Introducción

El petróleo es una de las principales fuentes de energía, algunos reportes mencionan que 94% de los combustibles empleados para transporte, provienen de este recurso natural. México es el 11° mayor productor de petróleo en el mundo, tan solo en 2020 se produjeron 20 143 000 barriles diarios, de los cuales, 63% fue de petróleo pesado, 28% mediano y 8% súper ligero. En ese año, el estado de Tabasco fue el principal productor en tierra con 2 480 922 barriles diarios (12.3% del total nacional), paralelamente, en ese periodo se registraron diversos derrames de hidrocarburos que afectaron cuerpos de agua y suelo (^{Martínez y Herrera, 2021}; ^{Rabelo-Avalos, Ramos, Díaz-Perera y Mesa, 2021}).

En este sentido, los reportes indican que la mayor parte de los derrames han sido durante la extracción y transporte de hidrocarburos. Según Petróleos Mexicanos (PEMEX), en 2020 sucedieron aproximadamente 931 accidentes, afectando 1375 ha de suelos, en tanto que para 2019, sucedieron hasta 1070 eventos, lo cual resulta preocupante por las repercusiones que estos eventos ocasionan al ambiente (^{Varjani, 2017}). Para restaurar estas zonas, se llevan a cabo diversos trabajos basados en técnicas físicas, químicas y biológicas, esta última emplea organismos para degradar o eliminar los contaminantes, con el fin de reducir los daños al ambiente y la salud pública (^{Juwarkar, Singh y Mudhoo, 2010}; ^{Zhao et al., 2018}).

El vermicompostaje es una técnica de remediación biológica que ha sido probada como efectiva en la eliminación de un amplio rango de hidrocarburos del petróleo, mejorando su biodisponibilidad y estimulando el crecimiento de organismos nativos que degradan o convierten las diversas fracciones del petróleo. Por ejemplo, se han remediado sitios empleando hongos lignolíticos (actinomicetos y basidiomicetes) que producen enzimas lignolíticas (enzimas ligninolíticas peroxidasa dependientes de Mn, lignina peroxidasa y lacasa), además de otras enzimas como las lipasas y las fosfatasas ácidas, que se utilizan a menudo para estimar la actividad general de la comunidad microbiana (^{Košnář et al., 2019}).

Durante el vermicompostaje se producen sustancias húmicas que estimulan la degradación de contaminantes hidrofóbicos. Su importancia ambiental es evidente, ya que constituyen el principal reservorio de carbono de la biósfera (1600 × 10¹⁵ g C) y representan 70% de la materia orgánica (MO) del suelo y alcanzan 25% del carbono orgánico disuelto en aguas subterráneas, 50% - 80% de MO disuelta en agua dulce y hasta 90% en pantanos y marismas (^{Lipczynska-Kochany, 2018}).

No obstante, la biodegradación de los contaminantes estimulada por las sustancias húmicas depende de factores como el pH, temperatura, fuerza iónica y estado redox, de la estructura de un componente particular, así como la concentración de las sustancias húmicas. Diversos estudios han demostrado que la biodisponibilidad de los hidrocarburos está controlada por la interacción de la MO del suelo, por lo tanto, la intensidad de la sorción determina la biodisponibilidad. Las sustancias húmicas son de suma importancia en la remediación de suelos, ya que pueden reducir la toxicidad de los contaminantes transformándolos, secuestrándolos o separándolos en diferentes fases. Además, tienen el mismo efecto que un biosurfactante ya que mejoraran la desorción de hidrocarburos y aumentan su biodisponibilidad, pero son escasos los estudios comparativos en función de las propiedades de los suelos, lo cual ampliaría su aplicabilidad (^{Lipczynska-Kochany, 2018}; ^{Kulikova y Perminova, 2021}).

Por estas razones, el objetivo de esta investigación fue evaluar la remoción de hidrocarburos totales del petróleo o HTP en tres suelos con diferentes clases texturales: S1: arcilloso, S2: arcilloso-limoso y S3: migajón arenoso; tratados con diferentes clases de abonos: vermicomposta comercial y sustancias húmicas comerciales (humato de potasio).

Materiales y Métodos

Muestreo y análisis de suelos

Se determinaron tres sitios de muestreo, el primero y segundo provenían de derrames de hidrocarburos (aproximadamente 7200 y 300 ha, respectivamente) y un tercero con presencia de fosas de residuos aceitosos (aproximadamente 78 ha). Todos los sitios corresponden a zonas inundables del estado de Tabasco, México. De estos sitios se tomaron muestras, con el fin de evaluar la remoción de HTP aplicando sustancias húmicas generadas por vermicompostaje aplicadas en diferentes texturas de suelos, se eligieron tres sitios con texturas diferentes (al tacto): 1) suelo arenoso del municipio de Paraíso, 2) suelo arcilloso-limoso de la zona de camellones Chontales de Jalpa de Méndez y Nacajuca, y 3) de Huimanguillo, con textura arcillosa (Figura 1).

Figura 1: Ubicación de los suelos analizados. 

Figure 1: Location of the analyzed soils. 

Para hacer la toma de la muestra se trazó una rejilla de 50 cm × 50 cm en un área total de 50 m² y se barrenó en las intersecciones (barrena de acero inoxidable de 70 cm × 5 cm) hasta donde se encontraba el nivel friático (entre 80 cm y 140 cm de profundidad). En campo se determinó la textura (al tacto), color (tabla de colores Munsell), pH (potenciómetro Hanna Hi9811-5) y conductividad eléctrica (conductímetro de campo). Primero, se recolectaron 100 g de suelo a 2 m de profundidad en las intersecciones, y se colocaron en frascos de vidrios color ámbar, estériles, que se conservaron en una hielera, para después refrigerarlas a 4 °C, para inhibir el metabolismo microbiano (^{Cuanalo-de la Cerda, 1990}), para su posterior análisis de hidrocarburos totales del petróleo. Posteriormente, se tomaron muestras a 30 cm de profundidad, cada 30 m de separación dentro del cuadrante, utilizándose la técnica del zig-zag. En total fueron de 30 puntos de muestreo. El suelo se colocó en bolsas de polietileno, selladas y etiquetadas para su posterior tratamiento en el laboratorio.

Las muestras de suelo fueron analizadas de acuerdo con lo que establece la NOM-021-RECNACT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}). Primero, fueron secadas al aire y a temperatura ambiente en una superficie de polietileno cubierta con papel, para eliminar el exceso de humedad presente en el suelo. Después, las muestras se trituraron con un rodillo de madera para eliminar los residuos orgánicos visibles. Finalmente se molieron con un molino de mano y tamizaron con un tamiz de acero inoxidable de 2 mm de abertura. Posteriormente se depositaron en un recipiente de plástico para su almacenamiento. A cada muestra de suelo, se les determinaron los siguientes parámetros (n =3):

1. Textura del suelo, método AS-09/NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

2. Densidad aparente del suelo, método AS-03/NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

3. Densidad real del suelo, método AS-04/NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

4. Humedad NMX-AA-052/NOM-138-SEMARNAT-SSA1-2012 (^{NOM-138-SEMARNAT-SSA1-2012, 2013})

5. Fosforo (P) y Nitrógeno (N), método AS-10 y método Kjeldahl, ambos de la NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

6. Magnesio (Mg) y Calcio (Ca), método AS-10/Absorción Atómica/ NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

7. Ácidos húmicos y fúlvicos, método de ^{Kononova (1961}).

8. pH (1:2 relación suelo-agua, potenciómetro HANNA HI 9813-6).

9. Temperatura (termómetro de -20 °C a 150 °C marca Brannan).

10. Materia orgánica, método AS-07/NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}).

Además, se realizó un recuento en placas de células viables para corroborar la actividad microbiana que acompaña al proceso de vermicompostaje, mediante el método de diluciones en serie (base 10, 1 g de suelo en 9 mL de agua destilada estéril), (^{Madigan et al., 2014}).

Resultados y Discusión

Los suelos analizados son minerales, lo que significa que la materia y el carbono orgánico son menores del 20 y del 11%, respectivamente (Cuadro 1), (^{FAO, 2008}; ^{Voltr et al., 2021}). Además, algunas de las propiedades cualitativas observadas en campo tales, profundidades de 20 cm - 50 cm de profundidad para los tres suelos. En general, los tres presentaron texturas medias o medias sobre gruesas; horizontes A muy ricos en contenido de MO (alta reactividad a H₂O₂), con presencia de lombrices y otros organismos, con humedad de media a alto. Destaca que S3, está constituido por materiales orgánicos de > 40 cm de espesor y aproximadamente más de dos tercios de su estructura contiene material vegetal que todavía puede ser identificado en la estructura orgánica del suelo.

Con base en lo anterior, y comparando con algunos los reportes de ^{Palma-López, Cisneros, Moreno y Rincón (2007)} y ^{Morales-Guzmán et al. (2020)} quienes han realizado estudios en el sitio, identifican a S1 fue como vertisol éutrico, el cual es un suelo con alto contenido de arcillas (77% masa para S1) que tienden a expanderse según la época del año, además, la estructura del suelo da un estrecho rango de humedad (23.89% masa para S1). Mientras que S2 se identificó como fluvisol éutrico. Son suelos con poca estrarificación y un aporte importe de arcilla. ^{Palma-López et al., (2007)} indica hasta un contenido de 48.9% de arcilla en los primeros 30 cm de profundidad, como ocurre con el S2 y el 49% de arcilla encontrado.

En tanto que el S3 fue descrito como histosol fíbrico-gleysol, un suelo con tendencia a la acumulación de MO. Debido al alto contenido de arena (84%) su porcentaje de porosidad es alto también. Además, la formación de ácidos fúlvicos (1.19%) promueve la formación de poros (^{Palma-López et al., 2007}). También, se observó que S1 presentó 0.4% de nitrógeno, S2 0.25% y el S3 0.11%, los cual indica un contenido muy alto, alto y medio, respectivamente; así mismo, los contenidos de MO de S1 y S2 (8.88 y 4.19) indican que son suelos con clasificación muy alta y S3 alta (2.72), según lo especificado en la Norma Oficial Mexicana NOM-021-RECNAT-2000 (^{NOM-021-SEMARNAT-2000, 2002}). Sin embargo, la relación C/N, en S1 (12.87) y S3 (14.37), pueden relacionarse con suelos con excesos de carbono, (^{Herrero, Flores y Imperial, 2019}).

Además, en los tres tipos de suelo se encontraron concentraciones altas de fósforo, según lo refiere la norma mencionada. Por un lado, este elemento es necesario para que los microorganismos sinteticen sus principales biomoléculas relacionadas con la degradación de hidrocarburos, entre estas se encuentran las enzimas oxigenasas unidas a la membrana plasmática que, asistidas con bioemulsificantes solubilizan las sustancias no polares y permiten que aumenten la afinidad entre las interfaces agua/aceite y la superficie celular (^{Hou et al., 2018}; ^{Rodríguez-Uribe, Peña, Rivera y Délano, 2021}).

Por otro lado, el suelo posee partículas finas como los limos (0.05-0.002 mm), las arcillas (< 0.002 mm) y las arenas (> 2 mm) que afectan la clasificación textural, a partir de la cual se puede comprender el comportamiento de los suelos. Desde esta perspectiva, el arreglo de estas partículas influye en los procesos de biorremediación. Un suelo con alto contenido de arcillas, como el S1, tiene una baja permeabilidad, sin embargo, las arcillas tienen la capacidad de catalizar la formación de ácidos húmicos y protegen al material orgánico de la descomposición dentro de los agregados del suelo (^{Arias-Trinidad, Rivera y Trujillo, 2017}; ^{Ajona y Vasanthi, 2021}).

Por lo tanto, el transporte de minerales y gases como el oxígeno es menor en comparación con suelos de menor densidad. Los requerimientos óptimos de oxígeno para la actividad microbiana son de 10%, sin embargo, para la degradación de hidrocarburos se han reportado requerimientos entre 10 - 40%. El movimiento de tales elementos a través de los espacios vacíos entre las partículas del suelo permite que estén disponibles para los organismos vivos (^{Voroney y Heck, 2015}; ^{Chan-Quijano, Cach y Rodríguez, 2020}).

Además, un suelo con porosidad moderada, como un S3 que es migajón-arenoso, soporta actividad microbiana por el continuo movimiento de nutrientes, oxígeno y humedad. A este respecto el contenido de humedad también es importante, porque la actividad microbiana es directamente proporcional al contenido de agua, mientras que el exceso no es propicio para la transferencia de oxígeno, lo que puede derivar en un lixiviado inesperado (^{Hoang et al., 2021}). Por lo tanto, el contenido de humedad es función del tipo de suelo, la distribución del tamaño de poro y la textura del mismo. Una pequeña diferencia en la textura afecta el volumen de los espacios vacíos ya que toda la actividad microbiana y de especies como Eisenia foetida ocurre entre los espacios vacíos o hacen uso de ellos para su alimentación y distribución (^{Haghollahi, Fazaelipoor y Schaffie, 2016}; ^{Machado et al., 2020}). Por lo que, un suelo como el S2, arcilloso limoso y un contenido de humedad de 23.54% (el más alto de los tres) puede ser más apto para el crecimiento de microorganismos.

La humedad en los tres suelos no alcanzó 30%, muy por debajo de 60% de la capacidad de almacenamiento de un suelo, que se recomienda en la literatura, de manera que la pérdida de humedad afecta sensiblemente la biorremediación (^{Stepanova, Gladkov, Osipova, Gladkova y Tereshonok, 2022}). El suelo de características arcillosas, el S1, tuvo el porcentaje más alto con 23.89%. Esto se debe a su baja permeabilidad y reducida porosidad de 22% en comparación con los otros suelos. Sin embargo, la adición de vermicomposta y los subproductos metabólicos de la lombriz roja californiana, además de enriquecer el suelo con nutrientes y otros microorganismos, también aumentó el contenido de humedad del suelo.

En cuanto a la temperatura de suelo, los resultados muestran una temperatura promedio de 28° C, en un intervalo que va de 26.83 a 30.5 °C. La temperatura en un suelo está relacionada con sus características minerales. El S1 es de características arcillosas, por lo cual el ligero aumento de la temperatura se atribuye a las partículas arcillosas, contrario al suelo arenoso, donde el drenaje más amplio y la circulación de aire en mayor proporción. La actividad microbiana es mejor con la absorción del calor, provocando una mejor degradación del petróleo crudo. Además, se ha reportado previamente que la temperatura para el crecimiento de los microorganismos que degradan hidrocarburos no es precisamente un reflejo de la temperatura in situ de un reservorio. Lo que se ha reportado es que esto depende de las condiciones ecológicas donde se desarrollen. Sin embargo, la mayor parte de las bacterias crecen de forma óptima en un intervalo de 25 - 35° C, lo que es apropiado en procesos de biorremediación (^{Varjani, 2017}; ^{Liu et al., 2018}; ^{Iyobosa, Xianagang, Jun, Fang y Zhennan, 2020}).

Por otra parte, el pH del suelo también puede modificar de manera significativa la actividad biológica del suelo y, por consiguiente, esto influirá en el resultado de un proceso de biorremediación (^{Haghollahi et al., 2016}). En la literatura se ha registrado un pH óptimo entre 6.0, 7.0 y 7.5, para el crecimiento microbiano. Un crecimiento menor ocurrió cuando el suelo alcanzó un pH menor a 6.5. Su determinación es afectada por varios factores como el tipo y cantidad de compuestos orgánicos e inorgánicos que contribuyen a la acidez del suelo (^{Castillo, Pastenes y Córdova, 2022}).

De acuerdo con los resultados, el suelo migajón-arenoso (S3) tuvo el conteo más alto (6.5×10⁴ de UFC g^-1), seguido de suelo franco-arenoso (S2) y, en menor proporción, suelo arcilloso (S1, 6.0×10⁴ de UFC g^-1). Se observó que el conteo de UFC g^-1 es inversamente proporcional a la humedad de la muestra y de arcilla del suelo, ya que S3 y S2 poseen menor cantidad de arcillas y humedad en comparación con S1, lo cual coincide con el reporte de ^{Clarkson y Robert (2016)}. Estos mismos autores reportan que para la degradación de hidrocarburos el pH óptimo debe ser entre 7.0 y 7.5. El pH en el S3 fue el más bajo, ligeramente ácido, lo cual se relaciona con la mayor porosidad y almacenamiento de sustancias orgánicas ácidas.

Finalmente, la conductividad eléctrica tiene una relación directa con la salinidad. Durante los 60 días del muestreo, con mediciones cada tercer día, la conductividad alcanzó valores medios de 0.6775 dS m^-1 ± 0.049 (desviación estándar, D.E.) en el S1, mientras que en el S2 la variación reportó 0.921 dS m^-1 ± 0.07 (D.E.), y en el S3 de 0.62 dS m^-1 ± 0.073 (D.E.). Como la conductividad eléctrica fue < 1.0, dS m^-1, y la clasificación de estos suelos de acuerdo con él, se considera como de “efectos despreciables de salinidad”, el crecimiento microbiano no fue afectado por efectos de salinidad.

En cuanto a la selección de la vermicomposta se realizó con base el contenido de carbono (cinco tipos, Cuadro 2). De acuerdo con esto, el contenido de carbono de la mezcla de todos los sustratos utilizados fue el más alto.

Los niveles dentro de cada uno de los tres factores mostraron diferencias estadísticas significativas, de modo que todos los tratamientos fueron diferentes. Así, de acuerdo con los resultados del análisis de varianza, el S2 (36 106.4 mg kg^-1 ± 15 336.3 desviación estándar, D.E.) fue el más eficiente en la degradación de los HTP, seguido por el S3 (37 349 mg kg^-1 ± 12 248, D.E.) y el S1 (38 465.1 mg kg^-1 ± 97 67.53, D.E.). Mientras que de acuerdo al tipo de EO, la VO (34 461 mg kg^-1 ± 14 708, D.E.) fue la mejor en este rubro. Así mismo, el tratamiento con microorganismos (29 694 mg kg^-1 ± 13 947, D.E.) fue el que degradó hidrocarburos con mayor eficiencia que el que no contiene microorganismos (44 919 mg kg^-1 ± 44937, D.E.). En la Figura 2a, se muestran los resultados sobre el tipo de EO.

Figura 2: (a) Análisis de múltiples rangos (diferencias estadísticas significativas en los tres tratamientos SINV (sin vermicomposta), SHC (sustancias húmicas comerciales) y VO (vermicomposta orgánica)); (b) Interacción EO-suelo.  

Figure 2: (a) Multiple range analysis (statistically significant differences in the three treatments SINV (without vermicompost), CHS (commercial humic substances), and VO (organic vermicompost)); (b) Composting-soil interaction. 

Por otra parte, se observa una interacción significativa entre el tipo de suelo y la vermicomposta (Figura 2b). La mejor combinación en términos de degradación de HTP ocurrió con el S2 y VO (32 457.4 mg kg^-1), ya que se muestra un cambio de dirección y de intensidad importante (Figura 2b).

En cuanto a la interacción EO-carga microbiana se muestra una tendencia clara que favorece a la vermicomposta orgánica y la presencia de microorganismos, Figura 3a, en la degradación de hidrocarburos. Hay un cambio de dirección e intensidad al pasar del tratamiento SINV (38 772.1 mg kg^-1) al de SHC (23 032.2 mg kg^-1), hasta la VO (21 128.1 mg kg^-1). Y en cuanto a la interacción carga microbiana-suelo, hay una tendencia en el S2 con microorganismos (26 430.5 mg kg^-1), seguido del S3 (29 757.7 mg kg^-1descrito en la Figura 3b. Y esa misma tendencia se ve en el tiempo según el tipo de EO (Figura 3b). La VO tuvo el valor más bajo de HTP luego de 60 días (276 656.0 mg kg^-1), en comparación con las SHC (28 063.7 mg kg^-1) como se observa en la Figura 3c. Finalmente, la Figura 3d, muestra un cambio significativo de dirección e intensidad en la degradación de los hidrocarburos en los tratamientos que emplearon microorganismos, al tiempo 60 (19 661.4 mg kg^-1), muy por debajo de las unidades experimentales sin microorganismos (41 858.0 mg kg^-1) al tiempo 60 días.

Figura 3: (a) Interacción composta-carga microbiana. SINV (sin vermicomposta), SHC (sustancias húmicas comerciales), VO (vermicomposta orgánica): CM (con microorganismos), SM (sin microorganismos). (b). Interacción suelo-carga microbiana. (c). Interacción compostaje-tiempo. (d) Interacción carga microbiana-tiempo. 

Figure 3: (a) Compost-microbial load interaction. SINV (without vermicompost); CHS (commercial humic substances), VO (organic vermicompost): CM (with microorganisms), SM (without microorganisms). (b) Soil-microbial load interaction; (c) Composting-time interaction; (d) microorganisms-time interaction. 

Estos resultados muestran que el vermicompostaje es un proceso emergente y factible para convertir los derivados del petróleo en productos de vermicompostaje útiles y de alta calidad, lo cual coincide como algunos estudios que mencionan que las lombrices de tierra (E. fétida), poseen enzimas (citocromo-P450) capaces de promover la eficiencia de la biorremediación a través del metabolismo de productos HAP. Además, las enzimas hidrolíticas producidas principalmente por hongos filamentosos presentes en el proceso de vermicompostaje pueden aumentar la biodisponibilidad de los productos de naturaleza oleosa y mejorar la eficiencia de la biorremediación (^{García-Sánchez, Košnář, Mercl, Aranda y Tlustoš, 2018}; ^{Košnář et al., 2019}).

El resultado final de la degradación de hidrocarburos en un proceso de biorremediación está condicionado por la presencia de sustancias biodegradables, así como la capacidad enzimática de los microorganismos y la biodisponibilidad de nutrientes. Esto se hace patente en la interacción tipo de EO-carga microbiana (Figuras 3c y 3d). La presencia de microorganismos estimuló la degradación de hidrocarburos de manera significativa. No obstante, la capacidad de un sistema de EO para lograr la biorremediación depende en gran medida de la biodisponibilidad de los nutrientes. Eso explica por qué el mejor tratamiento fue la VO. Si bien, los humatos tienen alto contenido de microorganismos su baja biodisponibilidad puede ser un factor limitante, como lo mencionan ^{Chianese, Fenti, Iovino, Musmarra y Salvestrini (2020)}. El tratamiento con SHC fue mejor que el tratamiento SINV, pero menos eficiente que el que usa sustancias orgánicas, donde los nutrientes están en un estado más libre.

Además, el proceso de compostaje es un proceso rico en microorganismos como bacterias y hongos que son capaces de degradar compuestos xenobióticos. Se ha comprobado que el proceso de compostaje funciona en condiciones ex situ e in situ (^{Abdollahinejad, Pasalari, Jafari, Esrafili y Farzadkia, 2020}). ^{Chaudhary y Kim (2019)} indican que en un sistema de vermicomposta, una temperatura superior a 50 °C es importante en la degradación de hidrocarburos, por otro lado, se observó que la temperatura de las unidades experimentales alcanzó 30 °C en promedio, la cual es óptima para el crecimiento de bacterias mesófilas (^{Iyobosa et al., 2020}).

El enriquecimiento de VO es una práctica que mejora los procesos de biorremediación, de acuerdo con ^{Chen et al. (2015)} la adición de residuos orgánicos mejoró significativamente la degradación de hidrocarburos y los n-alcanos. Estos autores reportan la biorremediación de un suelo arcilloso enriquecido con biosólidos y suplementado con fertilizantes orgánicos, además de nutrientes minerales, aserrín y heno, obteniendo una disminución de HTP de 93% después de ocho semanas. Esto concuerda con los resultados obtenidos, donde el S2 VOCM, un suelo de características más arcilloso-limoso tuvo un porcentaje de remoción de 86% después de 60 días, usando cascarilla de cacao, arroz, bagazo y estiércol.

La producción y el uso de vermicomposta, es el equivalente a un fertilizante orgánico conocido que contiene una comunidad microbiana bien establecida, y puede ser una estrategia ecológica prometedora para promover la fertilidad del suelo mediante el suministro de nutrientes y comunidades microbianas al suelo. Los materiales orgánicos más comunes utilizados para el vermicompostaje son estiércol animal, biosólidos generados en plantas de tratamiento de aguas residuales, biosólidos derivados de industrias que se ocupan de cualquier tipo de material orgánico (p. ej.: de la industria láctea), la fracción orgánica de los residuos sólidos municipales, y una amplia gama de residuos animales y vegetales (^{Liu et al., 2019}; ^{Pourfadakari et al., 2019}). En esta investigación la vermicomposta orgánica tiene todos los elementos mencionados. El uso de microorganismos además de mejorar la biodegradación de los HTP es una herramienta que permite el aprovechamiento de desechos agrícolas o municipales, permitiendo un mejoramiento de la calidad ambiental.

En cuanto a las propiedades físicas, químicas y biológicas observadas en las unidades experimentales, se encontró que la variación de la humedad en los tratamientos fue de 84.25% ± 0.9 en S, 69.41% ± 1.5 en S2 y 74.41% ± 1.9 en S3. La humedad, uno de los principales componentes del protoplasma bacteriano y su suministro es esencial para el crecimiento y mantenimiento de los microorganismos que pueden degradar los contaminantes orgánicos, por lo cual es importante controlarla. En este sentido, se ha encontrado que la acumulación de agua en el suelo no debe ser menor de 50%, comparando este valor con la humedad en las unidades experimentales, se considera que el experimento se desarrolló en condiciones óptimas (^{Madigan et al., 2014}; ^{Stepanova et al., 2022}).

Por otro lado, en lo referente al pH del testigo (S2SVSM, suelo 2 sin vermicomposta sin microorganismos) inicialmente fue de 7.3; sin embargo, con la adición de la vermicomposta orgánica y microorganismos (S2VOCM) el monitoreo arrojó resultados de una variación de 6.3 a 7.3 durante los 60 días de tratamiento, posiblemente se debió a que existen microorganismos que producen ureasas, con la cual desdoblan la urea presente en el nutriente, obteniendo NH₃OH dando como resultado la alcalinización del medio. Además, ^{Maier y Pepper (2009)} en sus estudios reportan que, en las bacterias del suelo, el crecimiento óptimo se presenta en un intervalo de pH de 6 a 8.

En términos de remoción de hidrocarburos, se encontró que el tratamiento con VOCM en el S1 presentó una variación significativa (r² = 0.8087, α ≤ 0.05), con respecto a los tratamientos SVCM y SHCCM, con un porcentaje de remoción de HTP del 63.4, 58.73 y 60.1%, respectivamente, los cuales fueron los resultados más bajos. La misma proporción se presentó en el S2 (r² = 0.98, α ≤ 0.05) con 86.05, 80.12 y 81.83%. Mientras que el S3 (r² = 0.68, α ≤ 0.05) con 77.52, 73.88, y 75.46% (Figura 4 a-c).

Figura 4: (a) S1. Degradación de HTP a los 15 días, 30 días, 45 días y 60 días. El suelo, arcilloso rico en nutrientes, es deficiente en drenaje. (b) S2. Degradación de HTP a los 15 días, 30 días, 45 días y 60 días. El suelo Arcilloso-Limoso tiene propiedades salinas, buena permeabilidad, profundo, rico en nutrientes y microorganismos, con buena agregación y muy buena actividad biológica. (c) S3. Degradación de HTP a los 15 días, 30 días, 45 días y 60 días. El suelo franco-arenoso contiene, microorganismos superiores a 20% en los primeros 50 cm de profundidad. 

Figure 4: (a) S1. Total petroleum hydrocarbon (HTP) degradation at 15 days, 30, 45, and 60 days. The soil, rich in nutrients, is poor in drainage; (b) S2. HTP degradation at 15, 30, 45, and 60 days. Clay-Loam soil has saline properties, good permeability, deep, rich in nutrients, and organic matter, with good aggregation and very good biological activity; (c) S3. HTP degradation at 15, 30, 45, and 60 days. The sandy loam soil contains organic matter greater than 20% in the first 50 cm in depth. 

Además, se observó que el tratamiento S2VOCM de suelo Arcilloso-Limoso obtuvo la mayor degradación de petróleo crudo (86.05%), y el mayor crecimiento poblacional (900 × 10⁴ UFC g^-1), esto se puede atribuir a que la vermicomposta orgánica actuó como agente bioestimulante de los microorganismos, ya que la composición del suelo es 49% arcilla, 41% limo y 10% arena, lo que permite una adecuada aireación por la presencia de arena, y microorganismos presentes en el suelo (4.19%). La lombriz roja californiana aumenta la biomasa y la actividad enzimática. Con estas condiciones los microorganismos pueden desarrollarse mejor y secretar las enzimas específicas que pueden ayudar en la degradación de los contaminantes (^{Koolivand et al., 2020}).

Los tratamientos que fueron enriquecidos con humatos derivados de la lignita pudieron verse afectadas por el tipo de suelo. El tratamiento S2SHCCM removió 7.7% más hidrocarburos que el S3SHCCM y 26.34% más que el S1SHCCM. No obstante, tales valores fueron menores que el VOCM en los tres suelos. ^{Michalska, Turek-Szytow, Dudło y Surmacz (2022)} mencionan que las sustancias húmicas son materiales heterogéneos constituido por sustancias altamente polimerizadas, de alto peso molecular, cuyo contenido de proteínas es bajo. Debido al proceso de carbonización, los humatos procedentes de la vermicomposta son menos biodisponibles. ^{Chianese et al. (2020)} y ^{Yang, Tang y Antonietti (2021)} señalan que juegan un rol importante en biorremediación y pueden aumentar la movilidad y solubilidad al agua de varios contaminantes. También, la adición de humatos provenientes de vermicomposta y sustancias húmicas comerciales tuvieron su mayor degradación en el suelo Arcilloso-Limoso, sin embargo, el tratamiento VOCM tuvo 4.9% mayor degradación que el tratamiento SHCCM.

La menor degradación de hidrocarburos en S1 se atribuye al alto contenido de arcillas en el suelo, lo que favorece la degradación de la MO, que por lo cual es considerada la fracción mineral activa del suelo. ^{Palma-López et al. (2007)} reportaron que los suelos con alto contenido de arcillas (> 30%) provocan drenaje deficiente y paralelamente aerobiosis que no favorecen el crecimiento de microorganismos degradadores.

Por otra parte, en las Figuras 5 a-c, se presentan las poblaciones microbianas presentes en los tres tipos de suelo con diferentes agentes estimulantes, SVCM, VOCM y SHCCM, contaminados con petróleo crudo a 50 000 mg kg^-1. En S1 el crecimiento poblacional máximo fue a los 30 días (r²= 0.92, α ≤ 0.05). Aunque no hay diferencias estadísticas entre VOCM, VOSM, SHCCM, se puede observar un mayor crecimiento en VOCM (94×10⁴ UFC g^-1 de suelo). Mientras que, en el S2 sí se presentan diferencias significativas a los 45 días (r²= 0.96, α ≤ 0.05) entre los tres tratamientos con microorganismos, con VOCM con la mayor tasa de crecimiento celular promedio (97 × 104 UFC·g^-1 de suelo). Finalmente, en el S3 (r² = 0.73, α ≤ 0.05) el mayor crecimiento se dio a los 60 días, con VOCM presentando los valores más altos (740 × 104 UFC g^-1).

Figura 5: (a) S1. Suelo arcilloso, rico en nutrientes, pero con deficiencia en drenaje. (b) S2. Suelo con propiedades salinas, buena permeabilidad, profundo, rico en nutrientes y microorganismos. (c) S3. Suelo con microorganismos superior al 20% en los primeros 50 cm de profundidad. 

Figure 5: (a) S1. Clay soil, rich in nutrients, but poor in drainage; (b) S2; Soil with saline properties, good permeability, deep, rich in nutrients and organic matter; (c) S3. Soil with organic matter greater than 20% in the first 50 cm of depth. 

El tratamiento S2VOCM fue el mejor en relación con el crecimiento de las UFC, con 98 ×10⁵ UFC g^-1 de suelo a los 45 días. La diferencia fue de 12.1% mayor que en S2SVCM y 33% más que en S2SHCCM, y más de 90% de crecimiento en S1VOCM y S3VOCM, lo cual indica que los tratamientos con vermicomposta orgánica fueron mejores que los tratamientos que contienen composta con lignita, en esta clase de suelos. Los ácidos húmicos de la clase leonardita se oxidan y pierden nutrientes importantes como carbohidratos y proteínas, por lo cual pueden no ser aptos para su aprovechamiento por parte de los microorganismos. De este modo, la ausencia de tales macromoléculas en las sustancias húmicas comerciales tiene un impacto negativo en el crecimiento poblacional microbiano, tal como se puede observar en las Figuras 5 a-c, ya que son moléculas combustibles que se usan en la respiración aerobia para la generación de energía metabólica (^{Madigan et al., 2014}; ^{Kulikova y Perminova, 2021}; Lin et al., 2021). De este modo, el tratamiento S2VOCM tuvo el máximo crecimiento poblacional. Siendo un suelo de tipo fluvisol éutrico posee buena permeabilidad y es rico en nutrientes y microorganismos, lo que le permite ser apto para el desarrollo biológico (^{Palma-López et al., 2007}).

En esta investigación, la composta de lignita tuvo 0.205% de ácidos húmicos y 20.26% de ácidos fúlvicos, los cuales tienen una relación C:N más baja, por lo que son menos aromáticos, de naturaleza alifática, lo que los hace ser más biodisponibles. ^{Kuwatsuka, Tsutsuki y Kumada (1978)} estudió las sustancias húmicas de distintos horizontes de suelo, comparándolas con las obtenidas de carbones vegetales; y basándose en su composición, encontró que los ácidos húmicos y fúlvicos de materiales carbonáceos son idénticos a los del suelo orgánico.

Conclusiones

Se realizó el estudio del efecto de la adición de ácidos húmicos y fúlvicos provenientes de vermicomposta y lignita en diversos tipos de suelo del estado de Tabasco. Se encontró que los tratamientos con VOCM degradan el petróleo crudo, siendo los suelo con textura arcilloso-limoso y arenosa, ambos con pH neutro, quienes presentaron mayores tasas de degradación, en contraste con el suelo arcilloso y pH neutro que presentó menores porcentajes de remoción. Por lo que se concluye que el uso de microorganismos mejora los procesos de biorremediación, aunado con el efecto de la MO secretada por la lombriz roja durante la elaboración de la vermicomposta. No obstante, se requieren más investigaciones en suelos orgánicos como los histosoles y gleysoles, especialmente, por el efecto del VOCM. Del mismo modo, la carga microbiana ha sido importante, porque es la que aporta la batería metabólica necesaria para la absorción de nutrientes y oxidación de los HTP y sus derivados.

Declaración de Ética

No aplicable.

Consentimiento para Publicación

No aplicable.

Disponibilidad de Datos

Los conjuntos de datos utilizados o analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a solicitud razonable.

Conflicto de Intereses

Los autores declaran que no tienen intereses en competencia.

Fondos

No aplicable.

Contribución de los Autores

Conceptualización: M.E.O.M. Metodología: J.G.A.R., y J.S.L.P. Validación y análisis: Y.C.B., Análisis escritura, preparación del borrador original: M.E.O.M. Escritura, revisión y edición: C.M.M.B.