación”, origina el humus. El grado de transformación de la materia orgánica nos permite hace distinción entre dos grupos mayoritarios: I) material prácticamente inalterado, que incluye desechos frescos y componentes poco transformados de desechos más antiguos. II) productos transformados, o humus, de estructura muy diferente a aquella de la que proceden. Dicho humus constituye la fracción coloidal orgánica de la que ya hablamos al tratar los factores que afectan en el proceso de adsorción-desorción. El patrón de distribución varía de forma espacial: de suelo en suelo y con la profundidad en el perfil del suelo (Zsolnay y Steindl, 1991; Zech et al., 1994; Kalbitz et al., 2000); y temporal (Zsolnay, 2003). A su vez, el contenido en materia orgánica del suelo es diferente según el grado de alteración por la actividad humana (laboreo, abonado, riego y tratamientos), el tipo de cultivo, el grado de mecanización, etc. El continuo laboreo origina un aumento de la mineralización de la materia orgánica y cantidades más o menos grandes son sustraídas del ciclo natural del carbono en forma de cosecha útil para el hombre (Gallardo Lancho, 1982). En la siguiente tabla se recogen los principales componentes del material del que procede la materia orgánica del suelo (Tabla I.4.): COMPONENTES QUÍMICOS DEL MATERIAL ORIGINARIO DE LA MATERIA ORGÁNICA DEL SUELO Hidratos de carbono monosacáridos: pentosas y hexosas oligosacáridos: sacarosa, maltosa polisacáridos: Arabanas, poliurónidos, ... Lignina polímeros derivados del fenilpropano Taninos complejos fenólicos Glucósidos compuestos glucosa + alcohol, fenol o aldehídos Ácidos orgánicos, sales y ésteres ácidos oxálico, cítrico, málico, etc. Lípidos y afines grasas y aceites: ésteres glicéridos ceras: ésteres no glicéridos aceites esenciales: derivados del terpeno Resinas ácidos resínicos Compuestos nitrogenados proteínas, aminoácidos, aminas y bases orgánicas, alcaloides purinas, pirimidinas, ácidos nucleícos Pigmentos clorofilas carotenoides antocianinas Compuestos minerales Aniones y cationes Los principales compartimentos y flujos de la materia orgánica en el suelo pueden resumirse con el siguiente esquema: Figura I.5. Dinámica de la materia orgánica en el suelo. Las características del humus dependerán fundamentalmente de:  Naturaleza de los materiales precursores (MP)  Naturaleza de los agentes biológicos (AB)  Naturaleza del suelo, particularmente de la roca madre (NS)  Agentes climáticos (AC)  Duración del proceso de humificación (H) De ese modo: H = ∫ (MP, AB, NS, AC, H) Los principales factores del suelo que influyen sobre dicha dinámica, son: la temperatura, la humedad, la topografía, el pH, la textura y el contenido en calcio. I.1.4.2. Materia orgánica soluble (MOS). Concepto y clasificaciones. La materia orgánica soluble (MOS) o disuelta es considerada también como la fracción soluble del humus (Zsolnay, 1996). Se trata de la fracción orgánica más móvil del suelo. Una mezcla compleja de material húmico y otras moléculas orgánicas más pequeñas como aminoácidos, carbohidratos, ácidos orgánicos y azúcares (Herbert y Bertsch, 1995). Operacionalmente, podemos definir la MOS como un conjunto de moléculas orgánicas de diferentes estructuras y tamaños, capaces de atravesar un filtro de 0.45 µm de poro (Thurman, 1985; Kalbitz et al., 2000). Se ha comprobado que en sistemas en los que la matriz se encuentra saturada, como es el caso de los sedimentos marinos o los arrozales, objeto éste de nuestro estudio, el destino ecológico y la disponibilidad de la MOS suele estar fuertemente condicionada por su localización en los diferentes tamaños de poro (Zsolnay, 2003). De esta forma, Zsolnay (1996), propuso tres grandes grupos: MOS-I: materia orgánica localizada en los microporos del suelo. Accesible sólo por procesos de difusión. No suele ser degradada ni por procesos abióticos ni por los microorganismos del suelo. Esta MOS tampoco está accesible para las plantas. De forma general, puede decirse que en suelos agrícolas, donde el 30% del agua se encuentra en los poros menores que 0.2 µm, asumiendo que la MOS está uniformemente distribuida, aproximadamente el 30% de la MOS es de tipo I. Para extraerla es necesario ejercer una alta presión, por lo que no se encuentra en los extractos. Sería por tanto, la MOS potencialmente disponible. MOS-III: materia orgánica soluble de los macroporos. Principalmente transportada por procesos de convección. Su destino depende en gran medida del estado hidrológico del suelo. Está totalmente expuesta a todos los mecanismos de degradación biótica y abiótica. Sería la fracción móvil y disponible. Teóricamente, un 20% de la MOS es de tipo III. MOS-II: es la materia orgánica localizada en los mesoporos y tiene atributos entre la MOS-I y la MOS-III. Se encuentra disponible in situ, pero no es móvil. Según Zsolnay, el término MOS, debería reservarse para la materia orgánica soluble que está realmente disuelta in situ. De ese modo, surgen otros términos tales como MOM (materia orgánica móvil), MOEA (materia orgánica extraíble con agua), MOEAC (materia orgánica extraíble con agua caliente), etc. (Zsolnay, 2003). Existen otras muchas clasificaciones basadas en los componentes estructurales del suelo, tal y como se recogen en la revisión llevada a cabo por Bolan et al. (2011) sobre biogeoquímica, dinámica y significado ambiental de la MOS en suelos. De ese modo, los constituyentes de la MOS pueden ser agrupados entre las categorías de “lábiles” y “recalcitrantes” (Marschner and Kalbitz, 2003). La MOS es separada en fracciones en base a su solubilidad, peso molecular y adsorción cromatográfica. I.1.4.3. Obtención de la MOS para su estudio. El estudio de la MOS puede ser abordado básicamente desde dos puntos diferentes. El primero de ellos consistiría en el estudio de la MOS en su estado natural. El segundo sería aquel que trata de aislar la MOS de los componentes minerales del suelo, para poder así fraccionarla y separar los distintos componentes, para poder estudiarlos de forma individual (Hayes, 2006). La combinación de diferentes solventes, tanto acuosos como orgánicos, es la mejor solución a la hora de estudiar la materia orgánica soluble (Hayes, 2006). Entre los disolventes orgánicos más utilizados para extraer la MOS del suelo, se encuentran la formamida y la N-metilformamida. También pueden usarse solventes dipolares apróticos como el N,N-metilformamida (DMF) y especialmente el dimetilsulfóxido (DMSO). Entre los extractantes acuosos más utilizados se encuentra el agua. (Bertsch, 1993). Las características de la disolución (incluyendo el pH, la fuerza iónica y el anión dominante), así como las condiciones en que se realice la extracción (duración, temperatura), determinarán el tipo y la cantidad de materia orgánica extraída (Reemtsma et al., 1999). Debido a la dificultad para determinar experimentalmente la verdadera MOS en muestras de campo, suele estudiarse en su defecto la materia orgánica total o carbono orgánico total extraíble en agua (Zsolnay y Görlitz, 1994) o solución 0.01 M de cloruro cálcico. Antes de ser cuantificada y caracterizada, la MOS debe ser separada del material no soluble. Para ello pueden emplearse técnicas de filtración o centrifugación. La centrifugación tiene la ventaja de evitar posibles adsorciones al filtro. El tamaño de poro utilizado para la filtración es de 0.45 µm. La MOS es cuantificada según la cantidad de carbono que contiene. Por ello, se entienden la MOS y el carbono orgánico soluble (COS) como una misma entidad. I.1.4.4. Cuantificación y caracterización de la MOS. En la caracterización de la MOS se utilizan diversos métodos analíticos, como la espectroscopía de infrarrojo aplicando transformada de Fourier (González-Vila et al., 1999; Chen et al., 2002), la espectroscoía de resonancia magnética nuclear (Chefetz et al., 1998; Chen et al., 2002; Dai et al., 2002), la espectroscoía de resonancia de spin electrónico (Bayer et al., 2002; Chen et al., 2002), la espectroscoía de UV-visible (Kumada, 1987; Traina et al., 1990; Chen et al., 2002) y la espectroscopía de fluorescencia (Senesi et al., 1991; Spark y Swift, 1994; Ohno, 2002; Chen et al., 2003). El contenido en carbono suele cuantificarse por el método del dicromato en húmedo o por oxidación catalítica seguida de titulación o medición por absorción en infrarrojo del dióxido de carbono liberado. En el proceso de oxidación suelen emplearse la luz UV y/o altas temperaturas. Frecuentemente, la concentración de COS en las muestras es proporcional a la capacidad que tienen de absorber luz UV (Branstetter et al., 1996; Schwarz et al., 2002) o de fluorescencia (Lombardi y Jardim, 1999). I.1.5. ENMIENDAS ORGÁNICAS. I.1.5.1. Tipos de enmiendas orgánicas. Los primeros estudios sobre el efecto de la aplicación de enmiendas orgánicas al comportamiento de plaguicidas se remontan a finales de los años 80 (Azam et al., 1988). Las enmiendas orgánicas aplicadas al suelo pueden ser muy variadas. Entre aquellas que afectan al comportamiento de plaguicidas en suelo, se encuentran: lodos de depuradora (Celis et al., 1998), compost de residuos sólidos urbanos (Cox et al., 2001), restos de paja (Houot et al., 1998), residuos de la industria vinícola (Andrades et al., 2004), bioproductos de la fermentación de maíz, serrín, compost de residuos de jardines, abono de ganado (Moorman et al., 2001), turba (Si et al., 2006), residuos líquidos de almazara (Cox et al., 1997; Fernandes et al., 2006). Más recientemente se han publicado trabajos sobre el uso de residuos sólidos de almazara (alperujo) utilizados como enmiendas orgánicas en suelos (Albarrán et al., 2004; Delgado-Moreno y Peña, 2007a y 2007b; Cabrera et al., 2009). Últimamente ha adquirido un enorme interés el estudio de diferentes tipos de carbón biológico (biochar), obtenido a partir de la carbonización de la biomasa mediante pirolisis (Lehmann y Joseph, 2006; Cabrera et al., 2011), a pesar de que su empleo en suelos ha sido llevado a cabo, como el de otras enmiendas orgánicas, desde muy antiguo. I.1.5.2. Alperujo y compost de alperujo. Recientemente ha aumentado el interés en el uso de residuos sólidos procedentes de almazara, como es el alperujo, para la enmienda de suelos. España es el mayor productor del mundo de aceite de oliva, con una producción de 1.100.000 toneladas por año durante el período 2001-2007 (International Olive Council, 2008). Dicha producción genera enormes cantidades de restos orgánicos. La nueva tecnología de extracción de aceite de oliva consiste en un proceso de 2 fases que genera una parte líquida (aceite de oliva) y una parte residual sólida, conocida como alperujo (Alburquerque et al., 2004 y 2009). Mediante este sistema, se generan aproximadamente 4.000.000 de toneladas al año de este residuo en períodos muy cortos de tiempo, con lo que su eliminación se traduce en un problema técnico, financiero y medioambiental (Rodríguez-Lucena et al., 2010). El alperujo es un residuo muy húmedo, altamente rico en materia orgánica, potasio, nitrógeno, carbonatos solubles, fenoles y grasas (Alburquerque et al., 2004). Estas propiedades le permiten mejorar la estructura del suelo, incrementar el contenido en materia orgánica, enriquecer la población microbiana y, dependiendo del caso, disminuir las pérdidas de plaguicida por lixiviación y escorrentía. A su vez, presenta otras ventajas frente a otros tipos de residuos, como es su bajo contenido en metales pesados y patógenos. Teniendo todo esto en cuenta, el alperujo se presenta como una opción excelente para la enmienda de suelos en Andalucía. Para evitar los posibles efectos fitotóxicos ocasionados por este residuo orgánico suele llevarse a cabo su compostaje de forma previa a la aplicación al suelo. Alburquerque et al. (2006) comprobaron que el compostaje del alperujo producía un incremento en su pH, así como una disminución del ratio C/N, y del contenido en carbono orgánico soluble y ácidos fenólicos (responsables de los posibles efectos fitotóxicos). A su vez, determinaron que el compost de alperujo obtenido presentaba un elevado contenido en potasio y nitrógeno orgánico. I.1.5.3. Interacción de la MOS del suelo con la de las enmiendas orgánicas. Se ha comprobado que el origen de la materia orgánica del suelo condiciona fuertemente el grado de adsorción de la materia orgánica soluble que entra de novo en el sistema. Así por ejemplo, Kaiser et al. (2000) comprobaron que en función del grado de humificación aumentaba o disminuía la adsorción de la materia orgánica soluble procedente de restos forestales. De ese modo, suelos cuya materia orgánica posee un alto contenido en carbonos aromáticos, presentan mayor capacidad de adsorción (Shen et al., 1999). Esto puede ser debido a interacciones hidrofóbicas entre los compuestos aromáticos y la MOS. Kaiser y Zech (1998), demostraron una disminución en la adsorción del carbono orgánico soluble en suelos con un contenido creciente de carbono orgánico disuelto debido al aporte de enmiendas. A su vez, se ha observado una fuerte competencia por los sitios de unión entre las distintas fracciones de la materia orgánica disuelta caracterizadas, tanto en suelos (Kaiser y Zech, 1997) como en materiales presentes en agua de mar (McCarthy et al., 1996). Dicha competencia también implica un intercambio entre la MOS y la materia orgánica unida a la fracción mineral de la matriz del suelo. De forma general, puede asumirse que la interacción entre la materia orgánica presente en el suelo y la MOS que se aporte al mismo, en forma de compost, biochar, o de cualquier otro tipo de enmienda orgánica que se emplee, va a depender de su estructura química y, por tanto, del origen de la misma. I.1.5.4. Influencia en la dinámica de plaguicidas. Existe un interés creciente en conocer la dinámica de las diferentes fracciones de la materia orgánica, ya sea endógena o exógena (procedente de alguna enmienda orgánica), por su interacción con los compuestos de síntesis aplicados al suelo. La adición de enmiendas orgánicas es una práctica recomendada en los suelos agrícolas para mejorar tanto sus propiedades físico-químicas como biológicas. Esta práctica es especialmente importante en la región andaluza que, por lo general, presenta suelos pobres en materia orgánica. Esta característica favorece considerablemente las pérdidas de plaguicidas por escorrentía o lixiviación. En los últimos años, se ha puesto de manifiesto el hecho de que incorporar enmiendas orgánicas al suelo es una forma eficaz de evitar dichas pérdidas. Un alto contenido en materia orgánica en suelos puede favorecer la retención de plaguicidas debido a un aumento en la adsorción. Este incremento en la adsorción puede disminuir la degradación de plaguicidas, aumentando así su persistencia y con ello su eficacia sobre el cultivo. Los efectos de la adición de enmiendas orgánicas sobre la adsorción y, por tanto, sobre la lixiviación de plaguicidas no sólo dependen de la naturaleza de la enmienda orgánica y del pesticida, sino que también dependen en gran medida del tipo de suelo sobre el cual se apliquen (Senesi et al., 1992; Cox et al., 2000b). El uso de enmiendas orgánicas no siempre garantiza una disminución en la lixiviación de plaguicidas, especialmente si se trata de compuestos muy solubles en agua (Worral et al., 1999). Barriuso et al. (1992) estudiaron el efecto de MOS procedente de diferentes tipos de enmiendas orgánicas sobre la adsorción y desorción de dimefurón, atrazina y carbetamida. De forma general, la adsorción de los herbicidas menos solubles (dimefurón y atrazina) se vió favorecida cuando el suelo se trató previamente con MOS exógena, extraída previamente de algún residuo orgánico. El efecto opuesto se observó con el herbicida más soluble (carbetamida). En cuanto a la adición al suelo de enmiendas con un alto contenido en materia orgánica soluble, Celis et al. (1998) observaron que se producía una disminución en la adsorción de atrazina, atribuyéndose a un fenómeno de competencia por los sitios de adsorción en la superficie del suelo entre moléculas de pequeño peso molecular procedentes de la MOS y las moléculas de atrazina. Fernandes et al. (2006) también observaron que la adsorción del fungicida metalaxil no aumentaba en suelos enmendados con alperujo respecto a suelos sin enmendar, y lo atribuyeron a que las moléculas de bajo peso I.3. OBJETIVOS GENERALES Y ESPECÍFICOS DE LA TESIS El presente trabajo profundiza en el estudio del comportamiento de diferentes plaguicidas en suelos cultivados bajo condiciones de inundación, concretamente en relación al cultivo de arroz. Con objeto de minimizar los riesgos de contaminación asociados a dichos plaguicidas, así como mejorar las propiedades del suelo, se estudió la aplicación de diferentes tipos de enmiendas orgánicas. Entre las enmiendas empleadas se encuentran el compost de alperujo y diferentes tipos de biochars, obtenidos a partir de dicho compost y de otros residuos orgánicos procedentes de otros cultivos (arroz o trigo) y de la cabaña ganadera. Las propiedades de tales enmiendas y su potencial efecto paliativo fueron analizadas en relación a varios plaguicidas intensamente empleados en la región andaluza. A su vez, a través de diferentes parámetros agronómicos se comprobó el efecto de dichas enmiendas sobre el propio cultivo de arroz. También se estudió la influencia del compost de alperujo sobre la estructura microbiana del suelo en condiciones reales de cultivo. De ese modo, los objetivos específicos planteados para este proyecto de tesis fueron estudiar y establecer: - El efecto del compost de alperujo sobre diferentes propiedades superficiales del suelo. - Su efecto sobre la estructura microbiana del suelo y la emisión de gases de efecto invernadero. - Los posibles efectos beneficiosos y/o adversos de dicho compost sobre la propia planta de arroz. - Su influencia, aplicado en suelos bajo condiciones de inundación, sobre la dinámica de distintos plaguicidas empleados en el cultivo de arroz. - La obtención y caracterización de biochar a partir de compost de alperujo y otros residuos orgánicos. - La idoneidad de dicho biochar como agente bioremediador en suelos cultivados bajo condiciones de inundación. Para todo ello, se llevaron a cabo diversos ensayos de laboratorio y en condiciones de campo. Concretamente: • El Capítulo II describe el efecto de diferentes tipos de enmiendas orgánicas aplicadas a suelos sobre el comportamiento de un herbicida (bentazona) y un fungicida (triciclazol), ampliamente utilizados en el cultivo de arroz en nuestra provincia. Para ello, se realizaron estudios de adsorción-desorción, lixiviación, así como la caracterización de las propiedades de suelos y enmiendas, haciendo especial hincapié en las propiedades de la materia orgánica soluble y su importante papel en la lixiviación de dichos compuestos a través de los primeros 15 cm del horizonte A del suelo. • El Capítulo III se centra en los efectos del herbicida azimsulfurón en diversas funciones del suelo y bajo distintas condiciones de cultivo (inundación y siembra directa). Además propone la enmienda con compost de alperujo para paliar los efectos adversos derivados del uso de dicho herbicida sobre la comunidad microbiana del suelo. También se analizan los efectos de este herbicida sobre la emisión de gases de efecto invernadero en suelos enmendados con compost de alperujo. Dicho trabajo fue realizado durante una estancia de tres meses en la Universidad de Ámsterdam (IBEDESS). • En el Capítulo IV se relatan diferentes aspectos derivados del uso de compost de alperujo en cultivos de arroz bajo condiciones de inundación, así como su efecto en las propiedades superficiales del suelo, en la germinación y crecimiento de Oryza sativa, en la disipación del fungicida triciclazol y en la estructura de las principales comunidades fúngicas y bacterianas del suelo. Para ello se llevaron a cabo ensayos de campo, en balsas experimentales, durante tres años consecutivos. • El Capítulo V se centra en la caracterización de diferentes tipos de biochars y en la obtención de un proceso metodológico sistemático que permita la selección de la enmienda más apropiada para la retención de triciclazol en suelos cultivados bajo condiciones de inundación. Dicho trabajo se centró en la caracterización molecular y estructural de la superficie de dichos biochars. • El Capítulo VI detalla los efectos derivados de la enmienda de suelos con biochar, a corto y largo plazo, sobre el comportamiento de dos herbicidas (azimsulfuron y penoxsulam), ampliamente empleados en el cultivo de arroz, y que presentan un elevado riesgo de contaminación de aguas subterráneas y otros entornos cercanos por lixiviación y escorrentía. Para ello se llevaron a cabo diversos ensayos de adsorción-desorción a partir de biochars frescos y lavados y de dos tipos de suelos con y sin dichas enmiendas. Este trabajo fue realizado durante una segunda estancia de cuatro meses en la Universidad de Ámsterdam (IBED-ESS). • La última parte de esta tesis, Capítulo VII, trata de unificar los principales resultados obtenidos a lo largo del trabajo con una discusión general de los mismos, así como sintetizarlos en una serie de conclusiones generales. CAPÍTULO II EFFECTS OF SOIL ORGANIC AMENDMENTS ON THE BEHAVIOR OF BENTAZONE AND TRICYCLAZOLE. M. García-Jaramillo, L. Cox, J. Cornejo and M.C. Hermosín (Published in Science of the Total Environment 2014, 466 – 467: 906 – 913) Abstract The effect of soil amendment with different organic residues from olive oil production on the sorption and leaching of two pesticides used in rice crops (bentazone and tricyclazole) was compared in order to understand their behavior and to improve soil properties by recycling an abundant agricultural residue in Andalucía (S. Spain). A residue from olive oil production (AJ), the organic compost derived from this organic waste (CA) and a biochar (BA) made from CA were used. A soil devoted to rice cultivation, IFAPA (I), was amended at 2% (w/w) of each amendment individually (I+AJ, I+CA and I+BA). In order to evaluate the effect of dissolved organic matter (DOM) from these amendments on bentazone and tricyclazole behavior, the DOM from the amendments was extracted, quantified and characterized by fluorescence spectroscopy and FT-IR. The affinity of DOM for soil surfaces was evaluated with (I) soil and two other soils of different physicochemical properties, ARCO (A) and GUAD (G). These studies revealed differences in DOM quantity, quality and affinity for the used soils among amendments which can explain the different sorption behavior observed for tricyclazole in the amended soils. Leaching assays under saturated/unsaturated conditions revealed a slight delay of bentazone in I+CA and I+BA soils when compared to I+AJ, that can be related to the higher DOM content and much lower specific surface area of AJ. In contrast, tricyclazole was not detected in any of the leachates during the leaching assay. Extraction of tricyclazole residues from soil columns showed that the fungicide did not move below 5 cm in the higher sorptive systems (I+CA, I+BA). The sorption of DOM from amendments on soil during the transport process can decrease the mobility of the fungicide by changing the physicochemical properties of the soil surface whose behavior may be dominated by the adsorbed DOM. II.4. Conclusions The DOM analysis and the affinity studies carried out with the amendments and selected soils revealed higher affinity of DOM from BA for the soils studied due to remarkable differences in the molecular structure, as it was corroborated by fluorescence and infrared spectroscopy. Sorption experiments carried out with (I) soil and all the amendments showed very low adsorption in unamended and amended soils for bentazone, due mainly to the anionic nature of this herbicide and its high hydro-affinity. In the case of tricyclazole, highest sorption was observed in soils amended with BA despite the lower OM content of this amendment as compared with AJ and CA. Tricyclazole was not detected in any of the leachates and was just partially recovered from the soil fractions. The lowest amount was recovered in columns handpacked with I+BA, in relation with the highest sorption observed for this soil. Thus, the complexity of the nature of the DOM from the amendment and its specific surface area, both higher in the case of BA, could be the main factors determining the behavior of tricyclazole in amended soils. oxic and unflooded conditions (21% oxygen, 60% WHC) and anoxic and flooded conditions (0.3 - 0.5% oxygen and 200% WHC). Anoxic conditions were obtained with a N2 atmosphere inside a glove box (Scala Scientific, Plas Labs, Lansing, MI. USA). The concentration of oxygen inside the glove box was tested every day and kept between 0.3 and 0.5 mg L-1. An azimsulfuron solution, prepared at 2 mg L-1, was added to half of the incubation flasks in the amount necessary to achieve a dose of 200 g ha-1. Before placing the anoxic set inside the glove box, the headspace was exchanged, making a vacuum and flushing it with N2 (5.0 purity, 99.99% N2, Praxair, Vlaardingen, the Netherlands), in order to get the level of oxygen as low as possible from the onset of the experiment. An extra set with previously sterilized soil at high pressure and 120 °C was used for biodegradation studies. The measurements (EC, pH, DOC, TN, absorbance at 280 nm, Mn concentration, and herbicide dissipation) were carried out on 0, 3, 7, 14, 28 and 43 days of the incubation period. At each sampling day, the necessary amount of a 5 mmolL-1 CaCl2 solution was added to the flasks under oxic and anoxic conditions to get an extraction ratio of 1:5 (soil/solution). The calcium chloride solution added to the anoxic samples was previously flushed with N2 for 2-3 hours to reduce the amount of oxygen introduced into the glove box. The flasks were shaken over night at 20 °C and centrifuged at 3000 rpm for 10 min, then filtered through pre-rinsed 0.45-µm cellulose-acetate filters (Zhao et al., 2008) and kept at 4 °C till analysis. III.2.4. Physical and chemical analysis and GHG determination The EC and pH values were measured in the calcium chloride extracts. Active manganese was also quantified in the calcium chloride extracts by ICP-AES (Perkin Elmer, Optima 3000 XL). Specific UV absorbance at 280 nm (UV280) was measured immediately after filtration using a Spectroquant pharo 300 spectrometer (Merck KGaA, Darm-stdt, Germany). DOC was determined in the same extracts by a TOC analyzer (TOC-VCPH, Shimadzu, Kyoto, Japan). Concentrations of CO2, CH4 and N2O in the headspace were determined by gas chromatography (TraceTM Ultra Gas Chromatograph, Thermo Fisher Scientific) with different detectors: CH4 was detected by the flame ionization detector; CO2 was determined connecting a methanizer to the flame ionization detector; N2O was determined using an electron capture detector. We exchanged the headspace of the flasks after 3 weeks to avoid possible toxic effects on the microbial community because of the high content of CO2. Concentrations of CO2 and CH4 were used to calculate cumulative C mineralization during the experiment (n = 3 for each soil). III.2.5. Azimsulfuron analysis in soil and solution Azimsulfuron dissipation was monitored in the calcium chloride extract and after a subsequent extraction with acetonitrile 1:2 (w/v). All extracts were stored at -20 °C until analysis. The total amount of azimsulfuron recovered for each condition, in relation with the total amount of herbicide added to the soil, was calculated. Azimsulfuron was analyzed by HPLC using a Chromatograph Prominence System coupled to a diode-array detector (Shimadzu, Kyoto, Japan). The separation was achieved with a Phenomenex® Lichrosphere 5 RP-18, 125x4mm, equipped with a precolumn of C18 silica. Injection volume was 25 μl. The mobile phase was a mixture of acetic acid (0.05%) and acetonitrile (65:35) at a flow rate of 1 ml min-1 under isocratic conditions and the wavelengths monitored for UV detection was 242 nm. External calibration curves were obtained analyzing standard solutions in ultrapure water and acetonitrile at concentrations ranging from 0.01 mg L-1 to 2 mg L-1. A very high linearity was always obtained (p<0.0001). Quantification was based on chromatographic peak areas. Limits of detection and quantification were assessed observing the signal to noise ratio (S/N) and considering LoD as the concentration with S/N=3 and LoQ as the concentration with S/N=10. LoD values were around 0.005 mg L- 1 for this pesticide. Values of LoQ (in concentration) were always around 0.01 mg L-1. III.2.6. Soil microbial biomass Microbial biomass (bacteria and fungi) is an indicator of the living component of soil organic matter. Soil microbial biomass C (SMB C) was determined before and at the end of the incubation period by the chloroform fumigation-extraction method (Joergensen, 1996; Witt et al., 2000). Fumigated and non-fumigated soil samples were subsequently extracted with 0.05 M K2SO4 (5 g in 25 ml) by shaking for 1 hour at (150 rpm) at room temperature, followed by centrifugation (3000 rpm over 10 minutes), and filtration as described by Wang et al., 2013. DOC concentrations were determined by a TOC analyzer (TOC-VCPH, Shimadzu, Kyoto, Japan). The biomass carbon was calculated by dividing the difference between the extracted DOC in fumigated and non-fumigated soil samples by a conversion factor (kEC) of 0.45, which is defined as the extractable part of the microbial biomass C after fumigation (Joergensen, 1996). Sterilized controls of amended and non-amended soils were also assayed. III.2.7. Statistical analysis The statistical significance of differences in azimsulfuron dissipation (in soil and solution), cumulated CO2 and CH4, N2O emissions, DOC and SMB were tested using repeated measures ANOVA. Statistical analyses were performed with SPSS 22.0 (IBM Corp., USA). All data were normally distributed (Saphiro–Wilk test). Significant test results (considered statistically significant at a p < 0.05 level of probability) were followed by Duncan and Tukey´s test for identification of important contrasts. III.3. Results III.3.1. Soil properties, carbon mineralization and GHG Physical and chemical properties of the soil, the amendment and the amended soil are shown in Table 1. The amendment with AC produced a large increase in the amount of DOC (two times higher in the amended soil than in the non-amended). However, it did not entail a proportional increase in the relative amount of total OM. We also observed a significant increase in TN and EC after AC application. Table 1. Physical and chemical properties of the soil, the amendment, and the amended soil. Organic matter (OM), dissolved organic carbon (DOC), total carbon (TC), inorganic carbon (IC), total nitrogen (TN), pH and electrical conductivity (EC). OM (%) DOC (mg/L) TC (mg/L) IC (mg/L) TN (mg/L) pH EC (mЅ/cm) sand, silt, clay (%) illite, kaolinite, smectite (%) Soil 0.9 1.94 3.45 1.51 0.46 8.3 0.113 43, 37, 20 59, 8, 33 Alperujo Compost (AC) 57.2 377.08 382.9 5.82 33.72 8.7 4.725 - - Soil + AC (2%) 1.1 4.78 6.55 1.77 0.71 8.2 0.182 - - Differences in accumulated CO2-C among amended and non-amended soils increased during the incubation period under oxic and anoxic conditions (Fig. 1a, 1b). The presence of AC increased significantly cumulative CO2-C. The application of the herbicide azimsulfuron slightly reduced the mineralization of carbon, especially in composted amended soils. The highest mineralization rate was observed in the soil amended with AC, under oxic conditions, without herbicide application. Under anoxicflooded conditions, the mineralization of carbon was very low throughout all the incubation period, especially in non-amended soils. Differences in the accumulated CH4-C also increased during the incubation period (Fig. 1c, 1d). The emissions of CH4 under oxic-unflooded conditions were very low in comparison to the emissions monitored under anoxic-flooded conditions, which were also very low till day 28. The addition of azimsulfuron produced a significant reduction of cumulative CH4-C (Fig. 1c, 1d), both under oxic and anoxic conditions. The highest cumulative CH4-C was measured under anoxic-flooded conditions in amended soils, after 43 days of soil incubation. 3 7 14 28 43 Cumulative CO2-C (mg) 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 Soil Soil + AZIM Soil + AC (Soil + AC) + AZIM 3714 28 43 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 Soil Soil + AZIM Soil + AC (Soil + AC) + AZIM ab Incubation days 3 7 14 28 43 Cumulative CH4-C (mg) -20 0 20 40 60 80 100 120 140 Incubation days 3 7 14 28 43 -20 0 20 40 60 80 100 120 140 Soil Soil + AZIM Soil + AC (Soil + AC) + AZIM c d 3 7 14 28 43 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 Soil Soil + AZIM Soil + AC (Soil + AC) + AZIM Figure 1. Carbon mineralization, expressed in mg CO2-C (a, b) and mg CH4-C (c, d) per gram of total organic carbon under oxic-unflooded (a, c) and anoxic-flooded conditions (b, d). Soil; Soil + AZIM (soil with herbicide application); (Soil + AC) (soil with 2% of alperujo compost); (Soil + AC) + AZIM (soil with 2% of alperujo compost and herbicide application). Mean and standard error of three replicates. The addition of azimsulfuron under oxic-unflooded conditions in non-amended soils resulted in a reduction of the N2O emissions, especially after 43 days of the incubation (Fig. 2). No significant differences in N2O emissions between the presence and the absence of azimsulfuron were observed in amended soils till day 28. The presence of AC significantly increased N2O emissions after 43 days. It was not possible to detect N2O emissions under anoxic-flooded conditions. N2O (ppm) 012345 Day 43 Day 28 Day 14 Day 7 Day 3 Soil Soil + AZIM (Soil + AC) (Soil + AC) + AZIM Figure 2. N2O emissions measured during the incubation assay under oxicunflooded conditions. Soil; Soil + AZIM (soil with herbicide application); (Soil + AC) (soil with 2% of alperujo compost); (Soil + AC) + AZIM (soil with 2% of alperujo compost and herbicide application). Mean and standard error of three replicates. III.3.2. DOC and specific UV absorbance Differences in DOC between the treatments were constant throughout all the incubation period (Fig. 3). The concentration of DOC in amended soils was approximately 4-5 times higher than in non-amended ones, both under oxic (unflooded) and anoxic (flooded) conditions. The highest values of DOC were measured in the amended soils, under anoxic-flooded conditions, after 28 days. The specific UV absorbance of DOC at 280 nm decreased during the period of incubation time and it was higher in the amended soils than in the non-amended ones (Fig. 4). The presence of azimsulfuron did not affect these results. Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 DOC (m mol L-1) 0 5 10 15 20 Soil Soil + AZIM (Soil + AC) (Soil + AC) + AZIM Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0 5 10 15 20 Soil Soil + AZIM (Soil + AC) (Soil + AC) + AZIM Figure 3. DOC under oxic-unflooded (a) and anoxic-flooded (b) conditions throughout the incubation period: Soil; Soil + AZIM (soil with herbicide application); (Soil + AC) (soil with 2% of alperujo compost); (Soil + AC) + AZIM (soil with 2% of alperujo compost and herbicide application). Mean and standard error of three replicates. Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 L mgC-1cm-1 0,005 0,010 0,015 0,020 0,025 0,030 0,035 0,040 Soil Soil + AZIM (Soil + AC) (Soil + C A) + AZIM Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0,005 0,010 0,015 0,020 0,025 0,030 0,035 0,040 abSoil Soil + AZIM (Soil + AC) (Soil + C A) + AZIM Figure 4. Specific UV absorbance at 280 nm divided by the DOC throughout the incubation period under oxic-unflooded (a) and anoxic-flooded conditions (b). Soil; Soil + AZIM (soil with herbicide application); (Soil + AC) (soil with 2% of alperujo compost); (Soil + AC) + AZIM (soil with 2% of alperujo compost and herbicide application). Mean and standard error of three replicates. III.3.3. Herbicide dissipation No significant differences in herbicide dissipation were observed in the aqueous solution (Fig. 5a, 5b), between oxic and anoxic conditions and following the compost application. The azimsulfuron amounts in that first aqueous extraction were generally higher in the sterilized soil than in the non-sterilized. This is observed in almost all sampling times for oxic conditions (Fig. 5a) and only after 28 and 43 days for anoxic conditions (Fig. 5b). All those amounts showed a slight decrease with time. By the contrary, the amounts extracted with acetonitrile from the soil (Fig. 5c, 5d) increased with time and, as a general performance, they were higher for non sterilized soil than those from the sterilized one. Comparing the amounts of herbicide extracted from the soil, higher contents were extracted under oxic-unflooded than under anoxic-flooded conditions (Fig. 5c, 5d). The total recovery of azimsulfuron (Fig. 5e, 5f), soil plus solution, was among 72 (lowest amount recovered, under anoxic-flooded conditions) and 97.5% (highest amount recovered, under oxic-unflooded conditions). The dissipation of azimsulfuron was enhanced by the presence of AC, especially under anoxic-flooded conditions. III.3.4. Soil microbial biomass Before soil incubation (day 0), soil microbial biomass C was significantly higher (around 10 mg C g-1 soil C-1) in amended soils than in unamended ones (Table 2). During the incubation period, the amendment with AC resulted in increasing SMB C, both under oxic and anoxic conditions, in soils without azimsulfuron. We observed an adverse effect of the herbicide on the soil microbial biomass under anoxic-flooded conditions. The reduction in the soil microbial biomass was around 5 times in the unamended soil (from 20.74 ± 0.95 to 4.19 ± 0.48) and around 2 times in the amended one (from 28.84 ± 3.72 to 14.92 ± 2.52). Addition of azimsulfuron did not affect soil microbial biomass under oxic conditions (in amended and non-amended soils). Table 2. Soil microbial biomass carbon (mg C g-1 soil C-1) in non-amended and amended soils. Soil; Soil + Azim: soil with herbicide; Soil + AC: soil amended with alperujo compost; Soil + AC + Azim: soil amended with alperujo compost in presence of herbicide. Mean and standard deviation of two replicates. Soil Soil + Azim Soil + AC Soil + AC + Azim Day 0 14.45 ± 2.23 17.41 ± 0.15 24.93 ± 1.00 25.31 ± 3.89 OXIC Day 43 11.13 ± 0.09 11.72 ± 0.50 30.05 ± 3.93 34.48 ± 1.34 ANOXIC Day 43 20.74 ± 0.95 4.19 ± 0.48 28.84 ± 3.72 14.92 ± 2.52 Azimsulfuron in soil solution Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 Azimsulfuron in soil solution Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 Azimsulfuron (mg L-1) 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 soil + AZIM soil + AZIM (st) (soil + AC) + AZIM (soil + AC) + AZIM (st) Azimsulfuron adsorbed to the soil Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 Azimsulfuron (mg Kg-1) 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 Azimsulfuron adsorbed to the soil OXIC - UNFLOODED OXIC - UNFLOODED ANOXICFLOODED ANOXIC - FLOODED ab cd Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0 20 40 60 80 100 Day 0 Day 3 Day 7 Day 14 Day 28 Day 43 0 20 40 60 80 100 OXIC - UNFLOODED Azimsulfuron recoveries (%) ANOXIC - FLOODED Total recoveries (soil + solution) Total recoveries (soil + solution) n.m. n.m. n.m. e f Figure 5. (a,b) Concentration of azimsulfuron in a 5 mM calcium chloride extract, 1:10 (w/v). (c,d) Concentration of azimsulfuron in a subsequent soil extraction with acetonitrile, 1:2 (w/v). (e, f) Total amount of azimsulfuron recovered for each condition in relation with the total amount initially added. (soil+AZIM) soil with herbicide application; soil + AZIM (st) soil with herbicide and sterilized; (soil + AC) +AZIM soil amended with alperujo compost with herbicide application; (soil + AC) +AZIM (st) soil amended with alperujo compost with herbicide application and sterilized. (Mean and standard error of three replicates). (n.m.) value not measured. III.4. Discussion We observed a significant increase in the cumulative CO2-C and CH4-C (Fig. 1) in soils amended with compost under flooded and unflooded conditions. Similar results were obtained by Ahmad et al. (2009), where the application of an organic fertilizer significantly increased CH4 (Fig. 1) and N2O emissions (Fig 2). Liu et al. (2011) also reported a significant increase in CH4 and CO2 emissions from a paddy soil, after rice straw adding. We speculate that we were not able to detect N2O under flooded conditions because the very low amounts produced of this gas during the incubation period were retained (strongly reduced diffusion) by the shallow water layer. Paddy soils are subjected to periodically changing redox conditions, which results in important differences in biogeochemical processes (Kögel et al., 2010). Changes from oxic to anoxic conditions may result in reductive dissolution of Fe oxides and release of organic matter as DOC (Sahrawat, 2004). This mechanism has been proposed as the main reason for the larger DOC concentrations (Fig. 3) found under anoxic-flooded conditions (Fiedler & Kalbitz, 2003). The effects derived of variations in the pH, as result of changes in redox conditions, also may influence the adsorption and desorption of organic matter on mineral surfaces, inducing important changes in the bioavailability of organic matter and its mineralization (Curtin D et al., 1998; Guntinas et al., 2009). The overall change in biogeochemical processes upon changes in redox conditions were reflected by changes in electrical conductivity (EC); (Support information, S1). Values of EC were significantly higher under oxic conditions, and higher in soils amended with AC, as reported previously with a similar amendment by Kavdir et al. (2008). The pH values (results not shown) were higher than 7.4 in all the samples, and slightly higher in amended soils and under anoxic conditions. Under anoxic-flooded conditions, we observed an important increase in concentrations of manganese (Support information, S2) in the extract of the amended soils after two weeks of incubation (values around 200 μmol kg-1 for the amended soil, and 125 μmol kg-1 for the amended soil with herbicide application), compared with the very low values (around 0.6 and 5.1 μmolkg-1) registered in the non amended soil (without and with herbicide application). The high values of manganese measured after 43 days of incubation under flooded conditions reflect the reduction of redox potentials. Under oxic conditions, the amount of Mn measured was always lower than 2.9 μ molkg-1, both in amended and non-amended soils (results not shown). The reduction of the specific UV absorbance (Fig. 4), as an indicator of the aromatic character of DOC (Kalbitz et al., 2003), was largest in the amended soil under anoxic-flooded conditions. Its decrease over time indicates the preferential degradation of compost derived organic matter. Pusino et al. (2004) reported that pH is the main factor influencing the sorption of azimsulfuron on soils and it was negatively correlated with pH and positively correlated with the organic carbon content. It is also known that azimsulfuron is degraded more quickly under aerobic conditions and in flooded non-sterile soils rather than in sterile ones (Barefoot et al., 1995), suggesting that microbial degradation plays a key role. Boschin et al. (2007) studied the hydrolytic degradation of azimsulfuron at different pH values. Their results showed that the disappearance of azimsulfuron was slower at neutral or basic pH values, with t1/2 between 150 and 161 days, than at acid pH values (t1/2 =84 days). The low degradation of azimsulfuron observed in our samples after 43 days, with pH values between 7.4 and 8.0, is in a good agreement with those results. The dissipation of azimsulfuron was stimulated by the presence of AC under anoxic-flooded conditions (Figure 5e, 5f). This could statistically be proven just for the total recoveries. The lower recovery of azimsulfuron in non-sterilized soils in comparison to sterilized soils after 43 days of incubation (Figure 5e, 5f) hints to microbial degradation as an important process for the dissipation of the herbicide. This is in agreement with the results obtained by Valle et al. (2006), where microbial degradation of azimsulfuron was reported in forest soil slurry microcosms treated with 20 mg l-1 of azimsulfuron after 28 days. As it was proposed by Celis et al. (1998) and Thevenot et al. (2009), the environmental effect of compost amendments on pesticide dissipation is ambiguous: on the one hand it could enhance their retention by increasing soil organic carbon content; on the other hand, dissolved organic matter (DOM) could facilitate their transport. The lower amount of the herbicide adsorbed in the amended soils (Fig. 5c, 5d), could be related to non-ionic bounds, such as “van der Waals” and/or π – π bonds, between the herbicide and the DOC from the amendment, as it has been described for other organic molecules (Keiluweit & Kleber, 2009). The highest level of azimsulfuron adsorption was observed in the non-amended and non-sterilized soil. Thereby, the higher availability of azimsulfuron detected in amended soils, has been attributed to a co-facilitated mobilization with the DOC from the amendment. This reduction in the adsorption with the amendment has been previously described for other pesticides (Delgado-Moreno et al., 2010; García-Jaramillo et al., 2014). On the other side, the large amount of labile carbon is of particular importance as this provides a readily available carbon energy source for microbial decomposition. Soils with more labile C tend to have a higher microbial biomass. This is in good agreement with our results, where we observed that the amendment with AC increased the SMB C under oxic and anoxic conditions (Table 2). In addition, as we proposed in our hypotheses, the co-facilitated mobilization of the herbicide with the DOC could be responsible of the palliative effect caused for the amendment on the soil microbial community, especially under flooded conditions (Table 2), due to a larger amount of bioavailable organic carbon in solution. Abstract A residue from the olive oil industry was composted and tested in paddy field conditions as soil organic amendment. A particular soil from the Guadalquivir valley was placed in open air ponds and amended at 1 or 2% (w/w) with alperujo compost (AC). An increase in the net photosynthetic rate of Oryza sativa plants grown in the ponds with AC was observed, and as a consequence, rice plants produced between 1,100 and 1,300 kg ha-1 more rice than plants from the unamended ponds. No significant differences were observed in tricyclazole dissipation, monitored for a month in soil, surface and drainage water, between the amended and unamended ponds. The structure and diversity of bacteria and fungi communities were also studied by the use of the polymerase chain reaction denaturing gel electrophoresis (PCR-DGGE) from DNA extracted directly from soil samples. The banding pattern was similar for all treatments, although the density of bands varied throughout the time. Apparently, tricyclazole did not affect the structure and diversity of bacteria and fungi communities, and this was attributed to its low bioavailability. Rice cultivation under paddy field conditions may be more efficient under the effects of this compost, due to its positive effects on soil properties, rice yield, and soil microbial diversity. IV.4. Conclusions We reported several beneficial aspects derived from the amendment of soils with an agro residue under paddy field conditions. We observed positive effects on the photosynthesis rate of Oryza sativa plants grown in amended soils. This increment also produced an increase in the yield rate of these plants. As it was previously assumed, alperujo compost improved soil structure increasing porosity and the organic matter content, specially the DOC (readily available nutrients for plants and microorganisms). The amendment with AC did not affect rice seed germination, the predominant microbial community structure or the dissipation of tricyclazole under flooded conditions. CAPÍTULO V CHARACTERIZATION AND SELECTION OF BIOCHAR FOR AN EFFICIENT RETENTION OF TRICYCLAZOLE IN A FLOODED ALLUVIAL PADDY SOIL. M. García-Jaramillo, L. Cox, H.E. Knicker, J. Cornejo, K.A. Spokas and M.C. Hermosín (Published in Journal of Hazardous Materials 2015, 286:581–588) Abstract Biochars, from different organic residues, are increasingly proposed as soil amendments for their agronomic and environmental benefits. A systematic detection method that correlates biochar properties to their abilities to adsorb organic compounds is still lacking. Seven biochars obtained after pyrolysis at different temperatures and from different feedstock (alperujo compost, rice hull and woody debris), were characterized and tested to reveal potential remedial forms for pesticide capture in flooded soils. Biochar properties were determined by nuclear magnetic resonance (NMR) spectroscopy, Fourier transform infrared spectroscopy, specific surface area (SSA) assessment and scanning electron microscopy. In addition, dissolved organic matter (DOM) from these biochars was extracted and quantified in order to evaluate the effect on pesticide sorption. The biochars from alperujo compost presented very high affinity to the fungicide tricyclazole (55.9, 83.5 and 90.3% for B1, B4 and B5, respectively). This affinity was positively correlated with the pyrolysis temperature, the pH, the increased SSA of the biochars, and the enhanced aromaticity. Sorptive capacities were negatively related to DOM contents. The amendment with a mixture of compost and biochar endows the alluvial soil with high sorptive properties (from Kf ads(soil) = 9.26 to Kf ads(mixture) = 17.89) without impeding the slow release of tricyclazole. V.4. Conclusions This study provides direct experimental evidence of the effectiveness of the selected biochars in the retention of tricyclazole in a water saturated soil. Particular biochar amendments could be beneficial for the remediation of polluted soils or for the prevention of tricyclazole leaching in paddy field conditions, but would also entail a reduction of the efficacy of the applied pesticide. These results also stress the importance of proper screening of biochar characteristics before application. Based on adsorption-desorption data, we recommend the use of a mixture of alperujo compost and biochar produced from the same compost at 550 °C for optimal efficiency of tricyclazole, while minimizing the risk of contamination of superficial and ground-water under flooded conditions. CAPÍTULO VI Fig. 1. Molecular structures of azimsulfuron (a) and penoxsulam (b). VI.2.3. Physical and chemical analysis of soils and biochars Soils were air-dried and sieved to <2 mm. Bulk density (BD) was calculated by dividing the mass of oven-dried soil (at 105ºC) by the core volume (100 cm3). Particlesize distribution of the <2 mm fraction was determined after dissolution of carbonates with HCl and removal of organic matter with H2O2. The sand content was obtained by wet sieving with a >63 μm sieve, and silt and clay contents were determined by sedimentation rate and X-ray absorption (Sedigraph 5100, Micromeritics GmbH, Aachen, Germany). Organic carbon (OC) was determined in a Vario EL Elementar Analyzer (Hanau, Germany). Soils were classified according to the World Reference Base for Soil Resources (WRB, 2006). Soil pH was determined in 1 M KCl at a soil:solution ratio of 1:2.5. The elemental composition (C, H, and N) of the biochar, before (BC) and after the washing treatment (BCW), was analyzed by a high-temperature combustion method (Elementar Vario EL, Hanau, Germany). The pH was measured in a 1:5 (w/v) biochar/deionized water mixture. Dissolved organic carbon (DOC) from the biochar (before and after the washing treatment), soils and amended soils was obtained by aqueous extraction with deionized water and determined with a total organic carbon analyzer (TOC-VCPH, Shimadzu, Kyoto, Japan). The extraction ratio was 1:5 (soil:solution), by adding 30 ml of H2O to 6g of amended and unamended soils, and 1:20 (biochar:solution), by adding 20 ml of Nanopure H2O to 1g of biochar. Suspensions were shaken at 20 ± 2°C for 24 h, centrifuged at 3,500 rpm for 20 min, and then filtered through pre-rinsed 0.45 µm cellulose-acetate filters (Zhao et al., 2008). Samples were and kept at 4°C till analysis. Specific UV absorbance of those DOC extracts of soils and amended soils was measured, at 280 nm (UV280), using a Spectroquant Pharo 300 spectrometer (Merck KGaA, Darmstadt, Germany). VI.2.4. Mass spectrometry instrumentation and analysis Samples of the BWES of BC and BCW were diluted (100 and 10 times, respectively) with methanol for analysis by high resolution mass spectrometry. Samples were infused directly into and measured with an ESI source using a spray voltage of 3.5 kV in negative ionization mode. Data were collected in the mass range of 50 – 1000 m/z at a rate of 0.5 Hz and 75 scans were averaged together using Bruker Compass 1.7 DataAnalysis software. The infusion analyses were split into three segments. During the first segment (0 – 1 min) a mass calibration solution (2 mM sodium acetate in 1:1 H2O/isopropanol solution) was infused for later re-calibration of the data. The second segment (1 – 6 min) was specifically optimized to measure compounds with low m/z, while the third segment (6 – 11 min) was used to measure compounds with high m/z. Chemical formula for every mass spectrum were predicted using the SmartFormula feature and then exported to Microsoft Excel for further processing. VI.2.5. Adsorption – desorption experiments Azimsulfuron and penoxsulam adsorption to BC and BCW was studied using a batch equilibration technique. Based on our preliminary experiments, the sorbent's dosages were adjusted to allow for 20 % – 80 % of the added pesticide to be adsorbed at equilibrium. We studied concentrations from 0.05 to 2 mg l-1, in a ratio 0.1:20 (w/v) for BC and 0.5:20 (biochar:solution) for BCW. The amount of fungicide adsorbed to the biochars was calculated from the difference between the initial (Ci) and the equilibrium (Ce) solution concentrations. Pesticide solutions were prepared in 0.01 M CaCl2. Suspensions were shaken at 20 ± 2°C for 24 h and centrifuged at 3,500 rpm for 15 min. According to our preliminary sorption rate and equilibrium studies, it was determined that equilibrium was reached after 16–18 h of biochar-solution contact, and that no measurable degradation occurred during this period. The uptake to the walls of centrifuge tubes was negligible. Supernatants were filtered and equilibrium concentrations Ce determined by HPLC as described below. Adsorption of azimsulfuron and penoxsulam to amended and unamended soils were measured using the same batch equilibration method. Duplicate samples (1.0 g) of unamended and amended soils (with 2 and 5 % w/w BC or BCW) were treated with 2 ml of azimsulfuron and penoxsulam solutions with initial concentrations (Ci) ranging from 0.05 to 1 mgl-1. Desorption was carried out after adsorption using the highest Ci (1 mgl-1) by replacing half of the supernatant with 0.01 M CaCl2. This cycle was repeated 3 times (24 h each one) for each sample. Adsorption and desorption isotherms were fitted to the Freundlich equation, expressed by the following equation: Cs = Kf Ce ŋf (1) where the constants Kf and ŋf indicate the adsorption affinity, evaluated at Ce = 1 mgl-1 and the adsorption intensity, respectively. VI.2.6. Herbicides analysis Azimsulfuron and penoxsulam were analyzed using a Prominence HP-CL System coupled to a diode-array detector (Shimadzu, Kyoto, Japan). The separation was achieved with a Phenomenex® Lichrosphere 5 RP-18, 125x4 mm, equipped with a C18 pre-column. The injection volume was of 25 μl. The mobile phase was a mixture of acetic acid (0.05%) and acetonitrile (65:35) at a flow rate of 1 ml min-1 under isocratic conditions and the wavelengths monitored for UV detection were 242 nm for azimsulfuron and 230 nm for penoxsulam. External calibration curves were obtained analyzing standard solutions in ultrapure water at concentrations ranging from 0.01 mg L-1 to 2 mg L-1. A very high linearity (Pvalue<0.0001) was always obtained. Quantification was based on chromatographic peak areas. Limits of detection (LoD) and quantification (LoQ) were assessed observing the signal to noise ratio (S/N) and considering LoD as the concentration with S/N=3 and LoQ as the concentration with S/N=10. LoD values were around 0.001 mg L-1 for this pesticide. The values of LoQ were always around 0.005 mg L-1. VI.3. RESULTS VI.3.1. Characterization of soils, biochar and amended soils Basic properties of sampled soil horizons are shown in Table 1. Soils were classified as Gleyic Cambisol (P100) and Endogleyic Stagnosol (P700). The pH value of P100 was lower (0.7 units) than P700. Also the OC content of p100 (17.6 mg g soil-1) was significantly lower than P700 (20.5 mg g soil-1). Physical and chemical properties of the biochars used are shown in Table 2. If we compare BC and BCW, the amount of BWES was approximately 5 times lower after the washing treatment. DOC content was reduced from 2820.2 mg L-1 to 544.8 mg L-1. The pH value of the biochar extract was 2 units lower (from 9.4 to 7.3) after the washing treatment. The C and N content (%) were also reduced with the washing treatment. Table 1. Basic properties of sampled soil horizons. Mean and standard error of two replicates. Soil Cultivation Time (years) Horizon description Depth (cm) Soil pH Texture Soil OC (mg g soil-1 ) DOC (mg L-1) P100 100 Alp 0 - 15 6.2 ± 0.2 Silt loam 17.6 ± 1.3 86.2 ± 1.9 P700 700 Alp 0 - 16 6.9 ± 0.1 Silt loam 20.5± 1.9 63.5 ± 0.2 Horizon suffixes: A=mineral surface horizon, l=capillary fringe mottling, p=disturbed by plugging. Table 2. Physical and chemical properties of BC (biochar made from alperujo compost at 500 °C) and BCW (biochar of alperujo compost yield to a washing treatment, as it is described in the materials and methods section). Ash content was evaluated at 950 °C. Mean and standard error of two replicates. Biochar pH (1:5) Ash (mg g-1) C (%) N (%) C/N C/H DOC (mg L-1) BWES (%) BC 9.4 ± 0.1 446.7 ± 9.1 27.9 2.1 12.6 ± 0.2 12.3 ± 0.2 2,820.2 ± 50.9 5.6 BCW 7.3 ± 0.1 431.9 ± 2.2 26.3 1.9 13.3 ± 0.3 12.5 ± 0.7 544.8 ± 15.3 1.1 The aromatic character of the DOC-extracts of the unamended and amended soils, based on the specific UV absorbance at 280 nm (SUVA280), was increased with the amendment in all the conditions tested (Fig. 2). That increment was proportional to the dose of biochar added to the soil. The aromaticity was slightly higher in P700 than in P100, and these differences were larger in amended soils. The pH values of the unamended and amended soils are also shown in Fig. 2. 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 P700 + 5% BCW P700 + 2% BCW P700+ 5% BC P700 + 2% BC P700 P100 + 5% BCW P100 + 2% BCW P100+ 5% BC P100 + 2% BC P100 UV(280)/TOC (6.2) (6.9) (7.3) (6.7) (6.9) (6.9) (7.1) (7.4) (7.0) (7.2) SUVA280 (L mg C-1m-1) Figure 2. Specific UV absorbance (L mg C-1 m-1) at 280nm and pH measurements (values in brackets) of the amended and unamended soils. Mean and standard error of two replicates. The error in the pH measurements was always lower than 0.1. VI.3.2. BWES characterization with mass spectrometry In Fig. 3 we can observe the Van Krevelen diagrams for the molecular formulas assigned to mass spectral peaks in the BWES from BC and BCW. If we compare the relative amount of molecules with and without N, in the low and high mass range, we can observe a similar degree of aromatic condensation in both extracts. After the washing treatment, the relative amount of molecules containing N found in the BWES from the low mass range was decreased, as it can be observed in Fig. 3. However, we did not find these differences in the relative amount of molecules containing N in the high mass range. As it was expected, the washing treatment removed most part of the polar components from the BWES. BC 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 H/C 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 CHON low mass range CHO low mass range CHON high mass range CHO high mass range BCW O/C 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 CHON low mass range CHO low mass range CHON high mass range CHO high mass range O/C Figure 3. Van Krevelen diagrams (colored according to heteroatom content) for the molecular formulas assigned to mass spectral peaks in derived biochar water-extractable substances (BWES) from BC and BCW. VI.3.3. Adsorption and desorption experiments. Azimsulfuron Sorption data fitted very well to the Freundlich equation (Eq. (1)), with R2 values from 0.95 to 0.99. In P100 azimsulfuron was sorbed to a lesser extent on soils amended with BC and BCW at a dose of 2% (w/w), and to a larger extent on soils amended with the biochars at a dose of 5% (w/w) (Table 3, Fig. 4). However, the same amendments had a different effect on P700, where the sorptive capacities of the soil were progressively enhanced with the amount of biochar added to the soil. The highest sorption was observed in P700 amended at a dose of 5% with BC or BCW, with Kf values of 1.51 in both cases (Table 3). The ŋf values of Freundlich model increased significantly in the presence of BC and BCW, at the two assayed doses (Table 3). P100 - BC 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P100 P100 + 2% BC P100 + 5% BC P100 - BCW 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P100 P100 + 2% BCW P100 + 5% BCW P700 - BC Ce (mg L-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 Cs (mg kg-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P700 P700 + 2% BC P700 + 5% BC P700 - BCW Ce (mg L-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P700 P700 + 2% BCW P700 + 5% BCW Cs (mg kg-1) Figure 4. Isotherms of azimsulfuron adsorption - desorption to P100 and P700, without amendment and amended with BC and BCW. Mean and standard error of two replicates. Desorption of azimsulfuron was assessed on the soil samples initially treated with 1 mg l-1 azimsulfuron solution. Hysteresis coefficients (H= ŋf des / ŋf ads) were also calculated. Desorption of azimsulfuron was less hysteretic in the unamended soils (H values among 0.45 and 0.62, for P100 and P700, respectively) than in the amended ones (Fig. 4, Table 3). For the biochar amended soils, the amount of azimsulfuron desorbed at each of the three desorption stages decreased when the soil was amended with BC or BCW at a dose of 2% (w/w) and when the soil was amended with BCW at a dose of 5% (w/w). However, the amount of azimsulfuron desorbed increased when the soil was amended with BC at a dose of 5% (Table 3). Table 3. Azimsulfuron adsorption-desorption coefficients: Kf (mg1-nf Lnf kg-1) and ŋf, and R2 values; and the hysteresis coefficient (H= ŋf des / ŋf ads). Values not measured (n.m.). Mean and standard error of two replicates. Samples Kf ads R2 ŋf ads Kd0.5 Kf des R2 ŋf des H P100 1.07 [0.97 – 1.19] 0.99 0.65 ± 0.04 1.37 0.92 [0.91 – 0.92] 0.99 0.29 ± 0.00 0.45 P100 + BC (2%) 0.86 [0.83 – 0.88] 0.99 0.75 ± 0.01 1.02 0.69 [0.68 – 0.69] 0.99 0.25 ± 0.01 0.33 P100 + BC (5%) 1.37 [1.30 – 1.45] 0.99 0.80 ± 0.02 1.57 0.95 [0.93 – 0.96] 0.99 0.17 ± 0.01 0.22 P100 + BCW (2%) 0.84 [0.79 – 0.89] 0.99 0.78 ± 0.03 0.98 0.71 [0.70 – 0.71] 0.99 0.34 ± 0.01 0.43 P100 + BCW (5%) 1.11 [1.04 – 1.18] 0.99 0.85 ± 0.03 1.23 0.83 [0.80 – 0.86] 0.98 0.27 ± 0.03 0.32 P700 0.95 [0.85 – 1.05] 0.99 0.592 ± 0.04 1.25 0.87 [0.87 – 0.88] 0.99 0.37 ± 0.01 0.62 P700 + BC (2%) 1.25 [1.15 – 1.25] 0.99 0.761 ± 0.02 1.47 0.91 [0.89 – 0.91] 0.99 0.26 ± 0.01 0.34 P700 + BC (5%) 1.51 [1.38 – 1.65] 0.99 0.773 ± 0.03 1.77 1.05 [1.03 – 1.07] 0.99 0.22 ± 0.01 0.28 P700 + BCW (2%) 1.12 [1.06 – 1.17] 0.99 0.748 ± 0.02 1.33 0.92 [0.89 – 0.97] 0.98 0.33 ± 0.03 0.44 P700 + BCW (5%) 1.51 [1.42 – 1.60] 0.99 0.857 ± 0.02 1.66 1.08 [1.01 – 1.15] 0.96 0.31 ± 0.05 0.36 BC 60.20 [47.52 – 76.26] 0.95 0.931 ± 0.12 63.15 n.m. n.m. n.m. n.m. BCW 24.17 [18.70 – 31.24] 0.95 0.801 ± 0.11 27.75 n.m. n.m. n.m. n.m. Penoxsulam Adsorption – desorption coefficients calculated for both herbicides are shown in Table 4. The adsorption of penoxsulam was very low in comparison with azimsulfuron. Adsorption data obtained for the amended and unamended soils fitted very well to the Freundlich equation (Eq. (1)), with R2 values from 0.92 to 0.99 (Table 4). The amendments had very different adsorptive effects on each soil (Fig. 5). In P100, the herbicide was adsorbed to a much lesser extent on soils amended with BC and BCW than in unamended soils, especially at a dose of 2% (w/w), with Kf values reduced from 1.49 to 0.69 and 0.74 for BC and BCW, respectively (Table 4). The ŋf values of Freundlich model calculated for the adsorption of penoxsulam to P100, were decreased or not modified with the amendments, except for the soil amended with BCW at a dose of 2%(w/w), where we observed an increase from 1.13 to 1.40. In P700, the ŋf values of the penoxsulam isotherms calculated for the amended soils were very similar to the unamended ones (Table 4). P100 - BC Ce (ppm) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Cs (mg kg-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P100 P100 + 2% BC P100 + 5% BC P100 - BCW 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P100 P100 + 2% BCW P100 + 5% BCW P700 - BC Ce (mg L-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 Cs (mg kg-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P700 P700 + 2% BC P700 + 5% BC P700 - BCW Ce (mg L-1) 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 P700 P700 + 2% BCW P700 + 5% BCW Figure 5. Isotherms of penoxsulam adsorption - desorption to P100 and P700, without amendment and amended with BC and BCW. Mean and standard error of two replicates. Desorption of penoxsulam was assessed on the soil samples initially treated with 1 mg l-1 penoxsulam solution. In P100, the amount of penoxsulam desorbed at each of the three desorption stages decreased in all the amended soils (Table 4, Fig. 5). In P700, the amount of penoxsulam desorbed increased, especially when the soil was amended with BC or BCW at a dose of 2% (w/w) (Table 4). Hysteresis coefficients were reduced significantly, to values near cero, in all the amended soils. Table 4. Penoxsulam adsorption-desorption coefficients: Kf (mg1-nf Lnf kg-1) and ŋf, and R2 values; and the hysteresis coefficient (H= ŋf des / ŋf ads). Values not measured (n.m.). Mean and standard error of two replicates. Samples Kf ads R2 ŋf ads Kd0.5 Kf des R2 ŋf des H P100 1.49 [1.09 – 2.03] 0.97 1.13 ± 0.14 1.36 0.85 [0.81 – 0.89] 0.95 0.20 ± 0.03 0.18 P100 + BC (2%) 0.69 [0.58 – 0.83] 0.99 1.07 ± 0.09 0.66 0.47 [0.44 – 0.50] 0.51 0.06 ± 0.04 0.06 P100 + BC (5%) 1.14 [0.92 – 1.42] 0.98 1.09 ± 0.10 1.08 0.66 [0.63 – 0.69] 0.31 0.03 ± 0.02 0.03 P100 + BCW (2%) 0.74 [0.48 – 1.14] 0.96 1.40 ± 0.22 0.56 0.44 [0.41 – 0.48] 0.40 0.06 ± 0.05 0.04 P100 + BCW (5%) 0.88 [0.69 – 1.13] 0.98 1.14 ± 0.12 0.80 0.57 [0.55 – 0.59] 0.74 0.070± 0.03 0.06 P700 0.57 [0.42 – 0.79] 0.96 1.07 ± 0.15 0.55 0.41 [0.37 – 0.45] 0.84 0.24 ± 0.08 0.22 P700 + BC (2%) 0.79 [0.62 – 1.02] 0.98 1.09 ± 0.12 0.74 0.54 [0.53 – 0.55] 0.12 0.01 ± 0.01 0.01 P700 + BC (5%) 1.02 [0.75 – 1.39] 0.96 1.01 ± 0.14 1.01 0.61 [0.59 – 0.63] 0.03 0.01 ± 0.02 0.01 P700 + BCW (2%) 0.65 [0.47 – 0.90] 0.96 1.11 ± 0.16 0.60 0.45 [0.42 – 0.49] 0.55 0.08 ± 0.05 0.07 P700 + BCW (5%) 0.80 [0.64 – 0.99] 0.98 1.03 ± 0.10 0.78 0.55 [0.52 – 0.59] 0.70 0.11 ± 0.05 0.10 BC 9.56 [7.30 – 12.52] 0.92 0.92 ± 0.16 10.09 n.m. n.m. n.m. n.m. BCW 8.01 [6.58 – 9.73] 0.95 0.87 ± 0.11 8.79 n.m. n.m. n.m. n.m. VI.4. DISCUSSION The highest sorption affinity of azimsulfuron was observed for the soils amended at the maximum dose of BC. The OM content generally promotes the adsorption of ionizable pesticides in soils (Kah and Brown, 2007). In all cases the isotherms were nonlinear, with slopes (ŋf) different from unity. All ŋf values were <1, resembling L-type isotherms (Giles et al., 1960). An L-type curve indicates a relatively high azimsulfuronsoil affinity at low concentration; that is, the extent of sorption decreases as the herbicide concentration increases, because it becomes increasingly more difficult for azimsulfuron to find vacant adsorption sites. Therefore, the dependence of sorption on initial solution concentration is progressively increased with increasing content of biochar in the soil and increasing content of BWES. The higher azimsulfuron adsorption to BC than to BCW revealed the important role of the BWES removed (more than the 80 % of the total) during the washing treatment (Table 2) in the sorption process. The increasing values of Freundlich sorption coefficient Kf with the biochar amendment indicated that the adsorption of azimsulfuron to P700 progressively increased with increasing content of biochar in the soil. Pusino et al. (2004) studied the sorption behavior of azimsulfuron on five different soils. They also observed the highest Kf value in the soil with the greatest amount of organic matter. Additionally, they found a disminución en la adsorción del carbono orgánico disuelto en suelos con un contenido creciente de carbono orgánico inicial. A su vez, los resultados permitieron comprobar que la MOS procedente del biochar (con un elevado grado de aromaticidad) presentaba una afinidad por los suelos mucho mayor que la de la MOS proveniente del compost de alperujo o de ese mismo residuo sin compostar. Dicha afinidad de la MOS procedente del biochar puede jugar un papel esencial en la retención de otras moléculas orgánicas, como las moléculas de plaguicidas, y en su destino final en suelos y aguas, tal y como se desarrolla más adelante en el apartado correspondiente a la dinámica de plaguicidas. De forma general, puede asumirse que la interacción entre la materia orgánica presente en el suelo y la MOS que se aporte al mismo, en forma de compost, biochar, o de cualquier otro tipo de enmienda orgánica que se emplee, va a depender de su estructura química y, por tanto, del origen de la misma. VII.1.1.3. Efecto sobre parámetros fisiológicos de la planta de arroz. De forma previa a la aplicación de compost de alperujo en las balsas experimentales que dedicamos al cultivo de arroz, se llevó a cabo un ensayo en macetas, enmendadas con distintas concentraciones de compost para comprobar posibles efectos fitotóxicos de dicha enmienda sobre la planta de arroz. Tal y como se describe en el Capítulo IV, no se observó ningún efecto adverso sobre la germinación y/o crecimiento de Oryza Sativa. En ese mismo trabajo se llevó a cabo el estudio de la fluorescencia clorofílica de plantas de arroz cultivadas en balsas experimentales en condiciones de inundación y bajo distintas dosis de enmienda con compost de alperujo. No observamos diferencias significativas en la máxima eficiencia cuántica de la fotoquímica del Fotosistema II. Sin embargo sí se observó un incremento en la eficiencia cuántica de dicho fotosistema comparando plantas crecidas sin enmienda con otras crecidas bajo una dosis de compost de alperujo del 2% (p/p). De este resultado se deduce un posible efecto positivo de dicha enmienda sobre el aparato fotosintético de las plantas de arroz crecidas en las balsas enmendadas a esa dosis. No se observaron diferencias significativas en las concentraciones de los pigmentos clorofílicos entre los diferentes tratamientos (sin enmienda, 1 y 2% (p/p) de compost de alperujo). Resultados muy similares han sido previamente descritos por otros autores (Mekki et al., 2013) para plantas de arroz crecidas en suelos enmendados con otros residuos derivados de la industria oleícola. También pudimos comprobar que las plantas crecidas en suelos enmendados con diferentes dosis de compost de alperujo mostraron unas tasas fotosintéticas netas superiores a las de plantas crecidas en suelos sin enmendar. La mayor tasa fotosintética neta fue medida en plantas crecidas bajo una dosis del 1% (p/p) de dicho compost. La mayor asimilación de CO2 parece estar relacionada con un incremento de la conductancia estomática. Tales resultados correlacionaron bien con la tendencia observada para la concentración intracelular del CO2, donde los valores más bajos fueron registrados en plantas crecidas a la dosis máxima de compost. Los componentes del rendimiento calculados mostraron diferencias significativas entre las plantas crecidas a distintas dosis de compost y aquellas crecidas en suelos sin enmendar. Las diferencias más significativas fueron registradas en el número de panículas por metro cuadrado, donde encontramos un importante incremento en aquellas plantas crecidas a una dosis máxima del 2% (p/p) de compost de alperujo. A esa dosis, también se observó un incremento considerable (de más de 1000 kg ha-1) de la producción de arroz. A lo largo de los tres ciclos consecutivos de cultivo de arroz en las balsas experimentales pudimos observar que aquellas plantas crecidas en suelos enmendados con compost de alperujo mantuvieron a lo largo de todo el ciclo un mejor aspecto, creciendo más verdes y altas que aquellas crecidas en suelos sin enmienda. Por todo ello, lejos de causar algún efecto fitotóxico sobre el cultivo de arroz, el compost de alperujo a las dosis ensayadas tuvo un efecto muy positivo en los distintos parámetros fisiológicos medidos. VII.1.1.4. Efecto en la emisión de gases de efecto invernadero. De forma paralela a da disipación de azimsulfurón en suelos bajo condiciones de inundación y a capacidad de campo, se estudió el efecto del compost de alperujo sobre la emisión de gases de efecto invernadero (Capítulo III). A través de las concentraciones de CO2 y CH4, medidas a lo largo de un período de 5 semanas en suelos inundados (e incubados en ausencia de oxígeno) y en condiciones de aireación (sin inundar y en presencia de oxígeno) en las incubaciones con suelo enmendado con compost de alperujo, pudimos calcular la mineralización acumulada de C. Las diferencias entre suelos sin enmienda y suelos enmendados aumentaron significativamente a lo largo del período de incubación. La presencia de compost de alperujo aumentó significativamente la cantidad de CO2 emitido. La mayor tasa de mineralización fue observada en el suelo enmendado, bajo condiciones de aireación (no inundado). Las emisiones de CH4 bajo condiciones de inundación fueron muy superiores a las registradas en suelos aireados, tal y como era de esperar. La presencia de compost de alperujo en dicho suelo no incrementó significativamente las emisiones de N2O a lo largo del período de incubación. VII.1.1.5. Efecto sobre las comunidades microbianas del suelo. En el Capítulo III se estudió la biomasa microbiana (bacterias y hongos) como un indicador de la materia orgánica de suelos. Dicha biomasa microbiana se determinó al principio y al final de una incubación de 43 días, tal y como se describe en dicho capítulo. La incubación del suelo en presencia de compost de alperujo provocó un incremento de la biomasa microbiana, tanto en condiciones de inundación como en suelo a capacidad de campo. A través del estudio de la estructura de las comunidades microbianas del suelo de las balsas experimentales dedicadas al cultivo de arroz (Capítulo IV), tanto para bacterias como para hongos, no observamos diferencias significativas debido a la presencia de compost de alperujo entre las muestras de suelo analizadas para un mismo período de tiempo. Sciubba et al. (2014) describieron resultados similares, al analizar un suelo tras la aplicación de un residuo sólido procedente de una depuradora de aguas residuales previamente compostado con cáscara de arroz. La población microbiana se comportó de forma bastante estable frente a las dosis de compost ensayadas. Todo ello parece apuntar que la estructura de las comunidades microbianas predominantes parecen fluctuar más por acción del paso del tiempo y de las condiciones ambientales, que por el hecho de aplicaciones puntuales de una enmienda orgánica como es el compost de alperujo. VII.1.2. Efecto sobre la dinámica de plaguicidas en cultivos de arroz. A lo largo de este trabajo se han descrito diferentes tipos de interacción entre algunos de los plaguicidas más empleados en los cultivos de arroz de nuestra región y los distintos suelos estudiados, enmendados con compost de alperujo y/o biochar obtenido a partir de diversas materias primas. Entre dichas interacciones destacan fenómenos de competencia por sitios de unión a las superficies minerales del suelo, así como fenómenos de co-transporte o transporte facilitado entre la MOS procedente de las enmiendas y las moléculas de plaguicidas. Concretamente, en el Capítulo II de este trabajo se describe la baja adsorción del herbicida bentazona, tanto en suelos enmendados como en suelos sin enmendar, debido principalmente a la propia estructura química de este compuesto, que prevalece principalmente en su forma aniónica al pH del suelo, y a su alta solubilidad en agua. Ambos factores tienden a mantener dicho herbicida en la fase acuosa del suelo. Los resultados obtenidos para el fungicida triciclazol, estudiado tanto en laboratorio (Capítulos II y V) como en condiciones de campo (Capítulos IV), son completamente diferentes. La adsorción de este compuesto fue drásticamente modificada por la enmienda del suelo con el biochar procedente del compost de alperujo. Dicho incremento en la adsorción se relaciona con el aumento del área superficial específica en suelos enmendados, así como con un aumento en el proceso de “coating” o recubrimiento favorecido por la mayor aromaticidad de la MOS procedente del biochar, lo cual favorece un incremento de las superficies hidrofóbicas y por tanto la adsorción de este fungicida. Al mismo tiempo, la baja concentración de MOS procedente del biochar en comparación con la del CA, reduce la competencia entre dicha materia orgánica en solución y las moléculas de pesticida por los sitios de adsorción. En algunos casos, la irreversibilidad de la adsorción entre dicho compuesto y las partículas minerales del suelo nos llevó a proponer el empleo de enmiendas combinadas, constituidas por biochar y compost, aplicados en partes iguales. En cuanto al efecto de la aplicación de compost de alperujo sobre el comportamiento del herbicida azimsulfurón, se observó un incremento de su disipación en suelos enmendados con compost de alperujo al 2% (p/p), especialmente en aquellos casos en los que el suelo se incubó bajo condiciones de anoxia e inundación, tal y como se describe en el Capítulo III. La menor adsorción de azimsulfurón se observó en suelos enmendados con dicho compost. Esto se atribuyó a una mayor movilización del herbicida por transporte facilitado con las moléculas de MOS procedentes del compost. Por otro lado, la mayor cantidad de materia orgánica fácilmente asimilable aportada por la enmienda, en comparación con la de suelos sin enmendar, favorece un incremento de la biomasa microbiana y con ello la degradación de este herbicida, para el que la biodegradación es una de sus principales vías de descomposición en suelos contaminados (Valle et al., 2006). En el Capítulo VI de esta tesis se describe el estudio de la adsorción – desorción de los herbicidas azimsulfurón y penoxsulam en dos suelos dedicados tradicionalmente al cultivo de arroz. Los suelos fueron enmendados con un biochar producido a partir de compost de alperujo a dos dosis diferentes (2 y 5 % p/p). Para diferenciar el efecto en las propiedades adsorbentes de los suelos del propio biochar con el efecto ocasionado por la propia interacción de la MOS procedente del biochar, los suelos fueron enmendados con el biochar y por otro lado con una versión “lavada” del mismo, en la que se había retirado el 80% de su materia orgánica extraíble con solución acuosa. En este trabajo se comprobó que tanto el biochar fresco, como su versión lavada modificaban sustancialmente las propiedades adsorbentes de los suelos. Las diferencias en la adsorción – desorción de dichos compuestos fueron principalmente relacionadas con la propia composición mineral de los suelos, con la cantidad de biochar añadido a los mismos y con la concentración y características de la MOS del biochar, tanto antes como después de ser lavado. Por espectroscopía de masas de alta resolución también pudimos comprobar que pesar de extraer en la versión lavada del biochar el 80% de la MOS, la composición de la fracción mayoritaria de dicha MOS no fue modificada sustancialmente. Por ello, podemos considerar esta enmienda una magnífica fuente de liberación de nutrientes tanto a corto como a largo plazo. VII.1.3. Idoneidad de la enmienda con compost de alperujo o biochars producidos a partir del mismo en suelos dedicados al cultivo de arroz. Como hemos revisado a lo largo de este trabajo, las enmiendas orgánicas aplicadas al suelo pueden ser muy variadas. En los últimos años ha adquirido un gran interés el estudio de diferentes tipos de residuos derivados de la industria oleícola para ser empleados como enmiendas orgánicas en suelos (Delgado-Moreno y Peña, 2007a; Cabrera et al., 2009). En este trabajo hemos intentado dar un paso más hacia adelante en la búsqueda de posibles enmiendas orgánicas aplicables a un cultivo de enorme importancia en nuestra región, como es el caso del arroz bajo condiciones de inundación. De ese modo, hemos estudiado los efectos de la enmienda con compost de alperujo y biochars derivados del mismo, así como combinaciones de los mismos, para ser empleados como agentes enmendantes de suelos. Tal y como ha sido previamente observado (Alburquerque et al., 2006), el compostaje del alperujo produjo un incremento en su pH, así como una disminución del ratio C/N, y del contenido en carbono orgánico soluble y ácidos fenólicos, responsables de los posibles efectos fitotóxicos que pudiesen ser ocasionados por su aplicación. En el Capítulo IV de esta tesis se presentan los resultados obtenidos de un ensayo en condiciones de campo en el que se aplicaron dosis crecientes de dicho residuo compostado. Pudo comprobarse que la enmienda con compost de alperujo no causa ningún efecto perjudicial ni a la germinación ni al desarrollo de la planta de arroz. De hecho, las plantas que fueron cultivadas en balsas en las que se aplicó dicha enmienda, mostraron un aumento en la tasa de fotosíntesis neta, lo cual se tradujo en un aumento de la producción de arroz, en comparación con la de aquellas balsas en las que no se llevó a cabo la enmienda con este residuo orgánico. En las últimas dos décadas ha aumentado enormemente el interés general por la aplicación de carbón biológico (biochar), obtenido a partir de la carbonización de biomasa mediante pirolisis (Lehmann y Joseph, 2006). A pesar de que su empleo en suelos ha sido llevado a cabo, como el de otras enmiendas orgánicas, desde muy antiguo, su importante papel en el destino de plaguicidas (Cabrera et al., 2011) es un tema de relativa actualidad y que concierne a una numerosa parte de la comunidad científica de nuestros días. Con el objeto de sistematizar la selección de enmiendas apropiadas para ser aplicadas al cultivo de arroz bajo condiciones de inundación, fueron llevados a cabo diferentes ensayos con varios tipos de enmiendas procedentes de residuos de la industria oleícola, aplicadas en diversas proporciones y a distintos tipos de suelos. En el Capítulo II se muestran los resultados de un ensayo comparativo en el que se estudió la idoneidad de diferentes tipos de enmiendas (compost y biochars) derivadas de la industria oleícola, frente a la introducción en el sistema de un herbicida (bentazona) y un fungicida (triciclazol) ampliamente utilizados en nuestra región en el cultivo del arroz. En dicho trabajo se estudió la fuerte correlación que existe entre la MOS procedente de las enmiendas orgánicas y el comportamiento de dichos plaguicidas. Para ello, dicha materia orgánica fue extraída, cuantificada y caracterizada por diferentes técnicas espectroscópicas. A través de ensayos de lixiviación en columnas de suelo empaquetadas a mano, pudimos estudiar el comportamiento de dichos compuestos en función del tipo de enmienda aplicada. En el suelo enmendado con compost de alperujo o biochar producido a partir del mismo, pudimos observar un retraso en la lixiviación de bentazona, al compararlo con el mismo suelo enmendado con el propio alperujo sin compostar. Dicho resultado pone de manifiesto el importante papel de la MOS aportada al sistema por la enmienda, tanto por su cantidad como por sus características (como el grado de condensación de su estructura aromática), en el destino de plaguicidas en suelos y aguas. Es especialmente relevante el papel que juega dicha materia orgánica en el cultivo de arroz bajo condiciones de inundación, debido a una mayor solubilización de la materia orgánica, tanto de la propia del suelo, como de la aportada con la enmienda. Por su parte, no encontramos diferencias significativas en el comportamiento del fungicida triciclazol en los estudios de lixiviación llevados a cabo en las columnas de suelo, no siendo detectado en ninguno de los lixiviados recogidos después de más de un mes de ensayo. VII.2. CONCLUSIONES Compost de alperujo y biochars como enmiendas de suelos. 1. En condiciones de inundación, el compost de alperujo mejoró la estructura del suelo, su capacidad de retención de agua y el contenido en materia orgánica, especialmente de la materia orgánica soluble (MOS), la cual es una fuente importante de nutrientes fácilmente asimilables por las plantas y los microorganismos. En estas condiciones, la estructura de las comunidades microbianas predominantes del suelo no se vió afectada por aplicaciones puntuales de compost de alperujo. 2. La enmienda de suelos con compost de alperujo incrementó significativamente las emisiones de CO2 y N2O en suelos a capacidad de campo y de CH4 en condiciones de inundación. 3. En ensayos en macetas con suelo en las que se aplicó diferentes dosis de compost de alperujo, la germinación de semillas de Oryza sativa no se vió afectada. En condiciones de inundación dicha enmienda tuvo un efecto positivo en la tasa fotosintética de las plantas de arroz. Esto último dio lugar a un incremento significativo en la producción de arroz. 4. El biochar producido a partir del compost de alperujo presentó una mayor área superficial específica y un menor contenido en materia orgánica que el material original, aunque de mayor complejidad. Adsorción – desorción de pesticidas en suelos enmendados 5. En condiciones de laboratorio, la concentración, naturaleza y afinidad de la MOS de las enmiendas empleadas (compost y/o biochar), fueron relacionadas con el diferente comportamiento observado en la adsorción de triciclazol en los suelos enmendados con dichas enmiendas. La MOS de las enmiendas, adsorbida a los componentes del suelo, disminuyó la movilidad de triciclazol en el suelo debido a un cambio en sus propiedades físico químicas. La mayor aromaticidad de BC, en comparación con el compost original, se relacionó con una mayor adsorción de triciclazol. 6. La enmienda de suelos con una mezcla (1:1) de compost de alperujo y el biochar producido a 550 °C a partir del mismo, aumentó la adsorción de triciclazol en ensayos de laboratorio, sin que ello afectase a la liberación progresiva del fungicida. 7. Las propiedades adsorbentes para triciclazol de siete biochars, obtenidos por pirolisis a partir de diferentes tipos de materias primas (compost de alperujo, cáscara de arroz y restos de madera) fueron correlacionadas positivamente con la temperatura de producción, el aumento del pH, el aumento del área superficial específica y con la mayor aromaticidad de dichos biochars en comparación con sus materiales de origen. Por el contrario, se observó una correlación negativa con el contenido en MOS. 8. Los estudios de lixiviación llevados a cabo en columnas de suelo empaquetadas a mano, revelaron un retraso en la lixiviación del herbicida bentazona en suelos enmendados con compost de alperujo, en comparación con suelos sin enmendar o con suelos enmendados con el biochar producido a partir de dicho compost. 9. El herbicida azimsulfurón redujo la biomasa microbiana total en suelos bajo condiciones de inundación. El compost de alperujo redujo el efecto negativo producido por dicho herbicida sobre la biomasa microbiana. La disipación de azimsulfurón incrementó con la aplicación de compost de alperujo, pero no se vió afectada por cambios en los valores del potencial redox del suelo. 10. El biochar producido a partir del compost de tuvo efectos muy diferentes sobre las propiedades adsorbentes de los suelos estudiados para los herbicidas azimsulfuron y penoxsulam. Dichas diferencias se correlacionaron con el propio contenido en MOS de cada suelo. 11. La mayor adsorción de azimsulfurón se observó en el suelo con menor contenido en MOS, enmendado a la máxima dosis ensayada de biochar (5%). La adsorción de penoxsulam fue más débil en todos los casos, en comparación con la de azimsulfurón. 12. La retirada del 80% de los componentes del biochar extraíbles con solución acuosa modificó significativamente la adsorción de azimsulfurón y penoxsulam a dicho biochar. Tales variaciones pueden ser atribuidas a diferencias en la composición y contenido de su MOS, a variaciones en el valor de pH (aproximadamente dos unidades más bajo después del tratamiento acuoso) y a las interacciones producidas entre dicha MOS y los componentes del suelo. VII.3. CONCLUSIONS Alperujo compost and biochar as soil amendments 1. Under flooded conditions, alperujo compost improved soil structure increasing porosity, water holding capacity and organic matter content, specially the dissolved organic matter (DOM) which is relevant as source of readily available nutrients for plants and microorganisms. Under the same conditions, the predominant microbial community structure was not affected for punctual soil application of alperujo compost. 2. Soil amendment with alperujo compost significantly increased the emissions of CO2 and N2O (under unflooded conditions) and CH4 (under flooded conditions). 3. The amendment with alperujo compost did not affect the germination of Oryza sativa seeds and had a positive effect on the photosynthesis rate of Oryza sativa plants, producing finally a significant increase in the yield rate of rice. 4. Biochar produced from alperujo compost presented lower organic matter content but a higher complexity of its DOM and a higher specific surface area than the original compos. Adsorption – desorption of pesticides in amended soils 5. Under laboratory conditions, the different adsorption behavior observed for tricyclazole in soils amended with alperujo compost and/or biochar can be explained for the quantity, quality and affinity of DOM for soils. The adsorption of DOM from these amendments on soil components decreased the mobility of tricyclazole in the soil horizon by changing the physicochemical properties of the soil. The enhanced aromaticity of the biochar produced from alperujo compost, if we compare it with the original feedstock, was associated with the higher adsorption of the fungicide. 6. The amendment with a mixture (1:1) of alperujo compost and the biochar produced from it at 550 °C, endows an alluvial soil with high sorptive properties without impeding the slow release of tricyclazole. +Cabrera A., Cox L., Fernández-Hernández A., García-Ortiz C., Cornejo J. (2009). Field apparaisement of olive mills solid waste application in olive crops: effect on herbicide retention. Agric. Ecosyst. And Environ. 132, 260-266. +Cabrera A., Cox L., Spokas K.A., Celis R., Hermosín M.C., Cornejo J., Koskinen W.C. (2011). Comparative sorption and leaching study of the herbicides fluometuron and MCPA in a soil amended with biochars and other sorbents. J. Agric. Food Chem. 59, 12550-12560. +Cabrera A., Cox L., Spokas K., Hermosín M.C., Cornejo J., Koskinen W.C. (2014). Influence of biochar amendments on the sorption-desorption of aminocyclopyrachlor, bentazone and pyraclostrobin pesticides to an agricultural soil. Sci. Total Environ. 470 (471), 438–443. +Calamai L., Pantani O., Pusino A., Gessa C., Fusi P. (1997). Interaction of rimsulfuron with smectities. Clays and Clay Minerals 45(1), 23–27. +Calderón M.J., Real M., Cabrera A, Koskinen W.C., Cornejo J., Hermosin M.C. 2015. Influence of olive oil mill waste amendment on fate of oxyfluorfen in southern Spain soils. Clean (in press). DOI: 10.1002/clen.201400560. +Calvet R. (1989). Adsorption of Organic-Chemicals in Soils. Environmental Health Perspectives, 83, 145-177. +Cantrell K., Ro K., Mahajan D., Anjom M., Hunt P.G. (2007). Role of thermochemical conversion in livestock waste-to-energy treatments: Obstacles and opportunities. Industrial and Engineering Chemistry Research 46, 8918-8927. +Cantrell K.B., Hunt P.G., Uchimiya M., Novak J.M., Ro K.S. (2012). Impact of pyrolysis temperature and manure source on physicochemical characteristics of biochar. Bioresource technology 107, 419–28. +Cañero A.I., Becerra D., Cornejo J., Hermosín M.C., Albarrán A., López-Piñeiro A., Cox L. (2012). Transformation of organic wastes in soil: effect on bentazone behaviour. Sci. Total Environ. 433, 198–205. +Cao X., Harris W. (2010). Properties of dairy-manure-derived biochar pertinent to its potential use in remediation. Bioresource technology 101(14), 5222–5228. +Carabias-Martínez R., Rodríguez-Gonzalo E., Fernández-Laespada M., Sánchez-San Román F.J. (2000). Evaluation of surface and groundwater pollution due to herbicides in agricultural areas of Zamora and Salamanca (Spain). Journal of Chromatography A, 869, 1-2, 471-480. +Carabias-Martínez R., Rodríguez-Gonzalo E., Fernández-Laespada M., Calvo-Seronero L. y Sánchez-San Román F.J. (2003). Evolution over time of the agricultural pollution of waters in an area of Salamanca and Zamora (Spain). Water Res. 37, 928-938. +Carrizosa M.J., Calderón M.J., Hermosín M.C., Cornejo J. (2000). Organosmectites as sorbent and carrier of the herbicide bentazone. The Science of the Total Environment 247:285-293. +Case Sean D.C., McNamara N.P., Reay D.S., Whitaker J. (2012). The effect of biochar addition on N2O and CO2 emissions from a sandy loam soil. The role of soil aeration. Soil Biol. Biochem. 51 125–134. +Celis R., Cox L., Hermosín M.C., Cornejo J. (1996). Retention of metamitron by model and natural particulate matter. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 65, 1-4, 245-260. +Celis R., Barriuso E., Houot S. (1998). Sorption and desorption of atrazine by sludgeamended soil: Dissolved organic matter effects. Journal of Environmental Quality 27, 6, 1348-1356. +Celis R., Koskinen W.C., Hermosín M.C., Cornejo J. (1999a). Sorption and desorption of triadimefon by soils and model soils colloids. J. Agric. Food Chem. 47, 776-781. +Celis R., Hermosín M.C., Cox L., y Cornejo J. (1999b). Sorption of 2,4- dichlorophenoxyacetic acid by model particles simulating naturally occurring soil colloids. Environmental Science and Technology 33, 8, 1200-1206. +Chagger H., Kendall A., McDonald A., Pourkashanian M., Williams A. (1998). Formation of dioxins and other semi-volatile organic compounds in biomass combustion. Applied Energy 60(2), 101–114. +Chan K.Y, Van Zwieten L., Meszaros I.A., Downie A., Joseph S. (2007). Agronomic values of green waste as a soil amendment. Aust. J. Soil Res. 45, 629–634. +Chefetz B., Hatcher P.G., Hadar Y., Chen Y. (1998). Characterization of dissolved organic matter extracted from composted municipal solid waste. Soil Sci. Soc. Am. J. 62, 326-332. +Chen B., Zhou D., Zhu L. (2008). Transitional adsorption and partition of nonpolar and polar aromatic contaminants by biochars of pine needles with different pyrolytic temperatures. Environmental Science Technology 42(14), 5137–43. +Chen J., Gu B., LeBoeuf J.L., Pan H., Dai S. (2002). Spectroscopic characterization of natural organic matter fractions. Chemosphere 48, 59-68. +Chen J., LeBoeuf J.L., Dai S., Gu B. (2003). Fluorescence studies of natural organic fractions. Chemosphere 50, 639-647. +Cheng C.H., Lehmann J. Thies J.E., Burton S.D. (2008). Stability of black carbon in soils across a climatic gradient. Journal of Geophysical Research 113, G02027. +Chiou C. T., Peters L. J., y Freed V. H. (1979). A physical concept of soil-water equilibria for nonionic organic compounds. Science 206, 4420, 831-832. +Chiou C. T., Shoup T.D., Porter P.E. (1985). Mechanistic roles of soil humus and minerals in the sorption of nonionic organic compounds from aqueous and organic solutions. Org. Geochem. 8, 9-14. +Chiou C. T., y Kile D. E., (1994). Effects of polar and nonpolar groups on the solubility of organic compounds in soil organic matter. Environmental Science and Technology 28, 6, 1139-1144. +Chiron S., Valverde A., Fernandez-Alba A., y Barceló D. (1995). Automated sample preparation for monitoring groundwater pollution by carbamate insecticides and their transformation products. Journal of AOAC International, 78, 6, 1346-1352. +Clay S. A., Koskinen W. C., Allmaras R. R., Dowdy R. H. (1988). Differences in herbicide adsorption on soil using several modification techniques. J. Environ. Sci. Health B23, 559-573. +Conte P., Abbate C., Baglieri A., Nègre M., Pasquale C.D., Alonzo G., Gennari M. (2011). Adsorption of dissolved organic matter on clay minerals as assessed by infrared, CPMAS 13C NMR spectroscopy and low field T1 NMR relaxometry. Organic Geochemistry 42(8), 972–977. +Cornejo J., Hermosín M. C., White J. L., Barnes J. R., y Hem S. L. (1983). Role of ferric iron in the oxidation of hydrocortisone by sepiolite and palygorskite. Clays & Clay Minerals, 31, 2, 109-112. +Cornejo J., Celis R., Pavlovic I., Ulibarri MA. (2008). Interactions of pesticides with clays and layered double hydroxides: a review. Clay Minerals 43, 2, 155-175. +Cornelissen G., Gustafsson O., Bucheli T.D., Jonker M.T.O., Koelmans A.A., Van Noort P.C.M. (2005). Extensive sorption of organic compounds to black carbon, coal, and kerogen in sediments and soils: mechanisms and consequences for distribution, bioaccumulation, and biodegradation. Environ. Sci. Technol. 39, 6881–6895. +Cox L., Hermosín M.C., Cornejo J. (1995). Adsorption Mechanisms of Thiazafluron in Mineral Soil Clay Components. European Journal of Soil Science, 46, 3, 431-438. +Cox L., Hermosín, M.C., Cornejo, J., Mansour, M., (1996). Photolysis of metamitron in water in the presence of soils and soil components. Chemosphere 33, 2057-2064. +Cox L., Celis R., Hermosín M. C., Becker A., y Cornejo J. (1997a). Porosity and herbicide leaching in soils amended with olive-mill wastewater. Agriculture, Ecosystems and Environment, 65, 2, 151-161. +Cox L., Hermosín M.C., Celis R., Cornejo J. (1997b). Sorption of two polar herbicides in soils and soil clays suspensions. Water Research 31(6), 1309-1316. +Cox L., Koskinen W.C., Yen P.Y. (1998). Changes in sorption of Imidacloprid with incubation time. Soil Science Society of America Journal 62, 2, 342-347. +Cox L., Celis R., Hermosín M. C., y Cornejo J. (2000a). Natural soil colloids to retard simazine and 2,4-D leaching in soil. Journal of Agricultural and Food Chemistry 48, 1, 93-99. +Cox L., Celis R, Hermosín M.C., Cornejo J., Zsolnay A., Zeller K. (2000b). Effect of organic amendments on herbicide sorption as related to the nature of the dissolved organic matter. Environ. Sci. Technol. 34, 4600-4605. +Cox L., Cecchi A., Celis R., Hermosín M. C., Koskinen W. C., y Cornejo J. (2001). Effect of exogenous carbon on movement of simazine and 2,4-D in soils. Soil Science Society of America Journal 65, 6, 1688-1695. +Cox L., Fernandes M.C., Zsolnay A., Hermosín M.C., Cornejo J. (2004). Changes in dissolved organic carbon of soil amendments with aging: effect on pesticide adsorption behavior. J. Agr. Food Chem. 52, 5635–5642. +Cox L., Velarde P., Cabrera A., Hermosín M.C., Cornejo J. (2007). Dissolved organic carbon interactions with sorption and leaching of diuron in organic-amended soils. Eur. J. Soil Sci. 58, 714-721. +Cross A., Sohi S.P. (2011). The priming potential of biochar products in relation to labile carbon contents and soil organic matter status. Soil Biology and Biochemistry 43(10), 2127–2134. +Curtin D., Campbell C.A., Jalil A. (1998). Effects of acidity on mineralization: phdependence of organic matter mineralization in weakly acidic soils. Soil Biology and Biochemistry 30, 57–64. +Dai X.Y., Ping C.L., Michaelson G.J. (2002). Characterization soil organic matter in Artics tundra soils by different analytical approaches. Org. Geochem. 33, 407-419. +Dec J., Bollag J.M. (1988) Microbial release and degradation of catechol and chlorophenols bound to synthetic humic-acid. Soil Science Society of America Journal 52 , 5, 1366-1371. +Delgado-Moreno L., Peña A. (2007a). Organic amendments from olive cake as a strategy to modify the degradation of sulfonylurea herbicides in soil. J. Agric. Food Chem. 55, 6213-6218. +Delgado-Moreno L., Almendros G., Peña A. (2007b). Raw or incubated olive-mill wastes and its biotransformed products as agricultural soil amendments – Effect on sorption-desorption of triazine herbicides. J. Agric. Food Chem. 55, 836-843. +Delgado-Moreno L., Peña A., Almendros G. (2010). Contribution by different organic fractions to triazines sorption in Calcaric Regosol amended with raw and biotransformed olive cake. Journal of Hazardous Materials 174, 93–99. +Della Greca M., Monaco P., Pinto G., Pollio A., Previtera L., Temessi F. (2001). Phytotoxicity of low-molecular-weight phenols from olive mill wastewaters. B. Environ. Contam. Tox. 67, 352–359. +Demirbas, A. (2004). Bioenergy, global warming, and environmental impacts. Energy Sources 26, 225-236. +Dermeche S., Nadour M., Larroche C., Moulti-Mati F., Michaud P. (2013). Olive mill wastes: biochemical characterizations and valorization strategies. Process Biochem. 48, 1532–1552. +Dias J.M., Alvim-Ferraz M.C.M., Almeida M.F., Rivera-Utrilla J., Sanchez-Polo M. (2007). Waste materials for activated carbon preparation and its use in aqueous-phase treatment: a review. Journal of Environmental Management 85, 833–846. +Dong H., Li F., Li J., Li Y. (2012). Characterizations of blend gels of carboxymethylated polysaccharides and their use for the controlled release of herbicide. J. Macromol. Sci. Chem. 49, 235–241. +Dousset S., Babut M., Andreux F., Schiavon M. (2004). Alachlor and bentazone losses from subsurface drainage of two soils. Journal of environmental quality 33(1), 294– 301. +Doyle R.C., Kaufman D.D., Burt G.W. (1978). Effect of dairy manure and sewage sludge on 14C-pesticide degradation in soil. J. Agric. Food Chem. 26, 987-989. +Dubus I. G., Barriuso E., y Calvet R. (2001). Sorption of weak organic acids in soils: Clofencet, 2,4-D and salicylic acid. Chemosphere 45, 6-7, 767-774. +Dubus I.G., Beulke S., Brown, C.D. (2002). Calibration of pesticide leaching models: critical review and guidance for reporting. Pest Management Science, 58, 8, 745-758. +Enders A., Hanley K., Whitman T., Joseph S., Lehmann J. (2012). Characterization of biochars to evaluate recalcitrance and agronomic performance. Bioresource Technol. 114, 644–653. +European Food Safety Authority. (2010). Conclusion on the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance azimsulfuron. EFSA Journal 8,1554– 1615. +Fagnano M., Adamo P., Zampella M., Fiorentino N. (2011). Environmental and agronomic impact of fertilization with composted organic fraction from municipal solid waste: A case study in the region of Naples, Italy. Agriculture, Ecosystems & Environment 141(1-2), 100–107. +Fernandes M.B., Brooks P. (2003). Characterization of carbonaceous combustion residues: II. Nonpolar organic compounds. Chemosphere 53, 447–458. +Fernandes M.C., Cox L., Hermosín M.C., Cornejo J. (2006). Organic amendments affecting sorption, leaching and dissipation of fungicides in soils. Pest Manag. Sci. 62, 1207-1215. +Fernández-Bayo J., Nogales R., Romero E. (2009). Assessment of three vermicomposts as organic amendments used to enhance diuron sorption in soils with low organic carbon content. Eur. J. Soil Sci. 60, 935–944. +Fernández-Gutiérrez A., Martínez-Vidal J.L., Arrebola-Liebanas F. J., González-Casad, A., Vilchez J. K. (1998). Determination of endosulfan and some pyrethroids in waters by micro liquid-liquid extraction and GC-MS. Fresenius, Journal of Analytical Chemistry 360, 5, 568-572. +Fiedler S., Kalbitz K. (2003). Concentrations and properties of dissolved organic matter in forest soils as affected by the redox regime. Soil Science 168, 793–801. +Frenich A.G., Espada M.D.P., Vidal J.L.M., Molina L. (2001). Broad-spectrum determination of pesticides in groundwater by gas chromatography with electron capture detection, nitrogen-phosphorus detection, and tandem mass spectrometry. Journal of AOAC International 84, 6, 1751-1762. +Fu M.H., Mayton H., Alexander M. (1994). Desorption and biodegradation of sorbed styrene in soil and aquifer solids. Environmental Toxicology and Chemistry 13, 749-753. +Fuhr F., Mittelstaedt W. Putz, T., Stork, A. (1996). Pesticide residues in the environment: Combining laboratory, lysimeter and field studies. Environmental Fate of Xenobiotics, 33-48. +Gallardo-Lancho J. (1982). La materia orgánica del suelo: su importancia en suelos naturales y cultivados. I.O.A.T.O. Centro de Edafología y Biología Aplicada, Salamanca. +Gámiz B., Celis R., Cox L., Hermosín M.C., Cornejo J. (2012). Effect of olive-mill waste addition to soil on sorption, persistence, and mobility of herbicides used in Mediterranean olive groves. The Science of the total environment 429, 292–299. +Gamón M., Sáez E., Gil J., Boluda R. (2003). Direct and Indirect Exogenous Contamination by Pesticides of Rice-Farming Soils in a Mediterranean Wetland. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 44, 141–151. +García-Jaramillo M., Cox L., Cornejo J., Hermosín. M.C. (2014). Effect of soil organic amendments on the behavior of bentazone and tricyclazole. Science of the Total Environment 466–467, 906–913. +Gaunt J., Lehmann J. (2008). Energy balance and emissions associated with biochar sequestration and pyrolysis bioenergy production. Environmental Science and Technology 42, 4152-4158. +Gee G.W., Bauder J.W. (1986). Particle-size analysis. In Methods of Soil Analysis. Part 1. Physical and Mineralogical Methods, 2nd ed.; Klute, A., Ed.; ASA: Madison, WI, pp 383–4. +Gevao B., Semple K.T., Jones K.C. (2000). Bound pesticide residues in soils: a review. Environmental Pollution 108, 3–14. +Giles C.H., MacEwan T.H., Nakhwa S.N., Smith D. (1960). Studies in adsorption. Part XI. A system of classification of solution adsorption isotherms, and its use in diagnosis of adsorption mechanisms and in measurement of specific surface areas of solids. Journal of the Chemical Society (Resumed), 3973-3993. +Giori F.G., Tornisielo V.L., Regitano J.B. (2014). The role of sugarcane residues in the sorption and leaching of herbicides in two tropical soils. Water Air Soil Pollut. 225, 19– 35. +Glaser B., Haumaier L., Guggenberger G., Zech W. (2001). The Terra Preta phenomenon: a model for sustainable agriculture in the humid tropics. Naturwissenschaften 88, 37-41. +Gondar D., López R., Antelo J., Fiol S., Arce F. (2013). Effect of organic matter and pH on the adsorption of metalaxyl and penconazole by soils. J. Hazard. Mater. 260, 627– 633. +González-Vila F.J., Almendros G., Madrid F. (1999). Molecular alteration of organic fraction from urban waste in the course of composting and their further transformation in amended soil. Sci. Tot. Environ. 236, 215-229. +Graber E.R., Dror I., Bercovich F.C., Rosner M. (2001). Enhanced transport of pesticides in a field trial with treated sewage sludge. Chemosphere 44, 805–811. +Graber E.R., Tsechansky L., Khanukov J., Oka Y. (2011). Sorption, volatilization, and efficacy of the fumigant 1,3-dichloropropene in a biochar-amended soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 75, 1365–1373. +Gramatica P., Di Guardo A. (2002). Screening of pesticides for environmental partitioning tendency. Chemosphere 47, 947-956. +Green R. E., Karickhoff S. W. (1990). Sorption estimates for modeling. Pesticides in the Soil Environment: Processes, Impacts, and Modelling. Soil Science Society of America, Madison, WI, 79-101. +Gregg S. J., Sing K. S. W. (1982). Adsorption, Surface area and Porosity. London, Academic Press. +Guggenheim S., Martin R. T. (1995). Definition of clay and clay mineral - joint report of the aipea and CMS nomenclature committees. Clay Minerals 30, 3, 257-259. +Guntinas M.E., Gil-Sotres F., Leiros M.C., Trasar-Cepeda C. (2009). CO2 emission from soils under different uses and flooding conditions. Soil Biology and Biochemistry 41, 2598–2601. +Gustafson D. I. (1989). Groundwater ubiquity score: A simple method for assessing pesticide leachability. Environmental Toxicology and Chemistry, 8, 4, 339-357. +Haham H., Oren A., Chefetz B. (2012). Insight into the role of dissolved organic matter in sorption of sulfapyridine by semiarid soils. Environmental science & technology 46(21):11870–11877. +Hale S.E., Hanley K., Lehmann J., Zimmerman A.R., Cornelissen G. (2011). Effects of chemical, biological, and physical aging as well as soil addition on the sorption of pyrene to activated carbon and biochar. Environmental Science and Technology 45(24), 10445–10453. +Hanke A., Cerli C., Muhr J., Borken W., Kalbitz K. (2013). Redox control on carbon mineralization and dissolved organic matter along a chronosequence of paddy soils. European Journal of Soil Science 64, 476–478. +Hay J.V. (1990). Chemistry of sulfonylurea herbicides. Pesticide Science 29(3), 247– 261. +Hayes M.H.B. (2006). Solvent systems for the isolation of organic components from soils. Soil Science Society of America Journal 70, 3, 986-994. +Herbert B.E., Bertsch P.M. (1995). Characterization of dissolved and colloidal organic matter in soil solution. A review. Carbon Forms and Functions in Forest Soils 63-88. +Hermosín M.C., Cornejo J. (1989). Assessing soil factors related to pesticide adsorption by soils. Toxicological and Environmental Chemistry 25, 45-55. +Hermosín M.C., Cornejo J., Cox L. (2000). Calculation and validation of Kclay as predictor for polar or ionic pesticide adsorption by soils. Pesticide/Soil Interactions. techniques et pratiques, 131-139. +Hermosín M.C., Calderón M.J., Real M., Cornejo J. (2013). Impact of herbicides used in olive groves on waters of the Guadalquivir river basin (southern Spain). Agriculture, Ecosystems and Environment 164, 229-243. +Hildebrandt A., Guillamón M., Lacorte S., Tauler R. y Barceló D. (2008). Impact of pesticides used in agriculture and vineyards to surface and ground water quality (North Spain). Water Res. 42, 3315-3326. +Horspool W.M. (1970). Aspects of organic photochemistry. Ed. Academic Press. Londres. +Houot S., Barriuso E., Bergheaud V. (1998). Modifications to atrazine degradation pathways in a loamy soil after addition of organic amendments. Soil Biol. Biochem. 30, 2147-2157. +Hyun S., Lee L.S., Rao P.S.C. (2003). Significance of anion exchange in pentachlorophenol sorption by variable-charge soils. Journal of Environmental Quality 32(3), 966–976. +Ibáñez M., Sancho J.V., Pozo O.J., Niessen W., Hernández F. (2005). Use of quadrupole time-of-flight mass spectrometry in the elucidation of unknown compounds present in environmental water. Rapid Communications in Mass Spectrometry 19(2), 169–178. +Ippolito J.A., Laird D.A., Busscher W.J. (2012). Environmental benefits of biochar. Journal of Environmental Quality 41(4), 967–72. +Jabusch T., Tjeerdema R. (2005). Partitioning of penoxsulam, a new sulfonamide herbicide. Journal of Agricultural and Food Chemistry 53(18), 7179–7183. +McCarthy M., Hedges J., Benner R. (1996). Major biochemical composition of dissolved high molecular weight organic matter in seawater. Marine Chemistry 55, 3-4, 281-297. +Mekki A., Dhouib A., Sayadi S. (2013). Effects of olive mill wastewater application on soil properties and plants growth. International journal of recycling of organic waste in agriculture 2:15. +Miltner A., Bombach P., Schmidt-Brücken B., Käster M. (2012). SOM genesis: microbial biomass as a significant source. Biogeochemistry 111, 41-55. +Miyazaki Y. (1967). Nougyou-Zennsho [Encyclopedia of Agriculture], vol 1, 91-104, in 12-volume Nihon Nousho Zenshu [Complete Works of Ancient Agricultural Books in Japan], Nousangyoson Bunka Kyokai, Tokyo (in Japanese). +Moorman T. B., Cowan J. K., Arthur E. L., Coats J. R. (2001). Organic amendments to enhance herbicide biodegradation in contaminated soils. Biology and Fertility of Soils 33, 6, 541-545. +Morley, J. (1927). Following through with grass seeds. The National Greenkeeper 1, 1, 15. +Müller K., Magesan G.N., Bolan N.S. (2007). A critical review of the influence of effluent irrigation on the fate of pesticides in soil. Agriculture, Ecosystems & Environment 120(2-4), 93–116. +Murray R.S., Coughlan K.J., Quirk J.P. (1985). Nitrogen sorption isotherms and the microstructure of vertisols. Aust. J. Soil Res. 23, 137-149. +Muyzer G., de Waal E.C., Uitterlinden A.G. (1993). Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction-amplified genes coding for 16S rRNA. Appl. Environ. Microbiol. 59, 695–700. +Nasini L., Gigliotti G., Balduccini M.A., Federici E., Cenci G., Proietti P. (2013). Effect of solid olive-mill waste amendment on soil fertility and olive (Olea europaea L.) tree activity. Agriculture, Ecosystems & Environment 164,292–29. +Nebbioso A., Piccolo A. (2013). Molecular characterization of dissolved organic matter (DOM): a critical review. Analytical and Bioanalytical Chemistry 405(1):109–24. +Negre M., Schulten H.R., Gennari M., Vindrola D. (2001). Interaction of imidazolinone herbicides with soil humic acids. Experimental results and molecular modeling. Journal of Environmental Science and Health Part B-Pesticides Food Contaminants and Agricultural Wastes 36, 2, 107-125. +Novak J.M., Busscher W.J., Watts D.W., Amonette J.E., Ippolito J.E., Lima J.E., Gaskin J., Das K.C., Steiner C., Ahmedna M., Rehrah D., Schomberg H. (2012). Biochars impact on soil-moisture storage in an Ultisol and two Aridisols. Soil Sci. 177, 310–320. +Oades J. M. (1989). An introduction to organic matter in mineral soils. Minerals in Soils Environments (eds. J. B. Dixon y S. B. Weed), 2nd Ed. Madison WI, 89-159. +Ohno T. (2002). Fluorescence inner-filtering correction for determining the humification index of dissolved organic matter. Environ. Sci. Technol. 36, 742-746 +Ohno T., He Z., Sleighter R.L., Honeycutt C.W., Hatcher P.G. (2010). Ultrahigh resolution mass spectrometry and indicator species analysis to identify marker components of soil- and plant biomassderived organic matter fractions. Environmental Science and Technology 44(22), 8594–8600. +Osgerby J. M. (1970). Sorption of un-ionized pesticide by soils. Sorption and Transport Processes in soils. SCI Monography 37, 63-78. +Packer J. L., Werner J. J., Latch D. E., McNeill K., Arnold W. A. (2003). Photochemical fate of pharmaceuticals in the environment: Naproxen, diclofenac, clofibric acid, and ibuprofen. Aquat. Sci. 65, 342–351. +Padovani L., Capri E., Padovani C., Puglisi E., Trevisan M. (2006). Monitoring tricyclazole residues in rice paddy watersheds. Chemosphere 62(2):303–314. +Parker L.W., Doxtader K.G. (1983). Kinetics of the microbial degradation of 2,4-D in soil: effects of temperature and moisture. J. Env. Qual. 12, 553-558. +Paredes M.J., Moreno E., Ramos-Cormenzana A., Martínez J. (1987). Characteristics of soil after pollution with wastewaters from olive oil extraction plants. Chemosphere 16, 1557–1564. +Pareja L., Colazzo M., Pe A., Besil N., Heinzen H., Bo B., Cesio V., Fernández-Alba A.R. (2012). Occurrence and distribution study of residues from pesticides applied under controlled conditions in the field during rice processing. Journal of agricultural and food chemistry 60, 4440-4448. +Penuela G. A., Barceló D. (1998). Application of C-18 disks followed by gas chromatography techniques to degradation kinetics, stability and monitoring of endosulfan in water. Journal of Chromatography A 795, 1, 93-104. +Peschka M., Petrovic M., Knepper T.P., Barcelò D. (2007). Determination of two phototransformation products of bentazonee using quadrupole time-of-flight mass spectrometry. Anal. Bioanal. Chem. 388, 1227–1234. +Picó Y., Molto J. C., Redondo M. J., Viana E., Manes J., Font G. (1994). Monitoring of the pesticide levels in natural waters of the valencia community spain. Bulletin of environmental contamination and toxicology, 53, 230-237. +Pignatello J.J., Xing B.S. (1996). Mechanisms of slow sorption of organic chemicals to natural particles. Environmental Science & Technology 30, 1, 1-11. +Pignatello J.J., Kwon S., Lu Y. (2006). The effect of natural organic substances on the surface and adsorptive properties of environmental black carbon (Char): attenuation of surface activity by humic and fulvic acids. Environ. Sci. Technol. 40, 7757–7763. +Pinna M.V., Zema M., Gessa C., Pusino A. (2007). Structural elucidation of phototransformation products of azimsulfuron in water. Journal of Agricultural and Food Chemistry 55, 6659–6663. +Pusino A., Braschi I., Gessa C. (2000). Adsorption and degradation of triasulfuron on homoionic montmorillonites. Clays and Clay Minerals 48(1), 19–25. + Pusino A., Pinna M.V., Gessa C. Azimsulfuron sorption-desorption on soil. (2004). Journal of Agricultural and Food Chemistry 52, 3462–3466. +Racke K.D. (1990). Implications of enhanced biodegradation for the use and study of pesticides in the soil environment. ACS Symposium Series 426, 269-282. +Reemtsma T., Bredow A., Gehring M. (1999). The nature and kinetics of organic matter release from soil by salt solutions. European Journal of Soil Science 50, 1, 53-64. +Reichenberger S., Bach M., Skitschak A., Frede H.G. (2007). Mitigation strategies to reduce pesticide inputs into ground- and surface water and their effectiveness, a review. Sci. Total Environ. 384, 1–35. +Reid B.J., Jones K.C., Semple K.T. (2000). Bioavailability of persistent organic pollutants in soils and sediments: a perspective on mechanisms, consequences and assessment. Environ. Pollut. 108, 103–112. +Retan G.A. (1915). Charcoal as a means of solving some nursery problems. Forestry Quarterly 13, 25-30. +Roberts D., Knuteson R., Jackson R., Del Re A., Capri E., Padovani L., Trevisan M. (2003). The dissipation of penoxsulam in flooded rice fields. Pesticide in air, plant, soil and water system. Proceedings of the XII Symposium Pesticide Chemistry, Piacenza, Italy, 4–6 June, pp. 349–357. +Rodríguez-Cruz M.S., Jones J.E., Bending G.D. (2006). Field-scale study of the variability in pesticide biodegradation with soil depth and its relationship with soil characteristics. Soil Biology & Biochemistry 38, 2910–2918. +Rodriguez-Lucena P., Hernández D., Hernandez-Apaolaza L., Lucena J. (2010). Revalorization of a two-phase olive mill waste extract into a micronutrient fertilizer. Journal of Agricultural and Food Chemistry 58, (2), 1085-1092. +Roig N., Sierra J., Martí E., Nadal M., Schuhmacher M., Domingo J.L. (2012). Longterm amendment of Spanish soils with sewage sludge: Effects on soil functioning. Agriculture, Ecosystems & Environment 158, 41–48. +Romero E., Sánchez-Rasero F., Peña A., de la Colina C., Dios G. (1996). Bentazone Leaching in Spanish Soils. Pesticide Science 47, 7–15. +Ronsse F., Van Hecke S., Dickinson D., Prins W. (2013). Production and characterization of slow pyrolysis biochar: influence of feedstock type and pyrolysis conditions. GCB Bioenergy 5, 104–115. +Rousidou C., Papadopoulou K., Zervakis G., Singh B.K., Ehaliotis C., Karpouzas D.G. (2010). Repeated application of diluted olive mill wastewater induces changes in the structure of the soil microbial community. Eur. J. Soil Biol. 46, 34–40. +Russell J.D., Cruz M.I., White J.L. (1968). The adsorption of 3-aminotriazole by montmorillonite. J. Agric. Food Chem. 16, 21-24. +Rutherford D. W., Chiou C. T., Kile D. E. (1992). Influence of soil organic matter composition on the partition of organic compounds. Environmental science & technology 26, 2, 336-340. +Rutherford D.W., Wershaw R.L., Cox L.G. (2004). Changes in composition and porosity occurring during the thermal degradation of wood and wood components. Scientific Investigations Report 2004-5292. +Sahrawat K.L. (2004). Organic matter accumulation in submerged soils. Advances in Agronomy 81, 169–201. +Sánchez-Carmanzano M., Sánchez-Martín M.J., y Crisanto T. (1995). Toxicological & Environmental Chemistry 47, 203-208. +Sánchez-Carmanzano M., Iglesias-Jiménez E., Sánchez-Martín M.J. (1997). City refuse compost and sodium dodecyl sulphate as modifiers of diazinon leaching in soil. Chemosphere 35, 3003–3012. +Sánchez-Monedero M.A., Cayuela M.L., Mondini C., Serramia N., Roig A. (2008). Potential of olive mill wastes for soil C sequestration. Waste Manage. 28, 767–773. +Schmidt M.W.I., Noack A.G. (2000). Black carbon in soils and sediments: Analysis, distribution, implications and current challenges. Global Biogeochemical Cycles 14, 777-794. +Schnitzer M., Khan S. U. (1972). Humic substances in the environment. Ed. Marcel Dekker, New York. +Schwanninger M., Rodrigues J.C., Pereira H., Hinterstoisser B. (2004). Effects of shorttime vibratory ball milling on the shape of FT-IR spectra of wood and cellulose. Vibrational Spectroscopy 36(1), 23–40. +Sciubba L., Cavani L., Negroni A., Zanaroli G., Fava F., Ciavatta C., Marzadori C. (2014). Changes in the functional properties of a sandy loam soil amended with biosolids at different application rates. Geoderma 221–222, 40–49. +Sharma R.K., Wooten J.B., Baliga V.L., Lin X., Geoffrey Chan W., Hajaligol M.R. (2004). Characterization of chars from pyrolysis of lignin. Fuel 83(11-12), 1469–1482. +Sheldrick B.H., Wang C. (1993). Particle-size distribution. In: Carter, M. R. (Ed.), Soil Sampling and Methods of Analysis. Lewis Publishers: Ann Arbor, MI, pp. 499–511. +Sheng G., Yang Y., Huang M., Yang K. (2005). Influence of pH on pesticide sorption by soil containing wheat residue-derived char. Environmental Pollution 134, 457–463. +Schwarz J.L., Kowalczuk P., Kaczmarek S., Cota GF, Mitchell B.C., Kahru M., Chavez F.P., Cunningham A., McKee D., Gege P., Kishino M., Phinney D.A., Raine B. (2002). Two models for absorption by coloured dissolved organic matter. Oceanologia 44 (2), 209- 241. +Scow K. M., Hutson J. (1992). Effect of Diffusion and Sorption on the Kinetics of Biodegradation - Theoretical Considerations. Soil Science Society of America Journal, 56, 1, 119-127. +Senesi N., Miano T.M., Provenzano M.R., Brunetti, G. (1991). Characterization, differentiation and classification of humic substances by fluorescence spectroscopy. Soil Sci. 152 (4), 259-271. +Senesi N. (1992). Binding Mechanisms of Pesticides to Soil Humic Substances. Science of the Total Environment 123, 63-76. +Serrano J.L. (2002). Información procedente del programa de vigilancia de intoxicaciones agudas por plaguicidas en Almería (2000-2002). Jornada Científica sobre Vigilancia de Intoxicaciones por Plaguicidas y Exposición Ocasional. Granada. 2002. +Sheldrick B.H., Wang C. (1993). Particle-size distribution. In Soil Sampling and Methods of Analysis; Carter, M. R., Ed.; Lewis Publishers: Ann Arbor, MI 1993; pp 499- 511. +Shen Y.H. (1999). Sorption of natural dissolved organic matter on soil. Chemosphere 38 (7), 1505-1515. +Si Y., Zhang J., Wang S., Zhang L., Zhou D. (2006). Influence of organic amendment on the adsorption and leaching of ethametsulfuron-methyl in acidic soils in China. Geoderma 130, 66-76. +Singh B.K., Walker A., Wright D.J. (2001). Degradation of pesticides in combination and their effect on soil microbial activity. Pesticide Behaviour in Soils and Water. British Crop Protection Council Symposium Proceedings, 78, 145-150. +Singh B., Singh B.P., Cowie A.L. (2010). Characterization and evaluation of biochars for their application as a soil amendment. Aust. J. Soil Res. 48, 516–525. +Singh N. (2002). Sorption behavior of triazole fungicides in Indian soils and its correlation with soil properties. J. Agr. Food Chem. 50, 6434−6439. +Singh S., Mishra R. Singh A., Ghoshal N., Singh, K.P. (2009). Soil physicochemical properties in a grassland and agroecosystem receiving varying organic inputs. Soil Sci. Soc. Am. J. 73, 1530-1538. +Skjemstad J.O., Clarke P., Taylor J.A., Oades J.M., McClure S.G. (1996). The chemistry and nature of protected carbon in soil. Australian Journal of Soil Research 34, 251-271. +Sohi S.P., Krull E., Lopez-Capel E., Bol R. (2010). A review of biochar and its use and function in soil. In Advances in Agronomy, Volume 105; Burlington: Academic Press 47–82. +Spark K.M., Swift R.S. (1994). Investigation of some of the parameters affecting the fluorescene spectra of humic substances. Humic Substance in The Global Environment and Implications on Human Health. Elsevier, Amsterdam, 153-160. +Spokas K.A., Koskinen W.C., Baker J.M., Reicosky D.C. (2009). Impacts of woodchip biochar additions on greenhouse gas production and sorption/degradation of two herbicides in a Minnesota soil. Chemosphere 77 574–581. +Stefke B., Windeisen E., Schwanninger M., Hinterstoisser B. (2008). Determination of the weight percentage gain and of the acetyl group content of acetylated wood by means of different infrared spectroscopic methods. Anal. Chem. 80, 1272–1279. +Steiner C., Teixeira W.G., Lehmann J., Nehls T., Macedo J.L.V., Blum W.E.H, Zech W. (2007). Long term effects of manure, charcoal and mineral fertilization on crop production and fertility on a highly weathered Central Amazonian upland soil. Plant and Soil 291, 275-290. +Stevenson F.J. (1994). Humus Chemistry: Genesis, Composition, Reactions, 2nd ed. John Wiley & Sons, Inc., New York. +Stocking M.A. (2003). Tropical soils and food security: The next 50 years, Science 302, 1356-1359. +Sudo M., Goto Y., Okajima T., Horiuchi R., Odani H. (2012). Journal of Pesticide Science37, 2, 140-147. +Sun K., Keiluweit M., Kleber M., Pan Z., Xing B. (2011). Sorption of fluorinated herbicides to plant biomass-derived biochars as a function of molecular structure. Bioresource Technol. 102, 9897–9903. +Sun K., Gao B., Ro K.S., Novak J.M., Wang Z., Herbert S., Xing B. (2012a). Assessment of herbicide sorption by biochars and organic matter associated with soil and sediment. Environmental Pollution 163, 167-173. +Sun H., Hockaday W.C., Masiello C.A., Zygourakis K. (2012b). Multiple controls on the chemical and physical structure of biochars. Ind. Eng. Chem. Res. 51, 3587−3597. +Sun K., Kang M., Zhang Z., Jin J., Wang Z., Pan Z., Xu D., Wu F., Xing B. (2013). Impact of deashing treatment on biochar structural properties and potential sorption mechanisms of phenanthrene. Environmental Science and Technology 47(20), 11473−11481. +Tanji K., Valoppi L. (1989). Groundwater contamination by trace elements. Agriculture, Ecosystems and Environment, 26, 229-274. +Thevenot M., Dousset S., Hertkorn N., Schmitt-Kopplin P., Andreux F. (2009). Interactions of diuron with dissolved organic matter from organic amendments. The Science of the Total Environment 407(14), 4297–302. +Thomas R. G. (1982). Volatilization from soil. WJ Lyman, WP Reehl, and DH Rosenblatt eds. Handbook of chemical property estimations methods. New York, McGraw Hill, 1- 50. +Thomsen A.B., Henriksen K., GrØn C., MØldrup P. (1999). Sorption, transport, and degradation of quinoline in unsaturated soil. Environ. Sci. Technol. 33, 2891-2898. + Thurman, E. M. (1985). Organic Geochemistry of Natural Waters. Nijhoff, M., Junk, W. Dordrecht, The Netherlands. +Tomlin C. (ED.) The Pesticide Manual. 14th edn, 2006. British Crop Protection Council, Farnham, Surrey. +Traina S.J., Novak J. y Smeck N.E. (1990). An ultraviolet absorbance method of estimating the percent aromatic carbon content of humic acids. Journal of Environmental Quality 19, 1, 151-153. +Tryon E.H. (1948). Effect of charcoal on certain physical, chemical, and biological properties of forest soils. Ecological Monographs 18, 81-115. +Valle A., Boschin G., Negri M., Abbruscato P., Sorlini C., D’Agostina A., Zanardini E. (2006). The microbial degradation of azimsulfuron and its effect on the soil bacterial community. Journal of Applied Microbiology 101, 443–452. +Van Zwieten L., Kimber S., Morris S., Chan K.Y., Downie A., Rust J., Joseph S., Cowie A. (2010). Effects of biochar and slow pyrolysis of papermill waste on agronomic performances and soil fertility. Plant Soil 327, 235−246. +Vidal J.L.M., Frias M.M., Frenich A.G., Olea-Serrano F., Olea N. (2002). Determination of endocrine-disrupting pesticides and polychlorinated biphenyls in human serum by GC-ECD and GC-MS-MS and evaluation of contributions to the uncertainty of the results. Analytical and Bioanalytical Chemistry 372, 7-8, 766-775. +Vieublé-Gonod L., Benoit P., Cohen N., Houot S. (2009). Spatial and temporal heterogeneity of soil microorganisms and isoproturon degrading activity in a tilled soil amended with urban waste composts. Soil Biology and Biochemistry 2009; 41(12):2558–2567. +Von Caemmerer S., Farquhar G.D. (1981). Some relationships between the biochemistry of photosynthesis and the gas exchange of leaves. Planta 153, 377–387. +Wagner S.C., Zablotowicz R.M., Gaston L.A., Locke M.A., Kinsella J. (1996). Bentazon Degradation in Soil: Influence of Tillage and History of Bentazon Application. J. Agric. Food Chem., 44, 1593-1598. +Walkley A., Black J.A. (1934). An examination of the Degtjareff method for determining soil organic matter, and proposed modification of the chromic acid titration method. Soil Science 37, 29–38. +Wang J., Zhang M., Xiong Z., Liu P., Pan G. (2011). Effects of biochar addition on N2O and CO2 emissions from two paddy soils. Biol. Fertil. Soils 47, 887–896. +Wang X., Cammeraat L.H., Wang Z., Zhou J., Goversb G., Kalbitz K. (2013). Stability of organic matter in soils of the Belgian Loess Belt upon erosion and deposition. European Journal of Soil Science 64, 219–228. +Wardle D.A., Zackrisson O., Nilsson M.C. (1998). The charcoal effect in boreal forests: mechanisms and ecological consequences. Oecologia 115, 419–426. +Washburn E.W. (1921). The dynamics of capillary flow. Phys. Rev. 17, 273–83. +Wauchope R.D. (1978). Pesticide Content of Surface-Water Draining from Agricultural Fields - Review. Journal of Environmental Quality 7, 4, 459-472. +Wauchope R.D., Myers R.S. (1985). Adsorption-desorption kinetics of atrazina and linuron in freshwater-sediment aqueous slurries. Journal of Environmental Quality 14, 1, 132-136. +Wauchope R.D., Yeh S., Linders J., Kloskowski R., Tanaka K., Rubin B., Katayama A., Kördel W., Gerstl Z., Lane M., Unsworth J.B. (2002). Pesticide soil sorption parameters: theory, measurement, uses, limitations and reliability. Pest Management Science 58, 419-445. +Weber J.B. (1972). Interaction of organic pesticides with particulate matter in aquatic and soil systems. In Fate of Organic Pesticides in the Aquatic Environment. Advances in Chemistry Series, Number III, American Chemical Society, USA, pp. 55–120. +Weber J.B., Swain L.R., Streck H.J., Sartori. (1980). Herbicide mobility in soil leaching columns. Research Methods in Weed Science. N.D. Camper, 189-200. +Weber J.B. (1982). Ionization and adsorption-desorption of tricyclazole by soil organic matter, montmorillonite clay and Cape Fear sandy loam soil. J. Agric. Food Chem. 30, 584–588. +Wen B., Huang R., Li R., Gong P., Zhang S., Pei Z., Fang J., Shan X.-Q., Khan S.U. (2009). Effects of humic acid and lipid on the sorption of phenanthrene on char. Geoderma 150(1-2), 202–208. +Witt C., Gaunt J.L., Galicia C.C., Ottow J.C.G., Neue H.U. (2000). A rapid chloroformfumigation extraction method for measuring soil microbial biomass carbon and nitrogen in flooded rice soils. Biology and Fertility of Soils 30, 510–519. +Worral F., Parker A., Rae J.E., John A.C. (1999). A study of suspended and colloidal matter in the leachate from lysimeters and its role in pesticide transport. J. Environ. Qual. 28, 595-604. +WRB, I. W. G., World Reference Base for Soil Resources. FAO: Rome, 2006. +Wu Q., Riise G., Kretzschmar R. (2003). Size distribution of organic matter and associated propiconazole in agricultural runoff Material. J. Environ. Qual. 32, 2200– 2206. +Wu W., Yang M., Feng Q., McGrouther K., Wang H., Lu H., Chen Y. (2012). Chemical characterization of rice straw-derived biochar for soil amendment. Biomass Bioenerg. 47, 268–276.