Recibido: 10/01/2026 Aprobado:20/02/2026
Vol.6 N|1
679 | Página
DOI: https://doi.org/10.70208/3007.8245.v6.n1.359
Cinética de degradación del petróleo durante la biorremediación de
un suelo tropical con Bacillus subtilis en un reactor por lote
Jayr Humberto Centeno Díaz
jayr.centenod@gmail.com
https://orcid.org/0009-0008-7309-0058
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Tabasco-México
Yolanda Córdova Bautista
yolanda.cordova@ujat.mx
https://orcid.org/0000-0001-5680-9640
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Tabasco-México
Marcia Eugenia Ojeda Morales
marcia.ojeda@ujat.mx
https://orcid.org/0000-0003-0360-4654
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Tabasco-México
José de los Santos López Lázaro
jose.lazaro@ujat.mx
https://orcid.org/0000-0002-6461-1623
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Tabasco-México
Juan Gabriel Álvarez Ramírez
gabriel.alvarez@ujat.mx
https://orcid.org/0000-0001-5485-5950
Universidad Juárez Autónoma de Tabasco
Tabasco-México
RESUMEN
En la degradación de hidrocarburos totales del petróleo (HTP), la cepa B. subtilis se utilizó para evaluar
la eficiencia de remoción de HTP y la cinética de degradación de HTP en un suelo tropical agrícola.
Se estableció un diseño experimental unifactorial con cinco tratamientos: suelo + 1% de arena + sin
aire; suelo + 1% de arena + aire; suelo + 1% de arena + lombricomposta + aire; suelo + 1% de arena
+ lombricomposta + sin aire; y atenuación natural. La mayor degradación de HTP fue de 86 ± 1.25 %
en el tratamiento compuesto por suelo + 1 % de arena + lombricomposta + aireación. Con una
producción de CO2 de 167±3 mg, pH de 7.5 y tasa de degradación de HTP con 0.031 día⁻¹. La cinética
de degradación de los hidrocarburos fue de 1er orden (R² > 0.88). En este trabajo B. subtilis fue
estimulada por los nutrientes de la lombricomposta, lo que propició una bioaumentación que favoreció
la degradación de los HTP en un suelo agrícola de textura franco-limoso.
Palabras clave: Remoción de HTP, Cinética de remoción, Bioaumentación, hidrocarbonoclasta
Vol.6 N|1
680 | Página
Degradation kinetics of crude-oil during bioremediation of
tropical soil using Bacillus subtilis in batch reactor
ABSTRACT
In the degradation of total petroleum hydrocarbons (TPH), the B. subtilis strain was used to evaluate
TPH removal efficiency and degradation kinetics in a tropical agricultural soil. A one-factor
experimental design with five treatments was established: soil + 1% sand + no air; soil + 1% sand +
air; soil + 1% sand + vermicompost + air; soil + 1% sand + vermicompost + no air; and natural
attenuation. The highest TPH degradation was 86 ± 1.25% in the treatment consisting of soil + 1%
sand + vermicompost + aeration. This treatment produced 167 ± 3 mg of CO2, had a pH of 7.5, and a
TPH degradation rate of 0.031 day⁻¹. The hydrocarbon degradation kinetics were first order (R² > 0.88).
In this work, B. subtilis was stimulated by the nutrients in the vermicompost, which led to
bioaugmentation that favored the degradation of TPH in an agricultural soil with a silty-loam texture
Keywords TPH removal, Removal kinetics, Bioaugmentation, Hydrocarbonoclasts
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Degradation kinetics of crude-oil during bioremediation of
tropical soil using Bacillus subtilis in batch reactor
ABSTRACT
In the degradation of total petroleum hydrocarbons (TPH), the B. subtilis strain was used to evaluate
TPH removal efficiency and degradation kinetics in a tropical agricultural soil. A one-factor
experimental design with five treatments was established: soil + 1% sand + no air; soil + 1% sand +
air; soil + 1% sand + vermicompost + air; soil + 1% sand + vermicompost + no air; and natural
attenuation. The highest TPH degradation was 86 ± 1.25% in the treatment consisting of soil + 1%
sand + vermicompost + aeration. This treatment produced 167 ± 3 mg of CO2, had a pH of 7.5, and a
TPH degradation rate of 0.031 day⁻¹. The hydrocarbon degradation kinetics were first order (R² > 0.88).
In this work, B. subtilis was stimulated by the nutrients in the vermicompost, which led to
bioaugmentation that favored the degradation of TPH in an agricultural soil with a silty-loam texture
Keywords TPH removal, Removal kinetics, Bioaugmentation, Hydrocarbonoclasts
Vol.6 N|1
681 | Página
INTRODUCCIÓN
La contaminación ambiental ha aumentado debido a la rápida industrialización. Entre los
contaminantes que preocupan por su alta toxicidad y el daño que causan al medio ambiente y a la
salud se encuentra el petróleo. Existe una contaminación frecuente de suelos y aguas por este tipo de
contaminante. Cuando el petróleo se derrama en el suelo, se adhiere a las arcillas y partículas del suelo,
lo que impide el movimiento de iones y afecta a la microbiota y a la cobertura vegetal del suelo. La
Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (FAO) reportó que el suelo
está degradado en un 26% debido a un gran número de factores, entre los que se encuentran los
contaminantes orgánicos derivados de la industria del petróleo (FAO, 2021). Los derrames de
hidrocarburos no solo afectan el medio ambiente, sino que también impactan en la economía y en la
salud pública (Trevor et al., 2021). Por eso, se han desarrollado diversas tecnologías a fin de recuperar
sitios contaminados, tales como: electrorremediació n, lavado, solidificación/estabilización,
vitrificación, desorción térmica y biorremediación. En esta última, la rehabilitación del suelo
contaminado se realiza mediante procesos microbianos en los que ciertos microorganismos
transforman los contaminantes en productos metabólicos inocuos (Ogbeh et al., 2019). Los
microorganismos empleados pueden ser autóctonos del sitio contaminado o exógenos, procedentes
de otros sitios (exógenos). La biorremediación se considera eficaz y fiable debido a sus características
ecológicas. Además, el tratamiento puede realizarse in situ o ex situ, en condiciones aerobias o
anaerobias. Los procesos de biorremediación se han usado con éxito para tratar suelos, lodos y
sedimentos contaminados con hidrocarburos del petróleo. Sin embargo, es importante mencionar que
el éxito de la biorremediación dependerá de las características fisicoquímicas del suelo a tratar.
Estudiar la eficiencia del proceso mediante la cinética de degradación del contaminante ha permitido
desarrollar tecnologías eficientes en procesos por lotes para el tratamiento de aguas (Sarioglu y Begun,
2016; Cordova et al., 2018). Pero existen pocos estudios que reporten la degradación del contaminante
considerando la cinética de degradación del hidrocarburo en suelos. Por ello, el objetivo de este trabajo
fue evaluar la cinética de degradación de los HTP según las diferentes opciones de tratamiento y
comparar las tasas de degradación para seleccionar el tratamiento adecuado para futuras aplicaciones.
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INTRODUCCIÓN
La contaminación ambiental ha aumentado debido a la rápida industrialización. Entre los
contaminantes que preocupan por su alta toxicidad y el daño que causan al medio ambiente y a la
salud se encuentra el petróleo. Existe una contaminación frecuente de suelos y aguas por este tipo de
contaminante. Cuando el petróleo se derrama en el suelo, se adhiere a las arcillas y partículas del suelo,
lo que impide el movimiento de iones y afecta a la microbiota y a la cobertura vegetal del suelo. La
Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura (FAO) reportó que el suelo
está degradado en un 26% debido a un gran número de factores, entre los que se encuentran los
contaminantes orgánicos derivados de la industria del petróleo (FAO, 2021). Los derrames de
hidrocarburos no solo afectan el medio ambiente, sino que también impactan en la economía y en la
salud pública (Trevor et al., 2021). Por eso, se han desarrollado diversas tecnologías a fin de recuperar
sitios contaminados, tales como: electrorremediació n, lavado, solidificación/estabilización,
vitrificación, desorción térmica y biorremediación. En esta última, la rehabilitación del suelo
contaminado se realiza mediante procesos microbianos en los que ciertos microorganismos
transforman los contaminantes en productos metabólicos inocuos (Ogbeh et al., 2019). Los
microorganismos empleados pueden ser autóctonos del sitio contaminado o exógenos, procedentes
de otros sitios (exógenos). La biorremediación se considera eficaz y fiable debido a sus características
ecológicas. Además, el tratamiento puede realizarse in situ o ex situ, en condiciones aerobias o
anaerobias. Los procesos de biorremediación se han usado con éxito para tratar suelos, lodos y
sedimentos contaminados con hidrocarburos del petróleo. Sin embargo, es importante mencionar que
el éxito de la biorremediación dependerá de las características fisicoquímicas del suelo a tratar.
Estudiar la eficiencia del proceso mediante la cinética de degradación del contaminante ha permitido
desarrollar tecnologías eficientes en procesos por lotes para el tratamiento de aguas (Sarioglu y Begun,
2016; Cordova et al., 2018). Pero existen pocos estudios que reporten la degradación del contaminante
considerando la cinética de degradación del hidrocarburo en suelos. Por ello, el objetivo de este trabajo
fue evaluar la cinética de degradación de los HTP según las diferentes opciones de tratamiento y
comparar las tasas de degradación para seleccionar el tratamiento adecuado para futuras aplicaciones.
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MATERIALES Y MÉTODOS
Suelo y características
Muestras compuestas del suelo tropical sin petróleo fueron recolectadas de la capa superior (0-20 cm)
de un campo agrícola cultivado con banano con historial de derrames de hidrocarburos. El suelo se
secó a la sombra, se molió con un mazo de madera y se tamizó con un tamiz de malla de 2 mm. Las
características físicas y químicas del suelo y los métodos de determinación se muestran en la Tabla 1.
Tabla 1. Características físicas y químicas del suelo
Parámetro Magnitud Método de determinación *
pH 7.6 AS-02
CaCO3 (%) 1.06 AS-29
N-total (%) 0.16 AS-08
Conductividad eléctrica (ms
cm-1)
0.34 AS-18
Fósforo disponible (mg kg -1) 15.81 AS-10
Cationes intercambiables
(Cmol kg-1)
K=0.48, Na=0.25, Ca=38.28,
Mg=6.51
AS-13
Capacidad de intercambio
catiónico (%)
25.56 AS-13
Materia orgánica (%) 2.9 AS-07
Textura (%) Arcilla=15.26, Limo=48.35,
Arena= 36.37 (Franco-
limoso)
AS-09
Densidad real (g cm-3) 1.8 AS-04
Densidad aparente (g cm-3) 1.07 AS-03
Rutinas analíticas recomendadas por la NOM-021-RECNAT-2000 (SEMARNAT, 2000)
Microorganismo hidrocarbonoclasta
B. subtilis es una bacteria autóctona electrogénica aislada de las aguas residuales de la industria
azucarera (Córdova-Bautista y col., 2018). Para evaluar el potencial de crecimiento de B. subtilis en
medio con petróleo, se adicionaron 100 mL de un inóculo de 10 mL de medio mineral (g/L: 10 NaCl,
1.5 NH4NO3, 0.5 KH2PO4, 0.5 K2HPO4, 0.02 FeSO4, 0.1 MgSO4, 0.1 CaCl2, 0.0005 MnSO4 y 0.00064
ZnCl2) y 10 g de petróleo como única fuente de carbono (Ma y col., 2015). Después de 30 días de
incubación a temperatura ambiente, se realizó la siembra de B. subtillis con el método de siembra por
extensión en placa en medio mineral-petróleo con la adición de 23 g de agar-agar (Bradley D y col.,
1997). Después de 72 horas de incubación, se realizó el conteo de B. subtilis (Figura 1).
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MATERIALES Y MÉTODOS
Suelo y características
Muestras compuestas del suelo tropical sin petróleo fueron recolectadas de la capa superior (0-20 cm)
de un campo agrícola cultivado con banano con historial de derrames de hidrocarburos. El suelo se
secó a la sombra, se molió con un mazo de madera y se tamizó con un tamiz de malla de 2 mm. Las
características físicas y químicas del suelo y los métodos de determinación se muestran en la Tabla 1.
Tabla 1. Características físicas y químicas del suelo
Parámetro Magnitud Método de determinación *
pH 7.6 AS-02
CaCO3 (%) 1.06 AS-29
N-total (%) 0.16 AS-08
Conductividad eléctrica (ms
cm-1)
0.34 AS-18
Fósforo disponible (mg kg -1) 15.81 AS-10
Cationes intercambiables
(Cmol kg-1)
K=0.48, Na=0.25, Ca=38.28,
Mg=6.51
AS-13
Capacidad de intercambio
catiónico (%)
25.56 AS-13
Materia orgánica (%) 2.9 AS-07
Textura (%) Arcilla=15.26, Limo=48.35,
Arena= 36.37 (Franco-
limoso)
AS-09
Densidad real (g cm-3) 1.8 AS-04
Densidad aparente (g cm-3) 1.07 AS-03
Rutinas analíticas recomendadas por la NOM-021-RECNAT-2000 (SEMARNAT, 2000)
Microorganismo hidrocarbonoclasta
B. subtilis es una bacteria autóctona electrogénica aislada de las aguas residuales de la industria
azucarera (Córdova-Bautista y col., 2018). Para evaluar el potencial de crecimiento de B. subtilis en
medio con petróleo, se adicionaron 100 mL de un inóculo de 10 mL de medio mineral (g/L: 10 NaCl,
1.5 NH4NO3, 0.5 KH2PO4, 0.5 K2HPO4, 0.02 FeSO4, 0.1 MgSO4, 0.1 CaCl2, 0.0005 MnSO4 y 0.00064
ZnCl2) y 10 g de petróleo como única fuente de carbono (Ma y col., 2015). Después de 30 días de
incubación a temperatura ambiente, se realizó la siembra de B. subtillis con el método de siembra por
extensión en placa en medio mineral-petróleo con la adición de 23 g de agar-agar (Bradley D y col.,
1997). Después de 72 horas de incubación, se realizó el conteo de B. subtilis (Figura 1).
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Figura 1. a) Cultivo de B. subtilis en medio mineral con petróleo y b) colonia de B. subtilis en agar con
minerales y petróleo
Diseño de experimento
Cinco tratamientos se establecieron en un diseño experimental unifactorial completamente
aleatorizado por triplicado (Tabla 2). La concentración de petróleo con 22.2 °API en el suelo de estudio
fue de 10 000 ppm de HTP. Cada unidad experimental consistió en una celda rectangular de plástico
(15 cm de altura, 2 cm de base y 10 cm de ancho) con una masa de suelo de trabajo de 1000 g (Figura
2). La entrada de aire en la celda experimental se realizó mediante un compresor. El aire se distribuyó
en el sistema a través de tubos de pvc perforados y empacados con malla de nylon. El suelo utilizado
se esterilizó a calor húmedo en autoclave a 1.3 kg cm-2 durante 3 horas y el recipiente de plástico se
esterilizó con alcohol etílico al 98 %. A cada unidad experimental se adicionó agua destilada estéril
para alcanzar la humedad del 40%. A cada tratamiento se adicionaron 10 mL de inóculo de B. subtilis.
Tabla 2. Descripción de los tratamientos de biorremediación en suelos con petróleo
Tratamiento Composición
Trat 1 Suelo + 1% de arena + sin aire
Trar 2 Suelo + 1% de arena + aire
Trat 3 Suelo + 1% de arena + lombricomposta + aire
Trat 4 Suelo + 1% de arena + lombricomposta + sin
aire
Trat 5 Atenuación natural
Características de la lombricomposta (50 % cascara de cacao,
25 % bovinaza y 25 % tallo de plátano: pH = 7.5, CE=3.5 ds
m-1, relación C/N= 10, humedad= 40%, densidad aparente=
0.61 g mL-1. Rutina analítica de la NMX-FF-109-SCFI-2008.
a)
b)
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Figura 1. a) Cultivo de B. subtilis en medio mineral con petróleo y b) colonia de B. subtilis en agar con
minerales y petróleo
Diseño de experimento
Cinco tratamientos se establecieron en un diseño experimental unifactorial completamente
aleatorizado por triplicado (Tabla 2). La concentración de petróleo con 22.2 °API en el suelo de estudio
fue de 10 000 ppm de HTP. Cada unidad experimental consistió en una celda rectangular de plástico
(15 cm de altura, 2 cm de base y 10 cm de ancho) con una masa de suelo de trabajo de 1000 g (Figura
2). La entrada de aire en la celda experimental se realizó mediante un compresor. El aire se distribuyó
en el sistema a través de tubos de pvc perforados y empacados con malla de nylon. El suelo utilizado
se esterilizó a calor húmedo en autoclave a 1.3 kg cm-2 durante 3 horas y el recipiente de plástico se
esterilizó con alcohol etílico al 98 %. A cada unidad experimental se adicionó agua destilada estéril
para alcanzar la humedad del 40%. A cada tratamiento se adicionaron 10 mL de inóculo de B. subtilis.
Tabla 2. Descripción de los tratamientos de biorremediación en suelos con petróleo
Tratamiento Composición
Trat 1 Suelo + 1% de arena + sin aire
Trar 2 Suelo + 1% de arena + aire
Trat 3 Suelo + 1% de arena + lombricomposta + aire
Trat 4 Suelo + 1% de arena + lombricomposta + sin
aire
Trat 5 Atenuación natural
Características de la lombricomposta (50 % cascara de cacao,
25 % bovinaza y 25 % tallo de plátano: pH = 7.5, CE=3.5 ds
m-1, relación C/N= 10, humedad= 40%, densidad aparente=
0.61 g mL-1. Rutina analítica de la NMX-FF-109-SCFI-2008.
a)
b)
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Figura 2. Esquema de la celda para el proceso de biorremediación con aire (a) y sin aire (b). 1. Celda
experimental. 2. Entrada de aire en la matriz de suelo. 3. Compresor de aire. 4. Sistema de captura de
carbono. 5. Suelo contaminado
Actividad microbiana por respirometría
El CO2 liberado durante el metabolismo microbiano es una medida del índice de la tasa de respiración.
La concentración de CO2 generada por los microorganismos se midió cada 72 horas y se realizó
mediante el método de incubación en medio cerrado, donde el CO2 fue capturado en 5 mL de NaOH
1N (Tapeiro y col., 2019). La producción de CO2 se estimó mediante titulación con HCl 0.1 N en
presencia de tres gotas de fenolftaleína al 1% y 3 mL de BaCl2 al 2%. El BaCl2 se utilizó para precipitar
los carbonatos. La reacción con la cual el CO2 se capturó es:
CO2 + 2NaOH = Na2CO3 + H2O
La cantidad de CO2 adsorbido es equivalente a la cantidad de NaOH consumida. Para determinar la
concentración de CO 2 se precipitó el carbonato (CO 2-) con BaCl2 se tituló el remanente y se calculó
con la siguiente ecuación:
𝑅 = (𝐵 − 𝑀)𝑁𝐸 Ec. 1
donde:
R = respiración microbiana en mg de CO 2, B = volumen de ácido necesario para titular el NaOH en el
blanco (mL), M = cantidad de ácido necesaria para titular el NaOH de la muestra (mL), N = normalidad
del ácido y E = peso equivalente del CO2.
Análisis de HTP por espectrofotometría
Durante la biorremediación, la concentración de HTP se midió durante 30 días utilizando la técnica
propuesta por Vu-Duc y col. (2002). Para la extracción de los HTP se tomaron 5 g de muestra de suelo
y se le adicionaron 20 mL de hexano, después se llevó al sonicador donde se mantuvo por 20 minutos.
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Figura 2. Esquema de la celda para el proceso de biorremediación con aire (a) y sin aire (b). 1. Celda
experimental. 2. Entrada de aire en la matriz de suelo. 3. Compresor de aire. 4. Sistema de captura de
carbono. 5. Suelo contaminado
Actividad microbiana por respirometría
El CO2 liberado durante el metabolismo microbiano es una medida del índice de la tasa de respiración.
La concentración de CO2 generada por los microorganismos se midió cada 72 horas y se realizó
mediante el método de incubación en medio cerrado, donde el CO2 fue capturado en 5 mL de NaOH
1N (Tapeiro y col., 2019). La producción de CO2 se estimó mediante titulación con HCl 0.1 N en
presencia de tres gotas de fenolftaleína al 1% y 3 mL de BaCl2 al 2%. El BaCl2 se utilizó para precipitar
los carbonatos. La reacción con la cual el CO2 se capturó es:
CO2 + 2NaOH = Na2CO3 + H2O
La cantidad de CO2 adsorbido es equivalente a la cantidad de NaOH consumida. Para determinar la
concentración de CO 2 se precipitó el carbonato (CO 2-) con BaCl2 se tituló el remanente y se calculó
con la siguiente ecuación:
𝑅 = (𝐵 − 𝑀)𝑁𝐸 Ec. 1
donde:
R = respiración microbiana en mg de CO 2, B = volumen de ácido necesario para titular el NaOH en el
blanco (mL), M = cantidad de ácido necesaria para titular el NaOH de la muestra (mL), N = normalidad
del ácido y E = peso equivalente del CO2.
Análisis de HTP por espectrofotometría
Durante la biorremediación, la concentración de HTP se midió durante 30 días utilizando la técnica
propuesta por Vu-Duc y col. (2002). Para la extracción de los HTP se tomaron 5 g de muestra de suelo
y se le adicionaron 20 mL de hexano, después se llevó al sonicador donde se mantuvo por 20 minutos.
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Seguidamente, se filtró con papel Whatman 40 y se pipetearon 5 mL que se aforaron a 10 mL. Después
se midió la absorbancia a 400 nm, a la vez se preparó una curva de calibración (𝐴𝑏𝑠 =
0.0028 𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) + 0.004, 𝑅2 = 0.99) para estimar la concentración de la muestra problema y
después se calculó la concentración de HTP (ppm) con la siguiente ecuación:
𝐻𝑇𝑃 = 𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) (𝑚𝑔
𝐿 ) 0.02 𝐿
0.005 𝑘𝑔 ∗ 0.01𝐿
0.005𝐿 Ec. 2
Donde:
𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) es la concentración de la muestra problema estimada de la curva de calibración.
HTPPPM = (ABS-0.004)/0.0028
Análisis de hidrocarburos fracción pesada
El efecto de las condiciones sobre los tratamientos se determinó mediante la eficiencia de remoción
del HTP, tomando como referencia la norma oficial NOM-138-SEMARNAT/SSA1-2012 (SEMARNAT,
2012). Las muestras de suelo se recolectaron 90 días después de establecerse el experimento, y el
petróleo se extrajo con hexano de grado analítico durante 30 minutos en baño ultrasónico. El material
extraíble fue tratado con gel de sílice estandarizado para la separación de compuestos polares y
determinación gravimétrica.
Cinética de degradación de HTP
Los modelos cinéticos se utilizan para determinar la importancia de las relaciones entre variables para
guiar el diseño de experimentos y constituyen una herramienta útil para la predicción de procesos
activos de biorremediación tanto en sistemas aerobios como en anaerobios (Sarioglu y Begun, 2016).
Para el análisis de los datos correspondientes a la remoción del contaminante, se utilizaron los
siguientes modelos cinéticos: ecuaciones de cero, de primer y de segundo grado.
𝐻𝑇𝑃𝑡 = 𝐻𝑇𝑃0 − 𝑘0𝑡 Ec. 3
El valor de k0 se obtuvo al graficar HTPi en función del tiempo t, y el valor de K0 se tomó de la ecuación
3 (la ecuación ajustada).
𝐻𝑇𝑃𝑡 = 𝐻𝑇𝑃0𝑒−𝑘1𝑡 Ec. 4
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Seguidamente, se filtró con papel Whatman 40 y se pipetearon 5 mL que se aforaron a 10 mL. Después
se midió la absorbancia a 400 nm, a la vez se preparó una curva de calibración (𝐴𝑏𝑠 =
0.0028 𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) + 0.004, 𝑅2 = 0.99) para estimar la concentración de la muestra problema y
después se calculó la concentración de HTP (ppm) con la siguiente ecuación:
𝐻𝑇𝑃 = 𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) (𝑚𝑔
𝐿 ) 0.02 𝐿
0.005 𝑘𝑔 ∗ 0.01𝐿
0.005𝐿 Ec. 2
Donde:
𝐻𝑇𝑃(𝑝𝑝𝑚) es la concentración de la muestra problema estimada de la curva de calibración.
HTPPPM = (ABS-0.004)/0.0028
Análisis de hidrocarburos fracción pesada
El efecto de las condiciones sobre los tratamientos se determinó mediante la eficiencia de remoción
del HTP, tomando como referencia la norma oficial NOM-138-SEMARNAT/SSA1-2012 (SEMARNAT,
2012). Las muestras de suelo se recolectaron 90 días después de establecerse el experimento, y el
petróleo se extrajo con hexano de grado analítico durante 30 minutos en baño ultrasónico. El material
extraíble fue tratado con gel de sílice estandarizado para la separación de compuestos polares y
determinación gravimétrica.
Cinética de degradación de HTP
Los modelos cinéticos se utilizan para determinar la importancia de las relaciones entre variables para
guiar el diseño de experimentos y constituyen una herramienta útil para la predicción de procesos
activos de biorremediación tanto en sistemas aerobios como en anaerobios (Sarioglu y Begun, 2016).
Para el análisis de los datos correspondientes a la remoción del contaminante, se utilizaron los
siguientes modelos cinéticos: ecuaciones de cero, de primer y de segundo grado.
𝐻𝑇𝑃𝑡 = 𝐻𝑇𝑃0 − 𝑘0𝑡 Ec. 3
El valor de k0 se obtuvo al graficar HTPi en función del tiempo t, y el valor de K0 se tomó de la ecuación
3 (la ecuación ajustada).
𝐻𝑇𝑃𝑡 = 𝐻𝑇𝑃0𝑒−𝑘1𝑡 Ec. 4
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El valor de k1 se obtuvo al graficar (lnHTPi) versus el tiempo t y el valor de k1 se tomó de la ecuación
4.
1
𝐻𝑇𝑃𝑖
= 1
𝐻𝑇𝑃0
+ 𝑘2𝑡 Ec. 5
El valor de k2 se obtiene al graficar (1/HTPi) versus el tiempo t y el valor de K2 se obtiene de la ecuación
5. El valor de k2 puede obtenerse de la ecuación ajustada.
Donde, HTPt es la concentración de hidrocarburos (ppm) en el tiempo t, HTP0 es la concentración
inicial de hidrocarburos en el tiempo cero, K0 es la constante de degradación o tasa de degradación de
cero órdenes en (ppm)*t, k1 es la tasa de degradación de primer orden dada en 1/t y k2 es la tasa de
degradación de segundo orden dada en (1/ppm*t) y t es el tiempo dado en días, horas o segundos.
Análisis estadístico
Con el modelo estadístico de la ecuación 6 se realizó el ANOVA unidirecional para analizar los datos
de eficiencia en la remoción de HFP y concentración de CO2. Cuando el ANOVA mostró diferencias
significativas (p≤0.05) se utilizó la prueba de Tukey para la comparación de medias. Previo al ANOVA,
la prueba de normalidad y homogeneidad de varianzas fueron verificadas.
Yij =μ + li + £ji i = 1, 2, 3… t j = 1, 2, 3… r …… (ec. 6)
donde:
Yij = variable respuesta en tratamiento i, repetición j.
μ = media general.
Ii = efecto del tratamiento i.
£ij = error aleatorio; £ji ~ N (0, σ2).
Los datos obtenidos fueron analizados en el software Rstudio 2026.01-392.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Dinámica del pH y producción de CO2 en la remoción de HTP
El pH juega un papel imprescindible en el proceso de degradación del contaminante, ya que valores
por encima o por debajo del pH adecuado pueden inhibir la actividad enzimática (Córdova-Bautista et
al., 2018). La figura 2 muestra el comportamiento del pH con respecto al tiempo. Debido a las diferentes
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El valor de k1 se obtuvo al graficar (lnHTPi) versus el tiempo t y el valor de k1 se tomó de la ecuación
4.
1
𝐻𝑇𝑃𝑖
= 1
𝐻𝑇𝑃0
+ 𝑘2𝑡 Ec. 5
El valor de k2 se obtiene al graficar (1/HTPi) versus el tiempo t y el valor de K2 se obtiene de la ecuación
5. El valor de k2 puede obtenerse de la ecuación ajustada.
Donde, HTPt es la concentración de hidrocarburos (ppm) en el tiempo t, HTP0 es la concentración
inicial de hidrocarburos en el tiempo cero, K0 es la constante de degradación o tasa de degradación de
cero órdenes en (ppm)*t, k1 es la tasa de degradación de primer orden dada en 1/t y k2 es la tasa de
degradación de segundo orden dada en (1/ppm*t) y t es el tiempo dado en días, horas o segundos.
Análisis estadístico
Con el modelo estadístico de la ecuación 6 se realizó el ANOVA unidirecional para analizar los datos
de eficiencia en la remoción de HFP y concentración de CO2. Cuando el ANOVA mostró diferencias
significativas (p≤0.05) se utilizó la prueba de Tukey para la comparación de medias. Previo al ANOVA,
la prueba de normalidad y homogeneidad de varianzas fueron verificadas.
Yij =μ + li + £ji i = 1, 2, 3… t j = 1, 2, 3… r …… (ec. 6)
donde:
Yij = variable respuesta en tratamiento i, repetición j.
μ = media general.
Ii = efecto del tratamiento i.
£ij = error aleatorio; £ji ~ N (0, σ2).
Los datos obtenidos fueron analizados en el software Rstudio 2026.01-392.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Dinámica del pH y producción de CO2 en la remoción de HTP
El pH juega un papel imprescindible en el proceso de degradación del contaminante, ya que valores
por encima o por debajo del pH adecuado pueden inhibir la actividad enzimática (Córdova-Bautista et
al., 2018). La figura 2 muestra el comportamiento del pH con respecto al tiempo. Debido a las diferentes
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condiciones de cada tratamiento, el pH en un principio fue variable, pero durante el proceso de
biorremediación se fue estabilizando en torno a 7.5 hasta los 60 días del proceso.
Figura 2. Variación del pH en los diferentes tratamientos
En la figura 3 se muestra el desprendimiento de CO2 acumulado durante 70 días del bioensayo, la
producción de CO2 es un indicativo de la actividad metabólica de los microorganismos. La
combinación en los tratamientos tuvo efecto en la variación de la producción de CO2. En los
tratamientos 3 y 4 se registró la mayor producción de CO2 (170 mg). Este comportamiento puede ser
atribuido a la adición de la composta, ya que posiblemente los ácidos húmicos y los nutrientes
disponibles fueron utilizados por las bacterias degradadoras de petróleo, lo que aumentó su población.
La menor concentración de CO2 se encontró en el tratamiento 5 que fue la atenuación natural.
Figura 3. Producción acumulada de CO 2 (mg) durante 70 días para los tratamientos de
biorremediación
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condiciones de cada tratamiento, el pH en un principio fue variable, pero durante el proceso de
biorremediación se fue estabilizando en torno a 7.5 hasta los 60 días del proceso.
Figura 2. Variación del pH en los diferentes tratamientos
En la figura 3 se muestra el desprendimiento de CO2 acumulado durante 70 días del bioensayo, la
producción de CO2 es un indicativo de la actividad metabólica de los microorganismos. La
combinación en los tratamientos tuvo efecto en la variación de la producción de CO2. En los
tratamientos 3 y 4 se registró la mayor producción de CO2 (170 mg). Este comportamiento puede ser
atribuido a la adición de la composta, ya que posiblemente los ácidos húmicos y los nutrientes
disponibles fueron utilizados por las bacterias degradadoras de petróleo, lo que aumentó su población.
La menor concentración de CO2 se encontró en el tratamiento 5 que fue la atenuación natural.
Figura 3. Producción acumulada de CO 2 (mg) durante 70 días para los tratamientos de
biorremediación
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Cinética de degradación de HTP
En este estudio, la cinética de biodegradación de los hidrocarburos totales del petróleo se evaluó
mediante las tasas de primer orden obtenidas a partir de las gráficas lineales de LN (HTP), según la
ecuación 4. Los modelos de cero y segundo orden se consideraron no adecuados, ya que los
coeficientes de correlación (R²) resultaron inferiores a 0.8. Para los tratamientos 1, 2, 3, 4 y 5 el R2 fue
de 0.85, 0.94, 0.94, 0.88 y 0.93, respectivamente. Esto indica que el ajuste es adecuado, ya que el
modelo explica más del 85% del comportamiento de la variable dependiente. La mayor tasa de
degradación de 0.03 día-1 se presentó en el tratamiento 3, seguida del tratamiento 4 con una tasa de
degradación de 0.027 día -1. La única diferencia en estos tratamientos fue el aire, así que la adición de
composta fue el factor que tuvo un efecto positivo en la aceleración de la degradación del hidrocarburo
del suelo. Esto pudo deberse a que se bioaumentó la población microbiana degradadora de petróleo.
Estudios similares en los que utilizaron bacterias aisladas de sedimentos con petróleo aledaños a una
refinería reportaron tasas de degradación de petróleo de 0.038 día⁻¹ (Chetri et al., 2021). Sarioglu M.
and Begun demostraron que la cinética de degradación de un contaminante dependerá de la naturaleza
del mismo y de las condiciones a las que es sometido el proceso. Ellos reportaron que, en un sistema
por lotes, como en este trabajo, los modelos cinéticos de primer orden son los adecuados y pueden
ser útiles para escalar el proceso.
Figura 4. Cinética de 1er orden para la degradación de HTP bajo diferentes tratamientos durante 60
días
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Cinética de degradación de HTP
En este estudio, la cinética de biodegradación de los hidrocarburos totales del petróleo se evaluó
mediante las tasas de primer orden obtenidas a partir de las gráficas lineales de LN (HTP), según la
ecuación 4. Los modelos de cero y segundo orden se consideraron no adecuados, ya que los
coeficientes de correlación (R²) resultaron inferiores a 0.8. Para los tratamientos 1, 2, 3, 4 y 5 el R2 fue
de 0.85, 0.94, 0.94, 0.88 y 0.93, respectivamente. Esto indica que el ajuste es adecuado, ya que el
modelo explica más del 85% del comportamiento de la variable dependiente. La mayor tasa de
degradación de 0.03 día-1 se presentó en el tratamiento 3, seguida del tratamiento 4 con una tasa de
degradación de 0.027 día -1. La única diferencia en estos tratamientos fue el aire, así que la adición de
composta fue el factor que tuvo un efecto positivo en la aceleración de la degradación del hidrocarburo
del suelo. Esto pudo deberse a que se bioaumentó la población microbiana degradadora de petróleo.
Estudios similares en los que utilizaron bacterias aisladas de sedimentos con petróleo aledaños a una
refinería reportaron tasas de degradación de petróleo de 0.038 día⁻¹ (Chetri et al., 2021). Sarioglu M.
and Begun demostraron que la cinética de degradación de un contaminante dependerá de la naturaleza
del mismo y de las condiciones a las que es sometido el proceso. Ellos reportaron que, en un sistema
por lotes, como en este trabajo, los modelos cinéticos de primer orden son los adecuados y pueden
ser útiles para escalar el proceso.
Figura 4. Cinética de 1er orden para la degradación de HTP bajo diferentes tratamientos durante 60
días
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Degradación de hidrocarburos del petróleo
Figura 5. a) Comparación de la eficiencia en la remoción de HTP y b) Comparación en la producción
de CO2 en tratamientos
La remoción de HTP en los diferentes tratamientos mostró diferencias estadísticamente significativas
con un nivel de confianza del 95% (p = 2.549E-12), y los resultados indicaron una degradación de HTP
del 86 ± 1.25 % en el tratamiento Trat3 (suelo + 1 % de arena + lombricomposta + aireación), frente
a 8.21 ± 1.3 % bajo atenuación natural (Figura 5a). Aunado a la producción de CO2 (Figura 5b), los
tratamientos mostraron diferencias estadísticamente significativas con un nivel de confianza del 95%
(p = 3.526E-12), con la mayor producción de CO2 (167±3 mg) en el tratamiento Trat3 (suelo + 1 % de
arena + lombricomposta + aireación). Estos resultados evidencian que la
bioestimulación/bioaumentación, acoplada a mejoras físicas y de oxigenación, supera ampliamente
los procesos espontáneos del suelo. Este patrón es congruente con estudios piloto y de campo, donde
la combinación de lombricomposta + consorcios microbianos + manejo de la humedad y la aireación
alcanza 70–90 % de remoción de HTP en ≈60–90 días, mientras que la atenuación natural suele
limitarse a pérdidas ≤15 % atribuibles, en gran parte, a la volatilización y a la biodegradación moderada
de fracciones livianas (Curiel-Alegre et al., 2025).
Trabajo a futuro
Para el tratamiento que presentó la mayor tasa de degradación, se propone evaluar el efecto de la
temperatura, el pH y la cantidad de composta para mejorar el proceso de degradación.
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Degradación de hidrocarburos del petróleo
Figura 5. a) Comparación de la eficiencia en la remoción de HTP y b) Comparación en la producción
de CO2 en tratamientos
La remoción de HTP en los diferentes tratamientos mostró diferencias estadísticamente significativas
con un nivel de confianza del 95% (p = 2.549E-12), y los resultados indicaron una degradación de HTP
del 86 ± 1.25 % en el tratamiento Trat3 (suelo + 1 % de arena + lombricomposta + aireación), frente
a 8.21 ± 1.3 % bajo atenuación natural (Figura 5a). Aunado a la producción de CO2 (Figura 5b), los
tratamientos mostraron diferencias estadísticamente significativas con un nivel de confianza del 95%
(p = 3.526E-12), con la mayor producción de CO2 (167±3 mg) en el tratamiento Trat3 (suelo + 1 % de
arena + lombricomposta + aireación). Estos resultados evidencian que la
bioestimulación/bioaumentación, acoplada a mejoras físicas y de oxigenación, supera ampliamente
los procesos espontáneos del suelo. Este patrón es congruente con estudios piloto y de campo, donde
la combinación de lombricomposta + consorcios microbianos + manejo de la humedad y la aireación
alcanza 70–90 % de remoción de HTP en ≈60–90 días, mientras que la atenuación natural suele
limitarse a pérdidas ≤15 % atribuibles, en gran parte, a la volatilización y a la biodegradación moderada
de fracciones livianas (Curiel-Alegre et al., 2025).
Trabajo a futuro
Para el tratamiento que presentó la mayor tasa de degradación, se propone evaluar el efecto de la
temperatura, el pH y la cantidad de composta para mejorar el proceso de degradación.
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CONCLUSIONES
La cinética de degradación de HTP siguió una cinética de 1er orden y la tasa de degradación de los
HTP está influenciada por la adición de composta en un suelo tropical, ya que posiblemente los ácidos
húmicos de esta causan un aumento en la actividad microbiana medida en producción de CO2. Para
un tiempo de 60 días, el tratamiento con la combinación Suelo + 1% de arena + composta + aire
presentó la mayor tasa de degradación (0.03 día-1) con producción de CO2 de 167±3 mg con un pH
estable de 7.5 y una remoción de HTP de 86 ± 1.25 %.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Bradley D., Jett, Kenneth, L. Hatter, Mark M. Huycke, Michael, S. Gilmore. (1997). Simplified Agar Plate
Method for Quantifying Viable Bacteria. BioTechniques, 23(4), 648-650.
https://doi.org/10.2144/97234bm22.
Chettri, B., Singha, N.A. & Singh, A.K. "Efficiency and kinetics of Assam crude oil by Pseudomonas
aeruginosa an Bacillus sp.," Arch Microbiol, vol. 203, pp. 5793-5803, 2021.
Córdova B.Y., Paraguay-Delgado F., Pérez-Hernández G., Martínez-Pereyra G., Ramírez.Morales E. "
Influence of external resistance and anodic pH on power density in microbial fuel cell operated
with B. subtilis BSC-2 Strain," Applied Ecology and Environmental Research, vol. 16, no 2, pp.
1983-1997, 2018.
Córdova-Bautista, Y., Paraguay-Delgado, F., Pérez, H. B., Pérez, H. G., Martínez, P. G., Rámirez, M. E.
(2018). Influence of external resistance and anodic pH on power density in microbial fuel cell
operated with B. subtilis BSC-2 strain. Applied Ecology and Environmental Research, 16(2),
1983-1997. http://dx.doi.org/10.15666/aeer/1602_19831997
Curiel-Alegre, S., Khan, A.H.A., Rad, C. et al. (2025). Bioaugmentation and vermicompost facilitated the
hydrocarbon bioremediation: scaling up from lab to field for petroleum-contaminated soils.
Environ Sci Pollut Res 32, 16601–16616. https://doi.org/10.1007/s11356-024-32916-8.
FAO and UNEP. Global assessment of soil pollution: Report. Rome.
https://doi.org/10.4060/cb4894en. 2021.
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CONCLUSIONES
La cinética de degradación de HTP siguió una cinética de 1er orden y la tasa de degradación de los
HTP está influenciada por la adición de composta en un suelo tropical, ya que posiblemente los ácidos
húmicos de esta causan un aumento en la actividad microbiana medida en producción de CO2. Para
un tiempo de 60 días, el tratamiento con la combinación Suelo + 1% de arena + composta + aire
presentó la mayor tasa de degradación (0.03 día-1) con producción de CO2 de 167±3 mg con un pH
estable de 7.5 y una remoción de HTP de 86 ± 1.25 %.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Bradley D., Jett, Kenneth, L. Hatter, Mark M. Huycke, Michael, S. Gilmore. (1997). Simplified Agar Plate
Method for Quantifying Viable Bacteria. BioTechniques, 23(4), 648-650.
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Influence of external resistance and anodic pH on power density in microbial fuel cell operated
with B. subtilis BSC-2 Strain," Applied Ecology and Environmental Research, vol. 16, no 2, pp.
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Córdova-Bautista, Y., Paraguay-Delgado, F., Pérez, H. B., Pérez, H. G., Martínez, P. G., Rámirez, M. E.
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operated with B. subtilis BSC-2 strain. Applied Ecology and Environmental Research, 16(2),
1983-1997. http://dx.doi.org/10.15666/aeer/1602_19831997
Curiel-Alegre, S., Khan, A.H.A., Rad, C. et al. (2025). Bioaugmentation and vermicompost facilitated the
hydrocarbon bioremediation: scaling up from lab to field for petroleum-contaminated soils.
Environ Sci Pollut Res 32, 16601–16616. https://doi.org/10.1007/s11356-024-32916-8.
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inorganic nutrient-and microbial inocula on biopile treatment for oil-field drilling waste.
Chemosphere, 150, 17–23.
Ogbeh G.O., Tsokar T.O., Salifu E., " Optimization of nutrients requirements bioremediation of spent-
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Sarioglu, M., Begun, O. (2016). Treatment of automotive industry wastewater using anaerobic batch
reactors: The influence of substrate/inoculum and molasses/wastewater. Process Safety and
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Especificaciones y métodos de prueba. Diario Oficial de la Federación, junio 2008.
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salinidad y clasificación de suelos. Estudios, muestreo y análisis.
https://biblioteca.semarnat.gob.mx/janium/Documentos/Ciga/libros2009/DO2280n.pdf
SEMARNAT, 2012. NOM-138-SEMARNAT/SSA1-2012. Límites máximos permisibles de
hidrocarburos en suelos y lineamientos para el muestreo en la caracterización, así como
especificaciones para la remediación. NMX-AA-134-SCFI-2006. Suelos-Hidrocarburos fracción
pesada por extracción y gravimetría.
https://www.dof.gob.mx/nota_detalle.php?codigo=5313544&fecha=10/09/2013#gsc.tab=0.
Tapiero, J., Piñeros, R., Holguin, V. A. (2019) ¿Cómo la respirometría puede indicar una reducción de
la biomasa microbiana en ensilajes? Agroforestería Neotropical, 4, 72-78.
Trevor W. Sleight, Caitlin N. Sexton, Giannis Mpourmpakis, Leanne M. Gilbertson, Carla A. Ng. 2021.
A Classification Model to Identify Direct-Acting Mutagenic Polycyclic Aromatic Hydrocarbon
Transformation Products. Chemical Research in Toxicology 34(11), 2273-2286.
https://doi.org/10.1021/acs.chemrestox.1c00187
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Transformation Products. Chemical Research in Toxicology 34(11), 2273-2286.
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Vu-Duc, T., Huynh, C. K., Lafontaine, M., Bonnet, P., Binet, S. (2002). A spectrometric method for the
determination of organic soluble matter in bitumen fumes. Applied Occupational and
Environmental. 17(7) 495-500. https://doi.org/10.1080/10473220290035732
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determination of organic soluble matter in bitumen fumes. Applied Occupational and
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