Síntese de Nanocomposites Porosos Poliméricos

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La presente tesis es publicada a texto completo en virtud de que el autor 
ha dado su autorización por escrito para la incorporación del documento a la 
Biblioteca Digital y al Repositorio Institucional de la Universidad de Guadalajara, 
esto sin sufrir menoscabo sobre sus derechos como autor de la obra y los usos 
que posteriormente quiera darle a la misma. 
 
 
UNIVERSIDAD DE GUADALAJARA 
 CENTRO UNIVERSITARIO DE TONALÁ 
 
DIVISIÓN DE INGENIERÍAS E INNOVACIÓN 
TECNOLÓGICA 
DEPARTAMENTO DE ESTUDIOS DEL AGUA Y LA 
ENERGÍA 
Coordinación de Posgrados 
Doctorado en Agua y Energía 
 
Síntesis de nanocomposites porosos poliméricos a partir de emulsiones altamente 
concentradas tipo Pickering formuladas con líquidos iónicos eutécticos y su aplicación en 
la remoción de contaminantes de agua 
 
 T E S I S 
 QUE PARA OBTENER EL GRADO DE 
 D O C T O R A E N A G U A Y E N E R G I A 
 P R E S E N T A 
 MC. CAROLINA LIVIER RECIO COLMENARES 
 DIRECTORA DE TESIS 
 Dra. María Guadalupe Pérez García 
 CO-DIRECTORES DE TESIS 
 
 Dr. Josué David Mota Morales 
 Dr. J. Félix Armando Soltero Martínez 
 A S E S O R E S DE TESIS 
 
 Dr. José Benito Pelayo Vázquez 
 Dr. Alberto Gutiérrez Becerra 
Tonalá, Jalisco, 14 de diciembre de 2020 
AGRADECIMIENTOS 
 Al Centro Universitario de Tonalá (CUT), por brindarme la oportunidad de realizar un 
posgrado, utilizar sus instalaciones y equipos, al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología 
(CONACyT) por aportarme una beca de estudios para realizar el doctorado, con número de 
registro 500641. Al laboratorio de polímeros en el Centro de Física Aplicada y Tecnología 
Avanzada (CFATA) de la UNAM, por su apoyo y equipos para realizar la presente investigación 
bajo la co-dirección del Dr. Josué David Mota Morales, al Centro Universitario de ciencias 
exactas e ingeniería (CUCEI), por facilitarme sus instalaciones y equipos que se necesitaban 
con la co-dirección del Dr. Armando Soltero. 
Al Centro de Investigación en Química Aplicada (CIQA) por el apoyo para realizar una 
estancia facilitándome sus instalaciones y equipos para poder concluir mi tesis, en especial al 
doctor Dr. José Roman Torres Lubián por su arduo trabajo y sus conocimientos, también a la 
técnico Maricela García por su apoyo invaluable durante mi estancia. 
A mis profesores y personas que laboran en los centros donde se desarrolló este 
proyecto, por su apoyo durante mi formación académica. 
A mis asesores el doctor Benito Pelayo, Alberto Gutiérrez por ser una guía, 
brindándome su apoyo y tiempo. Así como por las observaciones realizadas durante el 
proyecto. 
A mis co-directores Dr. Josué David Mota Morales y el Dr. Armando Soltero, quienes 
estuvieron brindando sus conocimientos, tiempo, equipos y apoyo durante todo el proceso. 
A mi directora de tesis la doctora María Guadalupe Pérez García por guiarme, por su 
paciencia, trabajo arduo y amistad. Por apoyarme en todo momento y ser una de las personas 
que más admiro por su calidad como persona y científica, reitero mi más sincero y profundo 
agradecimiento. 
Agradezco a mis padres Antonia Colmenares Lepe y José Antonio Recio Zamora, por 
su invaluable apoyo y motivación en cada etapa de mi vida; por ser la guía y soporte que me 
ha permitido continuar a pesar de tantos altibajos, por creer en mí. 
2 
 
A mis hermanos Jesús y Roxana Recio por apoyarme siempre, por estar presente en 
cada paso que doy, por darme la fuerza y brindarme sus buenos consejos siempre. 
A mis hijas Paula, Carolina, Ariadna y Sofía quiero agradecer y dedicar este trabajo 
por estar presente en mi vida, por entender y apoyarme, por ser mi motivación y fortaleza para 
continuar día a día, con un amor incondicional. 
También quiero agradecer a mis compañeros de trabajo Tere, Francisco, Andrea y 
Miranda por hacer tan ameno el trabajo en el laboratorio, además de su gran apoyo en todo 
momento. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
3 
 
RESUMEN 
 
En la actualidad, varias actividades industriales resultan en contaminación del agua debido 
a la producción de agentes contaminantes, tales como colorantes, aceites y metales pesados, los 
cuales son extremadamente nocivos para el ser humano y el ambiente, incluso en bajas 
concentraciones. Para reducir el riesgo de contaminación ambiental causado por estas aguas 
residuales, es necesario tratarlas antes de descargarlas en el ambiente. Por lo anterior, es de gran 
importancia la síntesis de materiales avanzados con propiedades específicas que sean capaces 
de remover dichos contaminantes. Además, estos materiales se desea que sean obtenidos 
mediante métodos verdes y fácilmente adaptables a la industria. 
En este trabajo de tesis se reporta el uso de líquidos iónicos eutécticos como medios de 
reacción verde o sustentable para la fácil creación de nanocomposites poliméricos con 
estructuras porosas jerárquicas a través de la polimerización de emulsiones altamente 
concentradas (HIPEs por sus siglas en ingles High Internal Phase Emulsions) tipo Pickering, 
los cuales fueron eficientes en la remoción de colorantes, aceites e hidrocarburos del agua. A 
continuación, se describen los sistemas estudiados: 
 
- En el primer sistema estudiado, se utilizaron mezclas eutécticas a base de mentol 
como fase dispersa en la formulación de HIPEs para la síntesis verde de 
nanocomposites macroporosos de poli(acrilamida). Para la estabilización de la 
emulsión fueron utilizados el tensoactivo pluronic F127 y nanopartículas de magnetita 
(Fe3O4). Después del proceso de polimerización por radicales libres de la fase continua 
y remoción de la fase dispersa de la emulsión, las nanopartículas de magnetita 
permanecieron sobre la superficie porosa del material. Se modificó la estructura 
porosa del material variando la cantidad de tensoactivo y de nanopartículas utilizadas 
en la formulación de la emulsión precursora. Además, se realizó un estudio 
comparativo de la estructura porosa de materiales porosos obtenidos a partir de HIPEs 
formuladas con un disolvente orgánico (tetradecano) comúnmente utilizado como fase 
dispersa en la formulación de emulsiones. Estos materiales fueron utilizados 
satisfactoriamente como catalizadores heterogéneos de Fenton en la degradación del 
colorante violeta de genciana. La cantidad de nanopartículas de magnetita y la 
4 
 
estructura porosa del material desempeñaron un papel central en la eficiencia de 
degradación del colorante. 
- En el segundo sistema estudiado, se sintetizaron nanocomposites porosos de 
poli(estireno) a partir de HIPEs formuladas con el líquido eutéctico de urea/cloruro decolina (en una relación molar 2: 1, respectivamente). En este caso, las emulsiones 
fueron estabilizadas con distintas cantidades del tensoactivo Span 60 y nanopartículas 
de magnetita, lo cual permitió modificar la estructura porosa y las propiedades 
magnéticas y lípofilicas de los materiales. Además, el uso del líquido eutéctico de 
urea/cloruro de colina como fase dispersa en la emulsión precursora permitió obtener 
materiales con estructuras porosas distintas a las obtenidas utilizando agua. Debido a 
sus propiedades lípofilicas y magnéticas, los materiales fueron utilizados como 
sorbentes selectivos de aceites e hidrocarburos (como gasolina, hexano y aceite 
vegetal). 
 
 
 
5 
 
ÍNDICE 
 
RESUMEN ....................................................................................................................... 3 
ÍNDICE DE TABLAS ...................................................................................................... 7 
INDICE DE FIGURAS .................................................................................................... 7 
INTRODUCCIÓN .......................................................................................................... 10 
JUSTIFICACIÓN ........................................................................................................... 14 
HIPÓTESIS .................................................................................................................... 14 
OBJETIVOS ................................................................................................................... 15 
Objetivo general: .................................................................................................................... 15 
Objetivos particulares: ........................................................................................................... 15 
1. ANTECEDENTES .................................................................................................. 16 
1.1 Contaminación del agua y métodos de tratamiento ......................................................... 16 
1.1.1 Contaminación del agua por colorantes y métodos de tratamiento ................ 16 
1.1.1.1 Problemática ambiental de la contaminación del agua por colorantes ........ 16 
1.1.1.2 Clasificación de colorantes.......................................................................... 17 
1.1.1.3. Métodos de tratamiento convencionales y alternativos de remoción de colorantes 
del agua ................................................................................................................... 20 
1.1.1.4. Métodos de oxidación avanzada ................................................................ 24 
1.1.2 Contaminación de agua por aceites e hidrocarburos y sus métodos de tratamiento ..... 28 
1.1.2.1. Problemática ambiental de la contaminación del agua por aceites e hidrocarburos
 ................................................................................................................................. 28 
1.1.2.2. Materiales sorbentes para la remoción de aceites e hidrocarburos ............ 29 
1.2 Nanocomposites porosos a partir de emulsiones altamente concentradas tipo Pickering 
aplicados en el tratamiento de aguas ...................................................................................... 31 
1.2.1. Preparación de materiales porosos nanocompuestos mediante emulsiones Pickering
 ................................................................................................................................. 31 
1.2.2 Aplicación de materiales porosos (poliHIPEs) nanocompuestos en la remoción de 
contaminantes de agua ............................................................................................ 36 
1.2.2.1. Remoción de iones de metales pesados...................................................... 36 
1.2.2.2 Remoción de contaminantes orgánicos ....................................................... 38 
1.2.2.3 Remoción de aceite de medios acuosos ...................................................... 39 
6 
 
1.2.2.4. Degradación de contaminantes orgánicos empleando poliHIPEs como 
catalizadores heterogéneos de Fenton ..................................................................... 42 
1.3. Materiales porosos nanocompuestos obtenidos mediante emulsiones formuladas en 
medios no convencionales ..................................................................................................... 45 
1.3.1 Obtención de poliHIPEs hidrófilos mediante emulsiones formuladas con fluidos 
supercríticos ........................................................................................................................... 47 
1.3.2. Obtención de poliHIPEs mediante emulsiones formuladas con líquidos eutécticos ... 49 
1.3.2.1. Generalidades de líquidos eutécticos ......................................................... 49 
1.3.2.2. DES como disolventes inertes o sistemas todo en uno en reacciones de 
polimerización ......................................................................................................... 54 
1.3.2.3 Formulación de emulsiones altamente concentradas con líquidos eutécticos y 
obtención de materiales porosos ............................................................................. 55 
2. METODOLOGÍA ................................................................................................... 59 
2.1 Reactivos .......................................................................................................................... 59 
2.2 Síntesis de líquidos eutécticos (DES) .............................................................................. 59 
2.3 Formulación y caracterización de emulsiones altamente concentradas (HIPEs) 
empleando líquidos eutécticos (DES) como fase interna ...................................................... 60 
2.3.1 Sistemas .......................................................................................................... 60 
2.3.2. Caracterización de HIPEs.............................................................................. 61 
2.4 Síntesis y caracterización de los nanocomposites macroporosos .................................... 61 
2.5 Aplicación de los materiales porosos nanocompuestos en la remoción de contaminantes 
de agua ................................................................................................................................... 64 
2.5.1 Catalizadores heterogéneos de Fenton en la degradación del colorante violeta de 
genciana en medio acuoso ....................................................................................... 64 
2.5.2 Materiales absorbentes de aceite e hidrocarburos .......................................... 64 
3 RESULTADOS ....................................................................................................... 65 
3.1 Síntesis y caracterización de nanocomposites porosos magnéticos de poliacrilamida .... 65 
3.2. Aplicación de los nanocomposites porosos de poliacrilamida como catalizadores 
heterogéneos de Fenton en la degradación del colorante violeta de genciana ....................... 83 
3.3. Síntesis y caracterización de nanocomposites porosos magnéticos de poliestireno ....... 86 
3.4 Nanocomposites porosos magnéticos de poliestireno con propiedades lipofílicas 
utilizados como materiales absorbentes de gasolina, aceite y hexano ................................. 100 
4. CONCLUSIONES ................................................................................................ 105 
5. BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................... 107 
 
7 
 
ÍNDICE DE TABLAS 
Tabla 2.1 Mezclas eutécticas a base de D-L-mentol como aceptor de enlaces de hidrógeno y 
diferentes donadores de enlace de hidrógeno. ................................................................ 60 
Tabla 3.1.Estabilidad de las HIPEs formuladas obtenida mediante observación visual.67 
Tabla 3.2. Morfología estructural de HIPEs y PoliHIPEs. ............................................ 71 
Tabla 3.3. Superficie específica (SBET), contenido de nanopartículas de magnetita (Fe3O4 NPs) 
calculado del análisis termogravimétrico y saturación magnética de los monolitos magnéticos.
 78 
Tabla 3. 4. Estabilidad de las HIPEs formuladas obtenida mediante observación visual.88 
Tabla 3. 5. Morfología estructural de HIPEs y PoliHIPEs ............................................ 91 
Tabla 3.6. Contenido de nanopartículas de magnetita (Fe3O4 NPs) calculado del análisis 
termogravimétrico, saturación magnética y ángulo de contacto de los monolitos magnéticos de 
poliestireno. .................................................................................................................... 97 
Tabla 3.7. Tiempos de saturación y capacidad de absorción máxima (Qmax) para los monolitos 
magnéticos de poliestireno. .......................................................................................... 101 
 
INDICE DE FIGURAS 
Figura 1.1. Representación esquemática de la síntesis de materiales macroporosos (poliHIPEs) 
nanocompuestos a partir de emulsiones altamente concentradas (HIPEs) tipo Pickering.34 
Figura 1.2. Representación esquemática del proceso continúo para la recuperación de aceite 
derramado. Imagen modificada de Zhang y Guo (2017)................................................ 41 
Figura 1.3. Representación esquemática de una emulsión tipo Pickering empleando tensoactivo 
como co-estabilizante. .................................................................................................... 42 
Figura 1.4 Diagrama de fase de una mezcla eutéctica binaria (modificado de Alonso et al., 
2016). .............................................................................................................................. 49 
Figura 3.1. Apariencia de las emulsiones A) HIPE-8F-2NP-MA, B) HIPE-8F-2NP-T y C) la 
imagen representa separación de fases de HIPE-24F-XNP-MA, HIPE-XF-YNP-ML, HIPE-XF-
YNP-MLA y HIPE-XF-YNP-MP. ................................................................................. 68 
Figura 3.2. Morfología de las emulsiones formuladas con el MA DES obtenidas mediante 
microscopía óptica A) HIPE-8F-0NP-MA, B) HIPE-8F-2NP-MA, C) HIPE-8F-5NP-MA, D) 
HIPE-8F-10NP-MA, E) HIPE-16F-0NP-MA, F) HIPE-16F-2NP-MA, G) HIPE-16F-5NP-MA 
y H) HIPE-16F-10NP-MA. ............................................................................................ 69 
Figura 3.3. Morfología de las emulsiones formuladas con tetradecano obtenidas mediante 
microscopía óptica A) HIPE-8F-0NP-T, B) HIPE-8F-2NP-T, C) HIPE-8F-5NP-T y D) HIPE-
8F-10NP-T. ..................................................................................................................... 70 
8 
 
Figura 3.4. Monolitos obtenidos después de la polimerización A) PHIPE-8F-5NP-MA antes del 
lavado, B) PHIPE-8F-5NP-MA después del lavado y liofilizado, C) PHIPE-8F-5NP-T antes del 
lavado y D) PHIPE-8F-5NP-T después del lavado y liofilizado. ................................... 71 
Figura 3.5. Micrografías obtenidas mediante FSEM de los monolitos A) PHIPE-8F-2NP-MA, 
B) PHIPE-8F-5NP-MA, C) PHIPE-8F-10NP-MA y D) PHIPE-8F-0NP. ..................... 74 
Figura 3.6. Micrografías obtenidas mediante FSEM de los monolitos A) PHIPE-16F-0NP-MA, 
B) PHIPE-16F-2NP-MA, C) PHIPE-16F-5NP-MA y D) PHIPE-16F-10NP. ............... 75 
Figura 3.7. Micrografías obtenidas mediante FSEM de los monolitos A) PHIPE-8F-0NP-T, B) 
PHIPE-8F-2NP-T, C) PHIPE-8F-5NP-T y D) PHIPE-8F-10NP-T. .............................. 76 
Figura 3.8. Isotermas de adsorción/desorción de nitrógeno de los monolitos magnéticos PHIPE-
16F-XNP-MA (X= 0, 2, 5, y 10), PHIPE-8F-2NP-MA y PHIPE-8F-2NP-T. ............... 77 
Figura 3.9. Espectro ATR-FTIR de PHIPE-16F-5NP-MA, PHIPE-16F-5NP-T, MA DES y 
tetradecano. ..................................................................................................................... 79 
Figura 3.10. A) Espectro EDS y B) Mapeo elemental de PHIPE- 16F- 5NP-MA. ....... 80 
Figura 3.11. Difractogramas de a) PHIPE-8F-0NP-T, b) magnetita FeO3 pura, c) PHIPE-8F-
10NP-MA, d) PHIPE-8F-10NP-T y e) PHIPE-8F-2NP-MA. ........................................ 80 
Figura 3.12. Análisis termogravimétrico de los monolitos magnéticos PHIPE-16F-XNP-MA 
(X= 0, 2, 5, y 10), PHIPE-8F-2NP-MA y PHIPE-8F-2NP-T. ........................................ 81 
Figura 3. 13. Curvas de magnetometría de muestra vibrante (VSM) de los monolitos magnéticos 
PHIPE-16F-XNP-MA (X= 0, 2, 5, y 10), PHIPE-8F-2NP-MA y PHIPE-8F-2NP-T. ... 83 
Figura 3.14. Sistema utilizado para realizar la degradación del colorante violeta de genciana 
mediante reacción Fenton. .............................................................................................. 84 
Figura 3.15. Cambio de coloración de la solución de colorante violeta de genciana a diferentes 
tiempos de reacción. Condiciones de reacción: 2.2 g de monolito PHIPE-16F-10NP-MA, 60 mL 
de solución de colorante a 20 ppm, pH=2, 1 mL de H2O2, T=25 °C y velocidad de adición 
130mL/min. .................................................................................................................... 85 
Figura 3.16. % de colorante residual en función del tiempo. Condiciones de reacción de Fenton: 
2.2 g de monolito magnético, 60 mL de solución de GV a concentración de 20 ppm, T= 
ambiente, 1 mL H2O2 y pH=2. ....................................................................................... 86 
Figura 3.17. Las imágenes representan A) separación de fases de emulsiones inestables y B) 
alta viscosidad y apariencia gel de HIPEs estables. ....................................................... 89 
Figura 3.18. Morfología de las emulsiones formuladas con el DES U:ChCl obtenidas mediante 
microscopía óptica A) PHIPE-5S-5NP-U y B) PHIPE-5S-10NP-U. ............................. 90 
Figura 3.19. Morfología de las emulsiones formuladas con el DES U:ChCl obtenidas mediante 
microscopía óptica A) PHIPE-10S-0NP-U, B) PHIPE-10S-2NP-U, C) PHIPE-10S-5NP-U y D) 
PHIPE-10S-10NP-U. ...................................................................................................... 90 
9 
 
Figura 3.20. Monolitos obtenidos después de la polimerización con KPS A) PHIPE-10S-10NP-
U antes del lavado y B) PHIPE-10S-10NP-U después del lavado y secado. ................. 92 
Figura 3.21. Micrografías obtenidas mediante FSEM de los monolitos A) PHIPE- 10S-0NP-U, 
B) PHIPE- 10S-2NP-U, C) PHIPE- 10S-5NP-U y D) PHIPE-10S-10NP-U. ................ 93 
Figura 3.22. Micrografías obtenidas mediante FSEM de los monolitos A) PHIPE- 5S-5NP-U y 
B) PHIPE-5S-10NP-U. ................................................................................................... 93 
Figura 3.23. Micrografía obtenida mediante FSEM del monolito PHIPE-10S-5NP-W.94 
Figura 3.24. A) Espectro EDS y B) Mapeo elemental de PHIPE-10S-10NP-U. .......... 95 
Figura 3.25. Difractogramas de a) PHIPE-10S-10NP-U, b) PHIPE-10S-5NP-U, c) PHIPE-5S-
5NP-U, d) PHIPE-10S-2NP-U y e) magnetita Fe3O4 pura. ............................................ 95 
Figura 3.26. Análisis termogravimétrico de los poliHIPEs sintetizados a partir de HIPEs 
formuladas con el DES U:ChCl y distintas cantidades de tensoactivo y NPs de magnetita.
 96 
Figura 3.27. Curvas de magnetización de los monolitos sintetizados sintetizados a partir de 
HIPEs formuladas con el DES U:ChCl y distintas cantidades de tensoactivo y NPs de magnetita.
 97 
Figura 3.28. Ángulo de contacto de los monolitos sintetizados a partir de HIPEs formuladas 
con el DES U:ChCl y distintas cantidades de tensoactivo y NPs de magnetita. ............ 99 
Figura 3.29. Clasificación de materiales según ángulo de contacto. ............................. 99 
Figura 3.30. Gráficas de capacidadde absorción de gasolina, hexano, aceite y agua en función 
del tiempo de A) PHIPE-5S-10NP-U y B) PHIPE-10S-10NP-U. Condiciones de absorción: 25 
mg de monolito magnético, 150 mL de aceite o hidrocarburo a temperatura ambiente.102 
Figura 3.31. Gráficas de absorción de A) gasolina, B) hexano y C) aceite vegetal con los 
monolitos sintetizados a partir de HIPEs formuladas con el DES U:ChCl y distintas cantidades 
de tensoactivo y NPs de magnetita. Condiciones de absorción: 25 mg de monolito magnético, 
150 mL de aceite o hidrocarburo a temperatura ambiente. .......................................... 103 
Figura 3.32. Selectividad del material en la absorción de gasolina en una mezcla de 
agua/gasolina. ............................................................................................................... 104 
Figura 3.33. Capacidad de absorción (Q) del monolito PHIPE-5S-10NP-U a diferentes ciclos 
de absorción/desorción. Condiciones de absorción: 25 mg de monolito magnético, 150 mL de 
aceite o hidrocarburo a temperatura ambiente. ............................................................. 104 
 
 
 
 
10 
 
INTRODUCCIÓN 
Las aguas dulces del mundo constituyen un recurso escaso, amenazado y en peligro. De 
acuerdo a algunos estudios sobre los balances hídricos del planeta, solamente el 0.007% de las 
aguas dulces se encuentran realmente disponibles a todos los usos humanos. De esta diminuta 
porción dependen procesos sociales vitales. Las más recientes evaluaciones de los especialistas 
y organizaciones internacionales conectadas con los problemas del agua, sugieren que para el 
año 2025 más de las dos terceras partes de la humanidad sufrirá algún estrés por la falta de este 
líquido (L’vovich, White, & Press, 1995; Simonovic, 2000). Por ello resulta claro que durante 
una buena parte del siglo XXI los problemas vinculados con la disponibilidad de agua seguirán 
estando a la cabeza de los temas críticos para la supervivencia humana, al lado de la producción 
de energía y alimentos. 
La actual “crisis global del agua” no es solamente un problema cuantitativo sino también 
de calidad del agua debido a las diversas actividades industriales. Los contaminantes de agua 
pueden incluir sustancias químicas de riesgo, por ejemplo, sustancias radiactivas, insecticidas, 
fertilizantes, derivados del petróleo, aceites, colorantes, jabones, fármacos, etc., las cuales 
pueden causar problemas de salud a la población y ambientales, incluso cuando se encuentran 
en bajas concentraciones (Reza Mahdavinia & Zhalebaghy, 2012). Para reducir el riesgo de 
contaminación ambiental a causa de este tipo de efluentes, es necesario su tratamiento antes de 
descargarlos al ambiente (Doulati Ardejani et al., 2007). 
 Las composiciones generalmente complejas de los efluentes residuales conducen a 
procesos de tratamientos muy complicados, de altos costos y poco prácticos, por lo que es 
necesario encontrar nuevos métodos de descontaminación baratos y sencillos (Hernandez-
Ramirez & Holmes, 2008). Un método simple para obtener materiales porosos poliméricos, que 
han demostrado ser eficaces como materiales adsorbentes/absorbentes para la remoción de 
colorantes (Cho, Hsiao, Lee, & Huang, 2015) y aceites de agua (Kayvani Fard et al., 2016), 
consiste en utilizar emulsiones altamente concentradas como plantillas (HIPEs de sus siglas en 
inglés “High Internal Phase Emulsions”). Las HIPEs contienen una fracción de volumen de la 
fase dispersa superior a 0.74, su estructura consiste en gotas poliédricas y poli dispersas 
separadas entre sí por una película fina de fase continua estabilizada por distintos tipos de 
moléculas anfifilicas, por ejemplo surfactantes. Al polimerizar la fase continua y posteriormente 
11 
 
remover la fase dispersa de las HIPEs, se obtienen materiales porosos interconectados de 
diferentes grados de jerarquía, comúnmente llamados poli(HIPE)s (Williams & Wrobleski, 
1988). Se ha obtenido una amplia variedad de materiales porosos usando como monómeros, 
estireno (N. R. Cameron, Sherrington, Albiston, & Gregory, 1996; Eli Ruckenstein, 1997), 
mezclas de estireno y divinilbenceno y alquil metacrilatos (N. R. Cameron et al., 1996; E. 
Ruckenstein & Sun, 1992). Estas espumas sólidas macroporosas han encontrado aplicaciones 
aceptables como soportes para catálisis, inmovilización de enzimas, en procesos de adsorción/ 
absorción para tratamiento de aguas residuales, como plantillas para la preparación de otros 
materiales, como adsorbentes para cromatografía, etcétera (Hainey, Huxham, Rowatt, 
Sherrington, & Tetley, 1991; Eli Ruckenstein, 1997). 
La introducción de nano, o micro objetos en la interfase de las HIPEs, brindan una nueva 
faceta para el diseño estructural de las matrices poliméricas siendo un accesible método de 
funcionalización. Estas emulsiones, conocidas como Pickering HIPEs, pueden ser preparadas 
con una baja carga de nanopartículas (NPs) como titania (Ikem, Menner, Horozov, & Bismarck, 
2010), silica (Ikem, Menner, & Bismarck, 2008a), de nanotubos de carbono (Cohen, Samoocha, 
David, & Silverstein, 2013; Menner, Verdejo, Shaffer, & Bismarck, 2007), entre otras. 
Recientemente, el concepto se ha extendido para abarcar la síntesis verde o sustentable con la 
inclusión de NPs de biomasa como estabilizadores, tales como nano cristales de celulosa (CNCs) 
(Capron & Cathala, 2013), nano cristales de quitina (ChiNCs) (Perrin, Bizot, Cathala, & Capron, 
2014) y lignina (Y. Yang, Wei, Wang, & Tong, 2013). Estas matrices poliméricas con diferentes 
tipos de nano materiales en su superficie han sido utilizadas en la adsorción específica de 
distintos compuestos, por ejemplo, hidrocarburos aromáticos (N. Zhang et al., 2016a), vapores 
de agua y metanol, aceites (María G. Pérez-García, Gutiérrez, Mota-Morales, Luna-Bárcenas, 
& Del Monte, 2016), etcétera. 
Los sistemas mayormente estudiados para la obtención de HIPEs son del tipo agua en 
aceite (W/O) o aceite en agua (O/W) y son pocos los ejemplos de sistemas no acuosos. Cameron 
y Sherrington (1997) sintetizaron poliHIPEs en sistemas no acuosos empleando N,N’-
dimetilacetamida y dimetilsulfóxido como fase interna. Por otro lado Hariri y col. (2007) 
desarrollaron HIPEs polimerizables en sistemas de aceite en aceite (O/O). Además, ha sido 
reportado que es factible utilizar líquidos iónicos como fase interna para sintetizar poliHIPEs 
12 
 
(Shirshova, Bismarck, & Steinke, 2011) y (Q. Zhang, De Oliveira Vigier, Royer, & Jérôme, 
2012a). La habilidad de sintetizar poliHIPEs a partir de HIPEs libres de agua tiene un gran 
impacto en el desarrollo de estos materiales, ya que expande los tipos de polimerización 
disponibles para la síntesis de poliHIPEs al incluir reacciones sensibles a la presencia de agua 
(por ejemplo, polimerizaciones de crecimiento de cadena aniónica, catiónica o de metátesis). 
Además, el uso de líquidos iónicos extiende el rango de temperaturas de síntesis, lo cual ha sido 
limitado por la presencia y evaporación de agua que ocurre por arriba de 100 °C. 
Recientemente, los líquidos eutécticos DESs (por sus siglas en inglés Deep eutectic 
solvents), un nuevo tipo de líquido iónico, surgen como una alternativa verde para la síntesis de 
materiales porosos a través de la polimerización de HIPEs en medios no acuosos. Los DESs 
constituyen una nueva generación de “disolventes verdes”, consisten en mezclas eutécticas 
formadas por la asociación de donadores de enlaces de hidrógeno y sales de amonio o fosfonio, 
o aceptores de enlaces de hidrógeno (A. Carranza, Pojman, & Mota-Morales, 2014a; Smith, 
Abbott, & Ryder, 2014a). Este tipo de solventes ofrecen varios de los beneficios de los líquidos 
iónicos, pero son más fáciles de preparar y de bajo costo. Carranza y col. (2014) formularon por 
primera vez HIPEs empleando un DES de urea (U) y cloruro de colina (ChCl) en una relación 
molar 2:1 como fase interna y distintos metacrilatoscomo fase continua. Las HIPEs formuladas 
fueron polimerizadas a baja presión debido a la volatilidad despreciable del DES empleado 
como fase interna, de esta forma se expandieron las condiciones de polimerización disponibles 
para la síntesis de poliHIPEs. Después de la polimerización, más del 90% en peso del DES fue 
recuperado. Posteriormente, Pérez-García y col. (2015) formularon HIPEs empleando DES con 
diferentes viscosidades como fase interna y estireno/divinilbenceno como fase continua. La 
viscosidad de los DESs fue determinante en el tipo de morfología porosa obtenida, así como en 
las propiedades mecánicas de los poliHIPEs. Los DES empleados como fase interna fueron 
recuperados del 89 al 95 % en peso y la conversión del monómero fue del 96%. Con esta 
investigación se confirmó que los DESs representan una alternativa favorable para formular 
HIPEs empleando monómeros de estireno adicionalmente a los acrilatos, de esta forma se 
expandió el rango de monómeros utilizados para formar HIPEs polimerizables por radicales 
libres empleando DESs como fase interna. 
13 
 
En una investigación reciente, Pérez-García y col. (2016) descubrieron un nuevo DES 
polimerizable via apertura de anillo de L-lactida y ξ-caprolactona, el cual fue utilizado como 
fase continua en la formulación de HIPEs para obtener materiales porosos biodegradables de 
mezclas de homopolímeros de poli (L-lactida)/ poli(ξ-caprolactona). Estos materiales mostraron 
ser excelentes candidatos como materiales lipofílicos para separación de aceite en agua con 
potencial interés para aplicaciones en la limpieza de aguas residuales aceitosas industriales y de 
derrames de petróleo. El aceite absorbido puede ser recuperado mediante un proceso de 
destilación y el material puede ser reutilizado. El material al ser desechado no es una fuente de 
contaminación secundaria, lo que normalmente sucede con los materiales absorbentes 
comúnmente utilizados, ya que puede ser fácilmente degradado e hidrolizado por 
microorganismos presentes en el medio ambiente. Durante el mismo año, Carranza y col. (2016) 
sintetizaron poliHIPEs de poli(estireno) y poli(metacrilato de metilo) funcionalizados 
superficialmente con nanotubos de carbono multicapa (MWTCNTs), lo cual incrementó la 
hidrofobicidad del monolito y la apertura de poro. En este trabajo, se muestra una estrategia 
verde empleando U:ChCl DES como fase dispersa para la liberación de nanotubos a la interfase 
de las HIPEs, lo cual permitió la funcionalización superficial de la estructura porosa de los 
poliHIPEs. Estos nanocomposites poliméricos porosos mostraron gran lipofilicidad, con un 
ángulo de contacto de agua mayor a 140°, lo que los hizo aptos para sorción de diferentes 
combustibles como biodiesel, diésel y gasolina. 
Estos son algunos de los pocos trabajos reportados relacionados con la síntesis de 
materiales porosos empleando HIPEs no acuosas base DES como plantillas, los cuales han 
marcado el inicio de una nueva área de investigación. En esta tesis se reporta la síntesis de 
nanocomposites magnéticos de poli(acrilamida) y poli(estireno) con estructuras porosas 
jerárquicas a través de la polimerización de emulsiones altamente concentradas tipo Pickering 
formuladas con líquidos eutécticos como fase dispersa (alternativa a agua y solventes orgánicos) 
y nanopartículas de magnetita como co-surfactante. Los poliHIPEs compuestos de 
poli(estireno)-magnetita-NPs fueron eficientes en la sorción selectiva de aceites e hidrocarburos 
presentes en agua debido a sus propiedades magnéticas y lipofílicas. Por otro lado, la porosidad 
interconectada, las nanopartículas de magnetita incrustadas sobre la superficie y la hidrofilicidad 
de los poliHIPEs compuestos de poli(acrilamida)-magnetita-NPs brindaron las características 
14 
 
necesarias para ser utilizados satisfactoriamente como catalizadores heterogéneos de Fenton en 
la degradación del colorante violeta de genciana. 
 
JUSTIFICACIÓN 
La síntesis de materiales avanzados con propiedades específicas que permitan la remoción 
eficiente y selectiva de agentes contaminantes en aguas residuales es de gran interés científico 
y tecnológico. Además de ser eficientes y de bajo costo, estos materiales deben ser 
preferentemente biodegradables e integrar principios de la química verde en el método de 
síntesis verde para evitar contaminación ambiental secundaria. 
En la actualidad, la química verde o sustentable ha recibido una atención considerable y 
ha cobrado importancia en la investigación de nuevos materiales. El uso de disolventes 
orgánicos produce la mayor cantidad de residuos en la síntesis de materiales lo que ha llevado 
a la necesidad de reducir su uso o reemplazarlos por “disolventes verdes”. Los más utilizados 
son: agua, dióxido de carbón supercrítico y líquidos iónicos (ILs por sus siglas en inglés ionic 
liquids). En este contexto, los líquidos eutécticos (DES) surgieron como un medio alterno para 
el procesamiento y síntesis de materiales, presentando con características únicas. 
El trabajo propuesto aquí es innovador e incorpora el desempeño superior de los DES 
como medios de reacción verde para sintetizar materiales funcionales para la remoción de 
contaminantes mediante procedimientos fáciles y amigables con el medio ambiente. 
 
HIPÓTESIS 
El empleo de líquidos eutécticos como fase dispersa alternativa en la formulación de emulsiones 
altamente concentradas tipo Pickering permite obtener materiales de poli(estireno) y 
poli(acrilamida) con estructuras macroporosas interconectadas fácilmente funcionalizadas con 
nanopartículas de magnetita, diferentes a las obtenidas empleando medios convencionales 
(agua, solventes orgánicos, etc.). Los materiales compuestos de poli(estireno)-magnetita-NPs 
presentan propiedades magnéticas y lipofílicas (debido a las nanopartículas de magnetita 
incorporadas en su superficie porosa) que incrementan la capacidad de sorción de aceites e 
hidrocarburos en medios acuosos. Por otro lado, los materiales compuestos de poli(acrilamida)-
15 
 
magnetita-NPs funcionan catalizadores heterogéneos de Fenton en la degradación de colorantes 
debido a su porosidad interconectada, las nanopartículas de magnetita incorporadas sobre la 
superficie porosa e hidrofilicidad. 
 
OBJETIVOS 
Objetivo general: 
 Sintetizar materiales porosos poliméricos nanocompuestos con nanopartículas de 
magnetita incorporadas en su superficie a partir de emulsiones altamente concentradas 
formuladas con líquidos eutécticos y demostrar su eficiencia en la remoción de agentes 
contaminantes de agua. 
Objetivos particulares: 
 Determinar la formulación de HIPEs tipo Pickering con diferentes fases internas (DESs, 
agua y solventes orgánicos) y monómeros (acrilamida y estireno) como fase continua 
empleando nanopartículas de magnetita como co-surfactante. 
 Encontrar las condiciones óptimas de polimerización de las HIPEs formuladas para la 
obtención de materiales porosos nanocompuestos (poliHIPEs). 
 Determinar morfología y propiedades de los materiales porosos nanocompuestos (como 
magnéticas, lípofilicas, térmicas, etc), mediante la caracterización de los poliHIPEs. 
 Realizar pruebas de absorción de aceites e hidrocarburos de agua con los materiales 
obtenidos. 
 Utilizar los materiales compuestos como catalizadores heterogéneos de Fenton en la 
degradación de colorantes. 
 
 
 
 
 
16 
 
1. ANTECEDENTES 
1.1 Contaminación del agua y métodos de tratamiento 
1.1.1 Contaminación del agua por colorantes y métodos de tratamiento 
1.1.1.1 Problemática ambiental de la contaminación del agua por colorantes 
Uno de los notables problemas ambientales es ocasionado por la actividad industrial, que 
consume elevadas cantidades de agua durante los procesos de producción. Los efluentes 
obtenidos en etapas finales o intermedias contienen grandes cantidades de contaminantes que 
deben ser eliminados(Yin, Cai, Yin, Gao, & Zhou, 2016), ya que contienen una amplia variedad 
de productos y subproductos como compuestos orgánicos con toxicidad variable, 
carcinogénicos y mutagénicos (Pang, Abdullah, & Bhatia, 2011). 
Dentro de las aguas residuales provenientes de las industrias textil, papelera, 
farmacéuticas, plástica y de cuero, existen sustancias disueltas que generan un aumento en la 
demanda química de oxígeno (DQO), debido a materia química orgánica no biodegradable 
(Kuhad, Sood, Tripathi, Singh, & Ward, 2004), ocasionando afectaciones a la vida acuática 
cuando estos efluentes son descargados en cuerpos de agua. Es difícil calcular la cantidad anual 
de residuos producidos por este tipo de industrias en los efluentes de aguas residuales, sin 
embargo, se estima que la industria textil utiliza más de 100,000 tipos de colorantes sintéticos, 
los cuales tienen una producción aproximada de 7 x 105 toneladas por año, donde 
aproximadamente del 5-10% se desecha durante su producción y utilización (Forgacs, Cserháti, 
& Oros, 2004; V. K. Gupta & Suhas, 2009), generando descargas aproximadas en corrientes 
acuáticas de 100 toneladas por año (Yagub, Sen, Afroze, & Ang, 2014a). Estas descargas 
contienen aproximadamente el 20 % de los tintes y/o colorantes producidos anualmente durante 
el proceso de teñido (Pang et al., 2011) en concentraciones altas (Dias, Sampaio, & Bezerra, 
2007). 
La liberación de colorantes al medio ambiente constituye sólo una pequeña proporción 
de la contaminación del agua, sin embargo, estos son visibles aún en pequeñas cantidades debido 
a su intensidad de color, lo cual reduce la penetración de la luz solar perturbando los procesos 
fotosintéticos y biológicos y amenazando la vida acuática (Robinson, McMullan, Marchant, & 
Nigam, 2001). Los colorantes están presentes por lo general en el efluente en concentraciones 
que oscilan entre los 10 y 50 mg/L, donde el color es sumamente notable en concentraciones 
17 
 
por encima de apenas 1 mg/L (Lazaridis, Karapantsios, & Georgantas, 2003). Además de la 
coloración indeseable del agua, se encuentran los múltiples efectos adversos de los colorantes 
como agentes cancerígenos, mutagénicos y causantes de graves daños a los seres humanos, 
como la disfunción de los riñones, el sistema reproductor, el hígado, el cerebro y el sistema 
nervioso (Kadirvelu et al., 2003; Shen et al., 2009; Yagub, Sen, Afroze, & Ang, 2014b). 
Los colorantes han sido ampliamente estudiados debido a su producción a gran escala, 
extensa aplicación, importancia comercial, toxicidad, al impacto ambiental y el riesgo para la 
salud del ser humano. Sin embargo, debido a la gran diversidad de colorantes sintéticos y a lo 
complejo de su composición aún es limitado el conocimiento que se tiene respecto a su 
comportamiento en el medio ambiente, peligros a la salud del ser humano y métodos de 
eliminación en los efluentes industriales. Para una mayor comprensión de esta problemática, en 
las siguientes secciones se explicará detalladamente los tipos de colorantes (sección 1.1.1.2), así 
como los métodos de tratamiento convencionales y alternativos en la remoción de colorantes 
(sección 1.1.1.3). 
 
1.1.1.2 Clasificación de colorantes 
Los colorantes pueden clasificarse de acuerdo con su estructura química o su aplicación. 
La clasificación por estructura química es utilizada por quienes desarrollan colorantes, pues 
identifica fácilmente a los colorantes que pertenecen a un grupo con propiedades características, 
tales como los colorantes azoicos (de coloración fuerte y bajo costo), colorantes de antraquinona 
(de débil coloración y alto costo), colorantes nitrosos, nitro colorantes y colorantes de 
triarilmetano (Konsowa, 2003; Yagub et al., 2014a). La clasificación por uso tiene ventajas si 
se considera previamente la clasificación química, pues la clasificación de uso y su 
nomenclatura surgieron a partir de la clasificación química (Konsowa, 2003). 
 Los colorantes también pueden clasificarse basándose en su carga de las especies 
químicas formadas al disolverse en un medio de aplicación acuoso, tales como colorantes 
catiónicos (todos básicos), aniónicos (directos, ácidos y reactivos) y no iónicos (colorantes 
dispersos) (Mishra & Tripathy, 1993; Purkait, DasGupta, & De, 2005; Yagub et al., 2014a). 
18 
 
Los colorantes aniónicos forman parte de los colorantes ácidos, los cuales portan carga 
negativa en solución acuosa. Son comunmente aplicados sobre nylon, lana, seda y fibras 
acrílicas modificadas. Son utilizados también, pero con menor frecuencia, para colorear 
artículos de papel y piel, así como para la elaboración de tintas de impresión, y en las industrias 
de alimentos y cosméticos (Konsowa, 2003). 
Los colorantes aniónicos incluyen compuestos que presentan diferentes características 
en la estructura como colorantes azoicos, antraquinónicos, trifenilmetanos y colorantes nitro 
(Attia, Rashwan, & Khedr, 2006; Golka, Kopps, & Myslak, 2004; Salleh, Mahmoud, Karim, & 
Idris, 2011). Estos colorantes tienen buena solubilidad en agua (Attia et al., 2006) y su liberación 
en el medio ambiente es indeseable, ya que tienen un bajo grado de fijación debido a la hidrólisis 
de los grupos reactivos en la fase acuosa (Tabak, Eren, Afsin, & Caglar, 2009). 
Por definición, los tintes básicos son tintes catiónicos que se originan a partir de átomos 
de nitrógeno o azufre cargados positivamente. La carga generalmente se deslocaliza en todo el 
sistema cromofórico, aunque probablemente esté más localizada en los átomos de nitrógeno y 
son considerados como tóxicos. El colorante básico más importante es el azul de metileno (MB), 
el cual fue descubierto por Heinrich Caro en 1878. El azul de metileno es un polvo verde oscuro 
o un sólido cristalino. Se usa ampliamente como tinte y tiene también varios usos biológicos. 
Se disocia en solución acuosa como electrolitos en el catión azul de metileno y el ion cloruro 
(El Qada, Allen, & Walker, 2006). 
Los tintes son solubles en agua; aplicables sobre papel, poliacrilonitrilo, poliamidas 
modificadas y poliésteres modificados. Originalmente se utilizaba para teñir artículos de lana, 
seda y algodón mordentado con ácido tánico, siempre y cuando la brillantez del color fuese más 
importante que las características de solidez. 
Algunos colorantes básicos muestran actividad biológica, por lo que son utilizados en 
medicina como antisépticos (Konsowa, 2003) debido a que contienen estructuras químicas 
basadas en grupos aromáticos sustituidos (E. Eren & Afsin, 2007). Son colorantes tóxicos 
debido a que pueden causar efectos dañinos como dermatitis alérgica, irritación de la piel, 
mutaciones y cáncer (Erdal Eren, 2009). 
19 
 
La funcionalidad catiónica se encuentra en varios tipos de colorantes, principalmente en 
colorantes azoicos catiónicos y colorantes de metano, en antraquinona, di- y tri-arilcarbenio, 
colorantes de ftalocianina, varios tintes policarbocíclicos y disolventes (Salleh et al., 2011). 
El ya mencionado azul de metileno (MB) es un colorante básico importante y 
ampliamente utilizado en la industria textil, que causa aumento de la frecuencia cardíaca, shock, 
vómitos, cianosis, ictericia, cuadriplejia, formación del cuerpo de Heinz y necrosis tisular en 
humanos al tener una exposición aguda a este colorante (Albert, Lessin, & Gilchrist, 2003; 
Vadivelan & Kumar, 2005). 
Entre otros colorantes están el verde de malaquita (MG), el cristal violeta (CV), también 
conocido como violeta de genciana (forma impura) (Mani & Bharagava, 2016). Este último, 
es un colorante de trifenilmetano, usado ampliamente en medicina humana y veterinaria como 
colorante biológico, como colorante textil y también se utiliza para proporcionar un color 
violeta intenso a las pinturas y la tinta de impresión. CV también se utiliza como agente 
mutagénico y bacteriostático en soluciones médicas y agente antimicrobianopara prevenir el 
crecimiento de hongos en la alimentación de aves de corral (Mani & Bharagava, 2016). Se 
usan también con frecuencia en curtiembres, piscicultura, cosméticos y artes plásticas, tinciones 
de Gram y en las coloraciones para esporas, entre otras. Estos colorantes tienen un grupo 
cromóforo, que consiste en un carbono central (grupo metino) unido a tres grupos arilo 
terminales, que pueden estar sustituidos con grupos funcionales amino o hidroxilo en la posición 
para del anillo aromático (Thetford & Updated by Staff, 2013). 
Las características químicas de los colorantes de trifenilmetano hacen que sean más 
resistentes a la degradación biológica que otras familias de colorantes formando intermediarios 
con más toxicidad que el compuesto inicial, causando irritación de la piel, daño hepático, 
insuficiencia renal y se han relacionado con la formación de tumores en peces (Oplatowska, 
Donnelly, Majithiya, Glenn Kennedy, & Elliott, 2011; Parshetti et al., 2011). Se considera que 
las moléculas de este tinte recalcitrante persisten en el medio ambiente durante un largo 
período de tiempo, considerándose el CV una sustancias de riesgo biológico (Mani & 
Bharagava, 2016). 
20 
 
Los colorantes directos son colorantes aniónicos, solubles en agua que tienen atracción 
hacia la celulosa en presencia de electrolitos. Su uso principal es el teñido de algodón y fibras 
de celulosa regenerada(Konsowa, 2003), también se les utiliza para colorear papel y algunos 
artículos de piel (Konsowa, 2003; Selcuk, 2005; Sevimli & Sarikaya, 2002). 
Cerca de la mitad de los colorantes directos poseen estructuras diazoicas, como es el 
caso del Azul Directo 1 y del grupo cromóforo de los derivados tiazólicos que normalmente se 
encuentra formando parte de un grupo 2-fenilbenzotiazol, como en el caso del Amarillo Directo 
59 (Konsowa, 2003) , por mencionar algunos. 
Los colorantes reactivos son, en general, muy problemáticos resaltando entre otros 
colorantes, ya que al pasar a través de los sistemas de tratamiento convencionales no son 
afectados (Lazaridis et al., 2003). Se consideran colorantes reactivos cuando forman un enlace 
covalente con la fibra. Las estructuras moleculares de los colorantes reactivos son similares a 
las de los colorantes directos, pero incorporan grupos reactivos para enlazarse con la celulosa. 
La característica distintiva más importante de los colorantes reactivos es que forman 
enlaces covalentes con el sustrato, debido a que contienen grupos funcionales capaces de 
participar en reacciones de adición o de sustitución con los grupos –OH, –SH y –NH2, presentes 
en las fibras textiles (Konsowa, 2003). 
Los colorantes reactivos tienen como ventaja sobre los tintes directos ser más brillantes 
y por lo general se emplean en la tinción de algodón, productos celulósicos, lana y nylon 
(Christie, 2007; Klaus, 2003). La nocividad y persistencia en el tiempo de algunos colorantes 
orgánicos catiónicos y reactivos imposibilita su tratamiento mediante métodos convencionales 
(Lazaridis et al., 2003; Valdés, Tardón, & Zaror, 2009). 
 
1.1.1.3. Métodos de tratamiento convencionales y alternativos de remoción de colorantes 
del agua 
Los colorantes utilizados para teñir textiles están diseñados específicamente para resistir 
la decoloración por exposición al sudor, la luz, el agua y los agentes oxidantes, y como tales son 
muy estables y difíciles de degradar (Nigam, Armour, Banat, Singh, & Marchant, 2000). 
21 
 
Las clases químicas de colorantes que se emplean con mayor frecuencia a escala 
industrial son los derivados de azo, antraquinona, azufre, indigoide, trifenilmetilo (tritilo) y 
ftalocianina. Pero se debe enfatizar que la gran mayoría de los colorantes sintéticos que se usan 
actualmente en la industria son derivados azoicos (Forgacs et al., 2004). 
En el caso de los colorantes reactivos utilizados en procesos de teñido actuales, hasta el 
50% del colorante se pierde en las aguas residuales. Estas pérdidas se deben a los niveles bajos 
de fijación de tinte en las fibras y a la presencia de tinte hidrolizado no reactivo en el baño del 
tinte (C. I. Pearce, Lloyd, & Guthrie, 2003). Es por ello que existe la necesidad de encontrar 
tratamientos que sean efectivos para eliminar los tintes de grandes volúmenes de efluentes y que 
tengan un bajo costo (Robinson et al., 2001). 
La adsorción resulta particularmente atractiva para eliminar componentes diluidos en 
tratamiento de residuos y aplicaciones ambientales. Las ventajas de los procesos de adsorción 
se basan en la capacidad de reducir la concentración de sustancias tóxicas (Portugal, Da Silva, 
Silva, Fernandes, & Xavier, 2005), ya que la adsorción es un fenómeno que ocurre en la 
superficie de un material y puede definirse como el aumento de la concentración de un 
componente en particular en la interfaz entre dos fases (Dąbrowski, 2001). 
Los procesos de adsorción tienen una amplia gama de aplicaciones, desde purificaciones 
hasta separaciones en masa (Portugal et al., 2005), tienen eliminaciones y ventajas eficientes en 
la implementación, operación y costos, lo que hace que esta técnica fisicoquímica se use más 
comúnmente para el tratamiento de agua contaminada con colorantes. 
La adsorción se ve influenciada por múltiples factores fisicoquímicos como la 
interacción entre el colorante y el sorbente, área de superficie sorbente, el tamaño de partícula, 
la temperatura, el pH, y el tiempo de contacto (Chowdhury & Saha, 2010; Doğan & Alkan, 
2003; Garg, Amita, Kumar, & Gupta, 2004; Ravi Kumar, Rajakala Sridhari, Durga Bhavani, & 
Pradip Kumar, 1998). 
El intercambio iónico no se ha utilizado ampliamente para el tratamiento de los efluentes 
que contienen colorante, principalmente debido a la opinión de que los intercambiadores de 
iones no pueden tratar una amplia gama de colorantes (Slokar & Majcen Le Marechal, 1998). 
Las aguas residuales pasan a través de la resina de intercambio iónico hasta que los sitios de 
22 
 
intercambio disponibles están saturados y tiene como ventaja la pérdida de adsorbente en la 
regeneración, la recuperación del disolvente después del uso y la eliminación de los colorantes 
solubles. Una desventaja significativa del intercambio iónico es el alto costo y la poca 
efectividad para los colorantes dispersos (Mishra & Tripathy, 1993; Robinson et al., 2001). 
El método filtración de membrana puede aclarar, concentrar y, lo que es más importante, 
separar el colorante de manera continua de los efluentes (Mishra & Tripathy, 1993; Xu, Lebrun, 
Gallo, & Blond, 1999), con características que resultan especiales en comparación con otros 
métodos. Esto se recomienda sólo si las concentraciones de colorantes son bajas, pues las 
principales desventajas son la resistencia a la temperatura, un ambiente químico adverso y 
ataque microbiano (Robinson et al., 2001), donde el residuo concentrado que queda después de 
la separación provoca problemas de eliminación, un alto costo y la posibilidad de obstrucciones 
(Robinson et al., 2001). 
La irradiación es un método en el cual se requieren grandes cantidades de oxígeno 
disuelto con el fin de que las sustancias orgánicas se puedan degradar efectivamente por medio 
de la radiación. Al consumirse rápidamente el oxígeno disuelto se requiere de un suministro 
constante y adecuado, lo cual repercute en el costo, este método ha demostrado una gran 
efectividad a nivel laboratorio (Hosono et al., 1993). 
La coagulación electrocinética es un método económico para eliminar el colorante, 
permitiendo una gran eficiencia en presencia de la adición de sulfato ferroso y cloruro férrico 
(Robinson et al., 2001). Esto depende también de la carga estática que posee el tinte en solución, 
donde la desventaja es la dificultad para eliminar los lodos formados como parte de la 
coagulación y los altos costos que esto provoca (Mishra & Tripathy, 1993). 
Los métodos físicos,químicos y biológicos de eliminación de tinte son efectivos sólo si 
el volumen de efluente es pequeño. Esto limita el uso de métodos fisicoquímicos, como la 
filtración por membrana y moléculas como el cucurbituril, en la eliminación in situ a pequeña 
escala. Un factor limitante de estos métodos es el costo (Robinson et al., 2001). 
 Desafortunadamente, debido a los compuestos complejos que proporcionan el color, la 
decoloración de éstos desechos es una tarea difícil y desafiante (Hao, Kim, & Chiang, 2000), 
por lo que la presencia de colorantes en las aguas residuales representa un problema ambiental, 
23 
 
ya que este tipo de compuestos no puede eliminarse completamente con los métodos de 
tratamiento convencionales antes mencionados (Cortazar-Martínez et al., 2012) que están 
basados en métodos químicos o físicos que suelen resultar caros, además de que consumen 
grandes cantidades de productos químicos y de energía. 
En los últimos años se han estudiado biotecnologías alternativas para este fin, con lo que 
se ha llegado al desarrollo de procesos anaeróbicos y aeróbicos a escala de laboratorio para tratar 
los colorantes, siendo la biosorción una opoción prometedora para la decoloración de los 
efluentes textiles (Kandelbauer & Guebitz, 2005). Por otra parte se han presentado diversos 
métodos fisicoquímicos para la remoción de colorantes en aguas residuales, encontrando 
técnicas como la adsorción con materiales avanzados, bioremediación, fotólisis, fotocatálisis, 
procesos de oxidación avanzada haciendo énfasis en catalizadores heterogéneos los cuales 
resultan en bajo costo y fácil manipulación, entre otros (Inchaurrondo, Massa, Fenoglio, Font, 
& Haure, 2012). En la sección 1.1.1.4 se explicará detalladamente el proceso de oxidación 
avanzada ya que uno de los materiales sintetizados en esta tesis fue utilizado como catalizador 
heterogéneo de Fenton (un tipo de oxidación avanzada) para la degradación de colorantes. 
Muchos de estos métodos presentan limitaciones como es el alto costo por la 
manipulación de condiciones, la presión y la temperatura, los procesos de separaciones en etapas 
posteriores como consecuencia de subproductos generados y baja eficiencia (Santos-Juanes et 
al., 2011), estos subproductos por lo general suelen ser sumamente dañinos para el ser humano 
y medio ambiente (Carneiro, Umbuzeiro, Oliveira, & Zanoni, 2010; Golka et al., 2004). 
Con una existencia muy variada de colorantes sintéticos y subproductos es comprensible 
el limitado conocimiento respecto a su comportamiento (Forgacs et al., 2004). Es por esto que 
cada proceso por sí solo puede no ser capaz de cumplir con los requisitos, usándose a menudo 
una combinación de estos procesos, como, por ejemplo, químico-biológico, biológico-químico, 
químico-físico, químico-químico, etcétera. 
Es importante enfatizar la posible formación de intermediarios que se pueden dar durante 
el proceso de decoloración. Estos subproductos pueden ser más tóxicos que los compuestos 
originales en algunas ocasiones (Hao et al., 2000), debido a esto, al no ser decolorados 
eficientemente por métodos tradicionales, la adsorción de tintes sintéticos en soportes sólidos 
24 
 
económicos y eficientes ha sido considerada como un método simple y económico para su 
eliminación del agua (Forgacs et al., 2004), aunque todavía se necesitan nuevos adsorbentes 
económicos, fácilmente disponibles y altamente efectivos (Garg, Gupta, Bala Yadav, & Kumar, 
2003). 
La eliminación eficiente de los colorantes de los efluentes de la industria textil sigue 
siendo un gran desafío ambiental, incluso cuando se utilizan varios métodos de tratamiento 
químico, físico y biológico para eliminar el color (Ghoreishi & Haghighi, 2003). 
 
1.1.1.4. Métodos de oxidación avanzada 
Los procesos de oxidación avanzada (POAs) son sugeridos como una poderosa técnica 
alternativa para los procesos de tratamiento de aguas residuales para degradar compuestos 
orgánicos recalcitrantes (K. Chohadia, Jain, & Punjabi, 2018). Dentro de los procesos de 
oxidación avanzada se encuentran la ozonización, métodos fotoquímicos, uso de hipoclorito de 
sodio, la destrucción electroquímica y Fenton, entre otros (Robinson et al., 2001). 
Destaca el proceso Fenton, el cual fue descrito por primera vez en 1894 por Henry J. 
Fenton, cuando descubrió que el peróxido de hidrógeno (H2O2) podía activarse con iones 
ferrosos para oxidar ácido tartárico (Pignatello, Oliveros, & MacKay, 2006). Existen varios 
tipos de procesos disponibles, como Fenton, photo-Fenton, electro-Fenton, photo-electro-
Fenton, sono-Fenton, sono-photo-Fenton, sono-electro-Fenton, Fenton homogéneo y 
heterogéneo, photo-Fenton, y procesos híbridos tipo Fenton (Goi & Trapido, 2002; K. Chohadia 
et al., 2018). Se le conoce como reactivo de Fenton a la combinación de peróxido de hidrógeno 
(H2O2) e ion ferroso (Fe
2+) en condiciones ácidas (Bautista, Mohedano, Gilarranz, Casas, & 
Rodriguez, 2007; Ghosh, Samanta, & Ray, 2010; Neyens & Baeyens, 2003a). 
El hierro ferroso (Fe2+) inicia la reacción y cataliza la descomposición de H2O2 en 
radicales hidroxilo (•OH) (Neyens & Baeyens, 2003a). El radical libre hidroxilo es la especie 
oxidante primaria, la cual es extremadamente reactiva con un alto potencial de oxidación 
(E°=2.80 V) (Bianco, De Michelis, & Vegliò, 2011), formada por la descomposición del 
peróxido de hidrógeno, catalizada por Fe2+ en ausencia de agentes quelatantes del ion ferroso 
en un medio ácido. En cuanto a los iones férricos (Fe3+) resultantes pueden reaccionar con el 
25 
 
H2O2 , lo cual conduce a la descomposición del peróxido de hidrógeno en agua y oxígeno, 
formando los iones ferrosos y radicales (Bianco et al., 2011; Ghosh et al., 2010). 
Una ventaja del reactivo Fenton es que sus componentes son sencillos de manipular, 
ambientalmente benignos y económicos (Kavitha & Palanivelu, 2003), resultando en un proceso 
Fenton viable para el tratamiento de aguas residuales resistentes a otros tipos de tratamientos 
(Slokar & Majcen Le Marechal, 1998). 
Fenton es un método usado comúnmente como un proceso de oxidación avanzada para 
la degradación de contaminantes orgánicos (Giri & Golder, 2014). Este tratamiento puede 
emplearse para la oxidación de los colorantes a través de la generación de radicales hidroxilo 
(•OH) (Saud et al., 2015). La oxidación es generada por la adición de H2O2 y la disolución de 
iones de hierro en los colorantes orgánicos (Slokar & Majcen Le Marechal, 1998) condicionado 
a un medio ácido donde se generan iones ferrosos (Fe 2+) y férricos (Fe3+) a través de la reducción 
de H2O2 (Moreira, Boaventura, Brillas, & Vilar, 2017). 
La magnetita (Fe3O4) ha sido considerada un material prometedor para la degradación 
de contaminantes debido a su alta actividad efectiva, propiedades magnéticas y su amplia gama 
de aplicaciones. Es un óxido metálico que contiene hierro con una estructura cúbica, donde la 
mitad de los iones Fe (III) ocupan todos los sitios tetraédricos y todos los iones Fe (II) están 
ubicados en los sitios octaédricos (Nguyen, Zhang, & Yang, 2017; G. Zhu, Yu, Xie, & Feng, 
2019). 
La combinación de H2O2 y hierro se le denomina reactivo Fenton (Ec. 1 y 2) (Ghosh et 
al., 2010; Neyens & Baeyens, 2003b). 
Fe2+ + H2O2 Fe
3+ + OH- + • OH (1) 
Fe3+ + H2O2 Fe
2+ + H+ + HO2• (2) 
Se forman radicales •OH y se generan radicales perhidroxilo (HO2•), los que inician una 
reacción de oxidación en cadena para eliminar la materia oxidable. Los radicales HO2• son 
menos oxidativos que los •OH (Domènech, Jardim, & Litter, n.d.) 
Las reacciones involucradas en el proceso Fenton (Ec.3-8) (Haber & Willstätter, 1931) 
son: 
26 
 
Fe2+ + H2O2 Fe
3+ + OH- + •OH(3) 
•OH + H2O2 HO2• + H2O (4) 
Fe2+ + HO• Fe3+ + OH- (5) 
Fe3+ + HO2• Fe
2+ + O2 + H
+ (6) 
•OH + •OH H2O2 (7) 
Contaminantes orgánicos + •OH Producto degradado (8) 
 
Existen diferentes parámetros que influyen en el proceso como es pH, temperatura, 
agente oxidante, tiempo de reacción (Ghosh et al., 2010; Neyens & Baeyens, 2003b), también 
es de suma importancia la cantidad de H2O2 y de hierro que se va a utilizar. El H2O2, por lo 
general requiere de grandes cantidades de Fe2+ para su descomposición en radicales •OH, por lo 
que la velocidad de degradación de las moléculas orgánicas será mayor a medida que aumenta 
la concentración del oxidante y del catalizador. Sin embargo, grandes cantidades de H2O2 y de 
Fe2+ limitan el porcentaje de degradación del contaminante, ya que se favorecen las reacciones 
secundarias no deseables (Neyens & Baeyens, 2003b). 
El pH es una de las variables que juega un papel primordial dentro de la reacción. 
Diversos estudios sobre el reactivo Fenton han demostrado que tiene una mayor efectividad 
para un rango de pH entre 2-4 (Guz, Curutchet, Torres Sánchez, & Candal, 2014; Saleh & Tau, 
2019). Se ha demostrado que condiciones de pH muy ácidas o muy alcalinas originan un 
descenso en la velocidad de degradación de los contaminantes. Un aumento del pH por encima 
de 3 conduce a la precipitación del hierro como Fe(OH)3, impidiendo que se lleve a cabo la 
reacción y la regeneración de Fe2+. Pero si se tiene un pH muy ácido (por debajo de 2) se forma 
[Fe(H2O)6]
2+ que reaccionará con el H2O2 , frenando la generación de radicales •OH (Pignatello 
et al., 2006). 
Para evitar la precipitación del hierro y facilitar su remoción, por lo general es preferente 
el uso de catalizadores sólidos heterogéneos que sirvan como soportes de hierro, los cuales 
puedan recuperarse por una operación de separación y reutilizarse en el proceso de tratamiento, 
27 
 
evitando perdida de catalizador. En la actualidad se encuentran en estudio diferentes variantes 
de sistemas catalíticos que puedan trabajar con los iones activos sobre un soporte sólido, el cual 
se conoce como “Fenton heterogéneo” (Massa, Dafinov, Fenoglio, & Medina Cabello, 2009). 
La magnetita (Fe3O4) ha sido usada recientemente en la investigación de oxidación 
catalítica heterogénea por la combinación de sus estados de oxidación +2 y +3 que incrementa 
la descomposición del peróxido de hidrógeno, y mejora notablemente la degradación de 
contaminantes orgánicos. El óxido de hierro usado como catalizador depende de características 
como la cristalinidad, el área superficial, el contenido en hierro y el estado de oxidación del 
mismo. Las interacciones de H2O2 con la superficie del óxido de hierro conducen a la formación 
de radicales OH• que atacan a los agentes contaminantes adsorbidos o en fase acuosa (Hoag et 
al., 2009; Kwan & Voelker, 2003). 
La reacción de Fenton heterogénea basada en soportes con nanopartículas de magnetita 
es una herramienta eficaz para eliminar contaminantes orgánicos aprovechando la presencia de 
los sitios octaédricos en dichas nanopartículas, que pueden alojar los iones Fe2+ y Fe3+ (Costa 
et al., 2006). Los contaminantes orgánicos son degradados por algunas especies reactivas de 
oxígeno tales como el radical hidroxilo (•OH) y el radical hidroxiperoxilo (•OOH/O2•-) que son 
generados de reacciones H2O2-Fe
3+/Fe2+ (Wan & Wang, 2017; S. Zhang, Fan, Zhang, Zhu, & 
Chen, 2018a). 
En la literatura ha sido reportado el uso de distintos soportes, tales como metales y óxidos 
metálicos (M.-C. Lu, 2000; Lücking, Köser, Jank, & Ritter, 1998) zeolitas (Milojević et al., 
2007; Perathoner & Centi, 2005), tamices moleculares mesoporosos (Calleja, Melero, Martínez, 
& Molina, 2005; Han et al., 2007; Parvulescu & Su, 2001), arcillas pilareadas (Catrinescu, 
Teodosiu, Macoveanu, Miehe-Brendlé, & Le Dred, 2003; Ramirez et al., 2007), materiales 
carbonaceos (H.-H. Huang, Lu, Chen, & Lee, 2003; Lücking et al., 1998), polímeros y resinas 
(De Rosa et al., 2005; K. C. Gupta & Sutar, 2007), alúmina (Kim & Metcalfe, 2007), sílice 
(Hanna, Kone, & Medjahdi, 2008; C.-P. Huang & Huang, 2008), etc. La porosidad es un factor 
importante a ser considerado, ya que una alta porosidad proporciona una mayor cantidad de 
sitios activos aumentando la eficiencia catalítica del material. 
 
28 
 
1.1.2 Contaminación de agua por aceites e hidrocarburos y sus métodos de tratamiento 
1.1.2.1. Problemática ambiental de la contaminación del agua por aceites e 
hidrocarburos 
A nivel mundial, los problemas de contaminación tanto en suelos como en agua y aire 
se deben principalmente a acciones antropogénicas, entre las que cabe destacar la extracción de 
recursos naturales, en este caso en particular de hidrocarburos (Velásquez Arias, 2017). Por 
ejemplo, los derrames de petróleo son muy comunes originándose por lo general en las 
plataformas petroleras, refinerías o petroleros que tienen un accidente o que “limpian” sus 
tanques en el océano. 
El petróleo que llega a la costa de esta manera afecta a diferentes ecosistemas (playas 
arenosas abiertas y protegidas, estuarios y costas rocosas) o permanece en el agua para ser 
finalmente depositado en el fondo del mar en aguas profundas, y el daño causado difiere según 
la composición química del área afectada y las actividades de limpieza aplicadas (Nriagu, 2011). 
Otra causa común son los problemas que se generan por la descarga accidental de 
petróleo crudo en el mar durante el transporte marítimo, la cual es una de las contaminaciones 
más recurrentes que se han producido en las últimas décadas. 
De igual forma, un problema recurrente en la contaminación del agua son los aceites, los 
cuales comprenden desde aceites comestibles, lubricantes, aceite automotriz, por mencionar 
algunos, que terminan depositados en los efluentes. 
Los aceites usados son uno de los residuos contaminantes más abundantes que se generan 
actualmente (Manzanarez Jímenez, L., & Ibarra-Ceceña, 2012) , simplemente en los Estados 
Unidos se consumen cerca de 7.6 millones de toneladas al año de lubricantes, en Japón 2.2 
millones, en la Unión Europea, 4.7 millones, y en España unas 560,000 (Lucia Aracely 
Manzanarez & Ibarra-Ceceña, 2012). Es una creciente necesidad encontrar alternativas que sean 
viales y eficientes para la remoción de aceites en agua. 
A pesar de las diversas precauciones que se han tomado, es imposible evitar 
completamente los derrames involuntarios de aceite e hidrocarburos en cuerpos de agua 
(Venkatanarasimhan & Raghavachari, 2013), ya sea por derrames, ruptura de las tuberías o 
simplemente las fugas que ocurren debido al robo de éstos. Esta contaminación es un problema 
29 
 
ambiental muy importante, y ha atraído una considerable atención pública en las últimas 
décadas. Sin embargo, debido a los enormes costos asociados con la eliminación de 
contaminantes por medio de métodos fisicoquímicos tradicionales, alienta a las compañías a 
ignorar el problema (Alkorta & Garbisu, 2001). 
Dentro de las técnicas comúnmente adoptadas para limpiar los derrames de petróleo, 
hidrocarburos y aceites destacan: a) tratamiento químico con dispersantes o disolventes de 
emulsión;b) combustion in situ; c) métodos físicos como tratamiento mecánico con barreras, 
espumaderas, separadores de aceite y agua o sorbentes, y d) biorremediación con 
microorganismos o agentes biológicos ( Pearce, 2003). De estas técnicas destaca la sorción con 
materialesselectivos al aceite e hidrocarburos. 
Un desafío importante es la recolección de materiales absorbentes/adsorbentes que 
tengan una alta selectividad de separación, una buena estabilidad térmica y que además tengan 
una alta reciclabilidad (Q. Zhu, Tao, & Pan, 2010). Lo anterior será explicado con mayor detalle 
en la sección 1.1.2.2. 
 
1.1.2.2. Materiales sorbentes para la remoción de aceites e hidrocarburos 
Existen diversas técnicas para limpiar los derrames de hidrocarburos y aceite, como son 
tratamiento químico con dispersantes o disolventes de emulsión, combustión in situ, tratamiento 
mecánico con barreras, espumaderas, separadores de aceite y agua o sorbentes y 
biorremediación con microorganismos o agentes biológicos ( Pearce, 2003; Venkatanarasimhan 
& Raghavachari, 2013). 
 Entre dichas tecnologías, el tratamiento mecánico con absorbentes es el más 
prometedor, ya que puede eliminar los contaminantes y recuperar los aceites derramados al 
mismo tiempo. La fabricación y aplicación de absorbentes es importante para la recuperación 
eficiente de aceites derramados (T. Zhang & Guo, 2017), para estos fines, los materiales porosos 
hidrófobos son comunes. 
30 
 
Las superficies hidrófobas adsorben / absorben efectivamente los compuestos oleosos, 
por lo que varios investigaciones se han enfocado a estudiar los materiales porosos hidrófobos 
y su aplicación como medio de separación de mezclas aceite / agua. 
Algunos de los criterios importantes que deben tomarse en consideración cuando se 
elige qué absorbente de aceite se va a elegir, es tomar en cuenta su carácter hidrofóbico y 
lipofílico y que se pueda llevar acabo la absorción del aceite de una forma rápida, y eficiente 
(H.-M. Choi & Cloud, 1992). 
Algunos absorbentes que han demostrado ser eficientes son los geles flexibles 
sintetizados a partir de organoalcoxisilanos, los cuales muestran propiedades superiores de 
separación de aceite y agua, son superhidrófobos y se usan para eliminar compuestos orgánicos 
del agua a través de la absorción. Después, se pueden recuperar sacándolos del gel, como si 
fuera una esponja. El gel conserva la flexibilidad en un amplio rango de temperatura, incluso en 
nitrógeno líquido (Hayase, Kanamori, Fukuchi, Kaji, & Nakanishi, 2013). 
Los xerogeles de ácido 12-hidroxiestearico (12-HSA), derivados de organogeles de 12-
HSA-acetronitrilo, son materiales absorbentes altamente efectivos capaces de adsorber 
materiales apolares derramados en ambientes acuosos (P. Lee & Rogers, 2013). Los xerogeles 
de alta fase interna demuestran una rápida capacidad de absorción de entre 20 y 30 segundos los 
cuales han demostrado una capacidad de absorción de 20 a 32 veces su volumen para diferentes 
tipos de aceite, con una tasa de recuperación de alrededor del 80%, pudiéndose reutilizar hasta 
40 veces sin deterioro en un rango de temperatura de 0 a 45 °C (Wu, Zhang, Xu, & Guo, 2015). 
Las esferas de polipropileno y poliuretano no muestran una alta capacidad de absorción 
debido a la absorción de agua y aceite, y los filtros de fibra de carbono muestran que la capacidad 
de absorción del material está relacionada fuertemente con la densidad del aceite a absorber con 
un excelente rendimiento de reciclaje, aunque una menor capacidad de absorción en 
comparación con el grafito exfoliado o los organogeles híbridos (Inagaki, Kawahara, Nishi, & 
Iwashita, 2002; Toyoda, Moriya, & Inagaki, 2012; T. Zhang, Wu, Xu, & Guo, 2014). 
 Las esponjas de nanotubos de carbono en la cual los nanotubos se auto ensamblan en un 
marco interconectado tridimensionalmente, son muy ligeras, muy porosas, hidrófobas en forma 
https://www.sciencedirect.com/topics/engineering/poly-propylene
https://www.sciencedirect.com/topics/engineering/polyurethanes
31 
 
prístina, y pueden deformarse elástica y reversiblemente en cualquier forma, flotan en las 
superficies de agua y pueden absorber películas de aceite de gran extensión (Gui et al., 2010). 
Incluso está el uso de nanopartículas de Fe2O3 en la absorción selectiva de aceite 
lubricante de manera directa, se menciona que absorben hasta 3.8 veces su peso y repelen 
completamente el agua. Esto sucede porque las nanopartículas, a través de la capa del núcleo 
bajo un campo eléctrico, pueden eliminar de forma rápida y selectiva aceites de la superficie del 
agua, donde una vez que hacen su función pueden ser recolectadas aplicando un campo 
magnético, y además el aceite podría eliminarse de la superficie de las nanopartículas con un 
tratamiento ultrasónico, y seguirían conservando sus características hidrófobas y superolefílicas 
(Q. Zhu et al., 2010). 
 
1.2 Nanocomposites porosos a partir de emulsiones altamente concentradas tipo 
Pickering aplicados en el tratamiento de aguas 
1.2.1. Preparación de materiales porosos nanocompuestos mediante emulsiones 
Pickering 
Las emulsiones altamente concentradas (HIPEs por sus siglas en inglés “High Internal 
Phase Emulsions”) contienen una fracción de volumen de la fase dispersa superior a 0.74, siendo 
ésta la fracción máxima de empaquetamiento de esferas monodispersas. La estructura de este 
tipo de emulsiones consiste en gotas poliédricas y polidispersas separadas entre sí por una 
película fina de fase continua, estabilizada por distintos tipos de moléculas anfifilicas (por 
ejemplo tensoactivos). 
Las HIPEs pueden ser del tipo aceite en agua (O/W) o agua en aceite (W/O), 
dependiendo de la naturaleza de la fase dispersa. La fase continua puede estar constituida por 
monómeros hidrofóbicos como el estireno para formar emulsiones del tipo W/O o monómeros 
hidrofílicos como la acrilamida para formar emulsiones del tipo O/W. Pueden ser opacas, 
traslúcidas o transparentes, esto depende de sus componentes, composición y temperatura. 
Debido a su alta viscosidad no fluyen, presentando apariencia de gel (H. Kunieda, A. C. John, 
R. Pons, 1997; Solans et al., 1993). 
32 
 
Las HIPEs pueden ser estabilizadas con tensoactivos que deben ser seleccionados 
cuidadosamente para evitar la inversión de fases de las emulsiones (Williams, 1991). La 
estabilidad de la emulsión puede variar según la escructura quimica y propiedades 
fisicoquímicas del tensoactivo, a mayor longitud de cadena hidrocarbonada de los tensoactivos 
es mayor la estabilidad de las emulsiones ya que se minimiza la coalescencia o maduración de 
Ostwald (H. Kunieda, A. C. John, R. Pons, 1997). 
Además de tensoactivos, las HIPEs pueden ser estabilizadas con partículas finas que van 
de tamaños de micras a nanómetros. Este tipo de emulsiones se conocen como tipo Pickering 
en honor a Percival Spencer Umfreville Pickering, el investigador que descubrió que las 
partículas finas son fácilmente adsorbidas en la interfase líquido-líquido, lo que puede utilizarse 
como estabilizador de emulsiones. La estabilización de emulsiones con partículas sólidas tiene 
lugar cuando las partículas finas se difunden a la región interfacial y permanecen ahí en un 
estado de equilibrio mecánico. La existencia de partículas en la interfaz entre las fases oleosa y 
acuosa afecta no sólo en la preparación, sino también en las propiedades de las emulsiones de 
Pickering, proporcionando una estabilidad superior, y mejores estímulos de respuesta en 
comparación con emulsiones clásicas estabilizadas únicamente con tensoactivos. Por lo anterior, 
se podría definir a una emulsión tipo Pickering como una emulsión, en algunos casos exenta de 
surfactante, estabilizada por partículas sólidas que migran preferentemente a la interfase 
agua/aceite (Pickering, 1907; Silverstein, 2014b). 
Las HIPEs pueden ser polimerizadas para obtener materiales porosos llamados 
comúnmente como poliHIPEs, los cuales mantienen la estructura de la emulsión precursora 
(Williams & Wrobleski, 1988). Después de que ocurre la polimerización, la película fina de 
polímero formado en las áreas de contacto entre las gotitas de la fase dispersa, la cual