Introducción
El agua es un recurso esencial para mantener la vida y el ecosistema en la tierra. No obstante, el crecimiento desacelerado de la población ha incrementado significativamente la generación de aguas residuales y agravado la escasez de agua potable (Thakur et al., 2024).
Actualmente, solo el 30% del agua disponible es apta para consumo humano (Soni et al., 2023). Según la Organización de las Naciones Unidas para la Agricultura y Alimentación (FAO), para 2025, se estima que aproximadamente 1.8 billones de personas enfrentarán una escasez total de agua; y dos tercios de la población mundial vivirán bajo condiciones de estrés hídrico. En particular, en México existe una gran diversidad de reservas naturales de agua, pero la distribución territorial de este recurso presenta contrastes. De esta manera, en regiones del norte y centro del país, así como en zonas áridas, predomina una alta escasez de agua. En los años 60 la disponibilidad de agua anual per cápita en México correspondía a 10,000 m3. Las proyecciones estiman que para 2030 esta cifra baje a 3,000 m3 per cápita anual (Nava et al., 2024). Una forma de medir el estrés hídrico de una población es a partir del grado de presión sobre los recursos hídricos. Este porcentaje representa la cantidad de agua utilizada para uso agrícola, abastecimiento público, industria autoabastecida y termoeléctrica, con respecto al agua renovable total. De acuerdo con la clasificación que ofrece la ONU del indicador, un valor mayor al 40% se considera elevado e indica que la región es más propensa a enfrentar un estrés hídrico severo.
En la Figura 1 se ilustra la distribución en grado de presión sobre el recurso hídrico en México, en donde se puede notar que los estados de mayor riesgo corresponden a la Ciudad de México, Aguascalientes, Guanajuato, Sonora, Baja California y Sinaloa (Conagua, 2018).
Figura 1
Grado de presión sobre el recurso hídrico con base en datos de Semarnat en 2018.
Fuente: Conagua (2018).
Las aguas residuales son líquidos generados por diversas actividades de una comunidad que contienen una o más sustancias contaminantes con un impacto negativo para la salud y el medio ambiente. Sus fuentes son variadas, pero pueden clasificarse principalmente en dos categorías: aguas residuales de origen industrial y doméstico (Crini y Lichtfouse, 2019; Karia et al., 2024).
En su gran mayoría, los contaminantes presentes en efluentes de aguas residuales consisten en patógenos, nutrientes (desechos de industria agrícola), sólidos suspendidos, compuestos inorgánicos (sales y metales), contaminantes radiactivos y compuestos orgánicos (Akpor et al., 2014). La remoción de este último tipo de sustancias contaminantes es de reciente interés debido a que suelen encontrarse con un amplio rango de pH, temperatura, salinidad y turbidez, lo cual hace que su separación sea todavía más compleja.
También, la acumulación de compuestos orgánicos contaminantes representa un riesgo para la salud humana y el medio ambiente. Durante su descomposición, el oxígeno disuelto en el agua puede consumirse a una tasa mayor a la de su generación, provocando hipoxia ambiental con graves consecuencias para la biota del medio. Asimismo, su presencia en el agua ocasiona un hábitat inadecuado para una extensa variedad de organismos invertebrados. Los contaminantes orgánicos más habituales incluyen pesticidas, fertilizantes, fenoles, plastificantes, detergentes, aceites, colorantes, farmacéuticos, proteínas, carbohidratos y toxinas (Akpor et al., 2014; Nageeb, 2013).
Para superar los problemas relacionados con escasez de agua y exposición a contaminantes presentes en aguas residuales, es necesario desarrollar e implementar métodos efectivos para la recuperación y tratamiento del agua. Una propuesta interesante es la inclusión de la nanotecnología en la creación de materiales con propiedades avanzadas, utilizados en procesos como la adsorción, oxidación catalítica y desinfección (Marcelo et al., 2021). La adsorción resalta por su bajo costo de operación, accesibilidad y alta eficiencia de remoción de contaminantes presentes en aguas residuales. El uso de nanocompuestos, como materiales adsorbentes, se ha descrito en diferentes trabajos, como por ejemplo la incorporación de arcillas (Yadav et al., 2019), nanopartículas magnéticas a base de hierro (Marcelo et al., 2021), nanomateriales a base de carbono (Gusain et al., 2020), zeolitas (Roshanfekr Rad y Anbia, 2021), entre otros. En este documento, se hace una recopilación de avances en el campo de purificación de agua, con particular enfoque en colorantes, medicamentos y toxinas, empleando nanocompuestos poliméricos adsorbentes, así como sus respectivas implicaciones.
Impacto ambiental y en la salud
Los contaminantes identificados en aguas residuales pueden ser clasificados en patógenos, sólidos suspendidos, nutrientes, contaminantes radioactivos, compuestos inorgánicos (metales y sales) y orgánicos (Pooja et al., 2019). El estudio de los contaminantes orgánicos es de particular relevancia debido a que su acumulación progresiva en el suelo y cuerpos de agua supone un gran riesgo para el medio ambiente y la salud humana. Cuando las descargas de agua contaminada entran a fuentes de agua limpia, los contaminantes son absorbidos por la vegetación terrestre y acuática, por lo cual ingresan a la cadena alimentaria y llegan a acumularse en los tejidos de animales y humanos (Saravanan et al., 2021).
Los contaminantes orgánicos se dividen en desechos biodegradables demandantes de oxígeno (papel, destilados, alimentos procesados, lácteos, etc.) y compuestos orgánicos sintéticos (colorantes, farmacéuticos, pesticidas, desechos industriales, hidrocarburos aromáticos, compuestos activos, compuestos orgánicos volátiles (COVs), etc.). En los compuestos orgánicos demandantes de oxígeno, la materia orgánica pasa por degradación y descomposición por actividad bacteriana. Sin embargo, el oxígeno disponible en cuerpos de agua es consumido por oxidación aerobia y esto puede llegar a generar condiciones anóxicas con graves consecuencias para el ecosistema marino. Por otro lado, los contaminantes orgánicos sintéticos tienen un alto riesgo de toxicidad para la flora, fauna y humanos, ya que no pueden ser degradados por bacterias e incluso se ha llegado a detectar su presencia en aguas tratadas o que pasaron por un proceso de purificación para consumo humano (R. Das, 2018).
Los riesgos para la salud asociados con los contaminantes químicos presentes en el agua, incluidos los compuestos orgánicos, resultan difíciles de evaluar en su totalidad, pues sus efectos adversos suelen manifestarse únicamente tras exposiciones prolongadas. Estos contaminantes se han vinculado con una amplia variedad de afecciones en la salud humana debido a su potencial toxicidad, así como a sus efectos mutagénicos y carcinogénicos. Entre las principales consecuencias de la exposición prolongada se encuentran disfunciones del sistema inmune, alteraciones hormonales y reproductivas, además de un incremento en el riesgo de desarrollar cáncer (Farhan Hanafi y Sapawe, 2020). Un ejemplo de ello es la exposición a pesticidas, la cual puede ocasionar efectos nocivos en la población infantil, incluyendo retrasos en el neurodesarrollo, disminución de la función pulmonar y una mayor incidencia de ciertos tipos de cáncer. Por otro lado, la propagación de antibióticos en el ambiente puede favorecer el desarrollo de genes de resistencia antimicrobiana, constituyendo una creciente preocupación para la salud pública global (Sun et al., 2020).
Los contaminantes orgánicos persistentes (COPs), son un subgrupo de sustancias de interés actual. Estos compuestos se encuentran presentes en grandes cantidades en el ambiente; se caracterizan por persistir a la degradación medioambiental (reacciones químicas, biológicas y fotolíticas) y, por lo tanto, son capaces de mantenerse presentes por décadas en el ambiente, causando graves problemas de salud en humanos (Alharbi et al., 2018; El-Shahawi et al., 2010). En aguas residuales se han detectado COPs que contienen bifenilos policlorados (BPCs), dibenzodioxinas policloradas (DDPCs), plaguicidas organoclorados (POCs) y éteres de difenilo polibromados (EDPBs). Debido a los efectos ecotoxicológicos de los COPs en el medioambiente, en ciertos países se ha restringido el uso de estos químicos (El-Shahawi et al., 2010).
Los estudios epidemiológicos señalan que los COPs pueden afectar el balance hormonal y funciones biológicas normales de los organismos. Como resultado puede producirse deficiencia del sistema inmunológico, afectación de sistemas reproductivos, formación de tumores y cáncer, daño neurológico y defectos en los principales órganos internos (Pawełczyk, 2013).
En la Tabla 1 se describen los efectos toxicológicos de algunos contaminantes orgánicos. La información recopilada nos muestra que la exposición a estas sustancias puede provocar enfermedades graves, como dermatosis crónica, cáncer de piel, infecciones pulmonares e incluso afectaciones en el ADN (Saravanan et al., 2021).
Tabla 1
Efecto toxicológico de contaminantes orgánicos.
| Contaminante | Efecto toxicológico | Referencia |
|---|---|---|
| Colorantes | ||
| Azure B | Provoca ruptura en la estructura helicoidal del ADN. | Dutta et al. (2024) |
| Rojo disperso 1 | Genera daño en ADN y desarrollo de linfoma en humanos. Causa hiperemia, necrosis y degeneración del hígado en fauna acuática. | Fernandes et al. (2015); Sripriya et al. (2014) |
| Rojo Congo | Carcinógeno, mutagénico. | Asses et al. (2018) |
| Azul brillante | Efecto adverso sobre el riñón y reducción de espermatogénesis. | Amin et al. (2010) |
| Índigo carmín | Carcinógeno, mutagénico. Puede causar irritación ocular, toxicidad aguda, daño en ambiente acuático. | A. Singh et al. (2020) |
| Rojo 40 | Efectos adversos en capacidad reproductiva de organismos vivos. Afectación del sistema inmune. | A. Singh et al. (2020) |
| Rojo 3 | Carcinógeno. Afectación del ADN en el área gastrointestinal. Efectos adversos en neurotransmisores. Genotóxico para las células eucariotas. | A. Singh et al. (2020) |
| Violeta ácido 7 | Genera inhibición de actividad de la acetilcolinesterasa, aberración cromosómica y peroxidación lipídica de la membrana. | Roy y Saha (2021) |
| Farmacéuticos | ||
| Estrona | Anomalías reproductivas y afectación en el desarrollo de diversos organismos. | Fakhri B. et al. (2024) |
| Naproxeno | Toxicidad aguda en fauna acuática, toxicidad crónica en fitoplancton. | Mohan et al. (2021) |
| Acetaminofeno | Destrucción del equilibrio electrolítico y molecular, oliguria, neoplasias hepáticas y ansiedad. Su degradación tiene efectos genotóxicos, mutagénicos y hepatotóxicos. | Fakhri B. et al. (2024) H. K. Khan et al. (2020) |
| Ibuprofeno | Efectos citotóxicos y genotóxicos. Tóxico para organismos acuáticos como asterias rubens, Psammechinus miliaris, Arenicola marina, etc. Inducción de estrés antioxidante, daños en respiración aeróbica, desarrollo esquelético y función inmunológica. | Chopra y Kumar (2020) |
| Diclofenaco | Causa estrés oxidativo, potencial y puede ser disruptor endocrino en fauna acuática. Cardiotoxicidad, hepatotoxicidad, nefrotoxicidad, neurotoxicidad y genotoxicidad en mamíferos. | Shamsudin et al. (2022) |
| Ketoprofeno | Índice de estrés oxidativo, interfiere con actividad catalítica, disminuye niveles de antioxidantes en vertebrados acuáticos. Plasmólisis, deformación de cloroplastos, reducción de clorofila y carotenoides en microalgas. | Tyumina et al. (2023) |
| Sulfonamidas | Puede causar reacciones alérgicas, necrosis hepática y síndrome Stevens-Johnson. | Fakhri B. et al. (2024) |
| Tetraciclinas | Reacciones gastrointestinales y daño hepático. | Warner et al. (2022) |
| Aditivos industriales | ||
| Alquilfenoles | Efectos reproductivos y en desarrollo. | Mejía-López et al. (2022) |
| 1,4-dioxano | Cancerígeno, puede causar cambios en la reproducción y daño en el hígado y al sistema nervioso central. | Mejía-López et al. (2022) |
| Bisfenol A | Aumenta el riesgo de cáncer y neurotoxicidad. | Mejía-López et al. (2022) |
Entre los productos de cuidado personal y farmacéuticos, se encuentran compuestos altamente tóxicos como nonilfenol, estrona, estradiol y etinilestradiol, conocidos también como sustancias disruptivas endocrinas. La presencia de estos compuestos en el organismo, incluso en concentraciones bajas, puede representar un riesgo significativo para la salud (Kesari et al., 2021).
Los compuestos orgánicos constituyen un grupo amplio de contaminantes, los cuales representan un riesgo significativo tanto para la salud humana como para el medio ambiente. Se espera que, en los próximos años, se reconozcan con mayor detalle sus efectos adversos y aumente la urgencia de desarrollar estrategias más eficientes para su eliminación. En este contexto, resulta fundamental comprender su origen, clasificación y propiedades fisicoquímicas, así como los métodos actualmente empleados en el tratamiento de aguas residuales para su remoción.
Contaminantes orgánicos
Las principales fuentes de contaminación de agua incluyen la industrialización, las actividades humanas, la agricultura intensiva y otros cambios globales y ambientales. Cientos de contaminantes orgánicos se han identificado en cuerpos de agua, entre los cuales se encuentran fármacos, hormonas, químicos consumibles, toxinas y colorantes (Ali et al., 2012; Farhan Hanafi y Sapawe, 2020; Schaider et al., 2017; Weerakoon et al., 2023). Los compuestos orgánicos están constituidos principalmente por carbono, hidrógeno, oxígeno, nitrógeno y azufre (J. Singh et al., 2020). Para lograr su remoción efectiva, la estructura química y la polaridad son factores clave en la selección del método de separación. Sin embargo, este proceso se complica debido a la coexistencia de una extensa variedad de compuestos con características diversas en el mismo medio.
Los métodos más recurridos para la eliminación de contaminantes orgánicos incluyen la oxidación, ósmosis inversa, intercambio iónico, electrolisis y adsorción. El uso de materiales adsorbentes para la remoción de contaminantes orgánicos se distingue por ser una técnica que ofrece resultados eficientes, combinados con múltiples ventajas operativas, como lo son la facilidad de aplicación a un costo accesible (Ali et al., 2012; Suyal y Soni, 2021).
Recientemente, la nanotecnología ha emergido como una estrategia prometedora para optimizar los métodos convencionales de tratamiento de aguas residuales, enfocada en ofrecer una remoción de contaminantes más eficiente y a menores costos. Los materiales de tamaño nanométrico presentan propiedades altamente favorables, como elevada área superficial, alta reactividad, resistencia mecánica, porosidad, buena dispersabilidad y selectividad específica frente a distintos contaminantes. Entre las propuestas más destacadas se encuentran el desarrollo de nanofotocatalizadores, membranas poliméricas incorporadas con nanopartículas para distintas técnicas de tratamiento como nanofiltración, ultrafiltración y ósmosis inversa, así como nanoadsorbentes (Yaqoob et al., 2020).
De la amplia variedad de contaminantes orgánicos presentes en aguas residuales, este documento se centrará en tres grupos específicos: colorantes, fármacos y toxinas, donde se explorará el uso de nanocompuestos como una estrategia prometedora para su remoción.
Colorantes
Los colorantes son compuestos químicos con la capacidad de impartir color a través de la unión física o química con un sustrato al que se aplican. Estos compuestos son capaces de absorber la luz en un rango de 400-700 nm, correspondiente al espectro visible, y, dependiendo del color presente, varía la estructura química del colorante (Alsukaibi, 2022). Cada colorante está compuesto por determinados grupos funcionales, denominados cromóforos, los cuales se encuentran unidos a un auxocromo y permiten el desarrollo de color (Dutta, Gupta et al., 2021).
En la Tabla 2 se presentan algunos de los colorantes comerciales más utilizados y sus principales aplicaciones. Entre las industrias con mayor generación de residuos que contienen este tipo de contaminantes orgánicos, predominan la textil, la alimentaria, la de plásticos y la de productos de impresión.
Tabla 2
Lista de algunos colorantes comerciales.
Actualmente, existen alrededor de 100 mil colorantes disponibles en el mercado y se llegan a producir más de 700 mil toneladas métricas anuales a nivel mundial. Algunos de estos colorantes pueden ser tóxicos, carcinogénicos, mutagénicos y teratogénicos, haciendo urgente su remoción. Por ejemplo, se ha demostrado que el colorante Rojo #3 puede causar cáncer en animales. Además, se ha detectado bencidina, una sustancia cancerígena, en los colorantes Rojo #40 y Amarillo #5 y #6 (Kobylewski y Jacobson, 2012). Incluso algunos colorantes comestibles, como la tartrazina, eritrosina y carmoisina, se han asociado con el desarrollo de cáncer de hígado (Mishra, 2021).
La remoción de los colores en aguas residuales representa un desafío, pues, por naturaleza, son compuestos estables a la luz y al calor, resisten la oxidación y no son biodegradables. Como resultado, los tratamientos convencionales, tanto aeróbicos como anaeróbicos, no son efectivos para su eliminación (Hanafi y Sapawe, 2020).
Medicamentos
Los antibióticos y productos farmacéuticos han sido ampliamente utilizados para mejorar la salud pública y la calidad de vida. Sin embargo, en la última década su consumo se ha incrementado de manera considerable; se estima que a nivel mundial se consumieron más de 14,272 toneladas entre 2016 y 2018 (Phoon et al., 2020). Este uso masivo ha traído consigo un aumento significativo en la presencia de residuos farmacéuticos en aguas residuales, representando un desafío emergente ambiental.
Las principales fuentes de contaminantes farmacéuticos en cuerpos de agua incluyen descargas hospitalarias, uso doméstico y la industria farmacéutica. Como resultado, estos compuestos se han detectado tanto en aguas superficiales como subterráneas, con el riesgo de alcanzar fuentes destinadas al consumo humano. En la ciudad de México, por ejemplo, el ácido salicílico, ibuprofeno y naproxeno figuran entre los fármacos con mayor frecuencia de detección en aguas superficiales provenientes de presas y ríos (Félix-Cañedo et al., 2013) (Figura 2).
Figura 2
Frecuencia de detección de compuestos activos farmacéuticos en reservas de aguas superficiales de la Ciudad de México.
En la parte superior de la gráfica se describe el rango de concentración detectada en ng/L.
Fuente: Félix-Cañedo et al. (2013).
Más allá de su presencia, los efectos ambientales de estos contaminantes son motivo de creciente preocupación. La liberación de antibióticos en ecosistemas acuáticos puede llegar a alterar la estructura microbiana y modificar procesos biogeoquímicos como la transformación de nitrógeno (Schaider et al., 2017). De igual manera, se ha encontrado un aumento significativo de microrganismos presentes en el medio ambiente con resistencia a este tipo de compuestos, los cuales pueden transferirse mediante conjugación, transducción y transformación en ambientes acuáticos. Esto convierte a ríos y arroyos no solo en reservorios de resistencia, sino también en vías potenciales de propagación hacia otros ecosistemas y, eventualmente, a la población humana (Jones et al., 2003).
Desde la perspectiva de la salud, la exposición prolongada a residuos farmacéuticos implica riesgos significativos debido a su potencial toxicidad. Dependiendo del compuesto, pueden provocar alteraciones en el sistema endocrino e inmunológico, además de afectar el funcionamiento de diversos órganos. A esto se suma la resistencia antimicrobiana derivada de su acumulación en el ambiente, considerada una de las amenazas más críticas para la salud pública a nivel global. Sin embargo, aún existe un vacío de información respecto a los efectos tóxicos de contaminantes comunes como fármacos anticancerígenos, reguladores lipídicos y betabloqueantes, así como el alcance de la contaminación por estos compuestos en países de bajo y mediano desarrollo (Fakhri-B. et al., 2024).
Ante este panorama, se han desarrollado estrategias para reducir la presencia de fármacos en aguas residuales, entre las cuales destacan procesos biológicos, adsorción, fotocatálisis, ozonación y tratamiento de humedales artificiales (Rienzie et al., 2019; Zaied et al., 2020). No obstante, la eficacia de estas tecnologías depende de factores como la naturaleza del contaminante, concentración y condiciones del medio, por lo que aún se requiere optimizar su aplicación a gran escala.
Toxinas
Las toxinas urémicas son una serie de sustancias obtenidas como subproductos de procesos biológicos (en su mayoría de metabolismo de proteínas) y que, frente a una falla renal, son acumuladas en el organismo, pudiendo ocasionar efectos adversos a la salud.
Hasta el día de hoy se han enlistado alrededor de 153 toxinas urémicas, pero la identificación de solutos desconocidos es una tarea continua (Falconi et al., 2021). Para facilitar su estudio, se clasifican en tres grupos de acuerdo con sus propiedades fisicoquímicas: moléculas pequeñas de pesos moleculares menores a 500 Dalton (Da) (ej. creatinina, urea, ácido úrico, etc.), moléculas de tamaño mediano con pesos moleculares entre 50 Da y 15,000 Da (ej. beta-2-microgloblina, leptina, etc.) y moléculas ligadas a proteínas de tamaños variables (ej. p-cresil sulfato, homocisteína, sulfato de indoxilo, etc.). La eliminación de este último tipo de sustancias puede llegar a ser perjudicial para el funcionamiento del cuerpo (Ofsthun et al., 2008; Rosner et al., 2021).
Generalmente, se hace énfasis en el estudio de las toxinas de bajo peso molecular, entre las cuales destacan la urea, la creatinina y el ácido úrico como biomarcadores fundamentales en la evaluación de pacientes con enfermedad renal crónica (Rodríguez de Cossío y Rodríguez Sánchez, 2011). En la Figura 3 se ilustra la estructura química de estos solutos, en donde se distingue la presencia de grupos funcionales nitrogenados.
Figura 3
Estructura química de las principales toxinas urémicas empleadas como indicadores para pacientes con enfermedad renal crónica.
Fuente: Elaboración de los autores.
Los pacientes con enfermedad renal crónica en estado terminal son sometidos a un tratamiento de hemodiálisis en donde se lleva a cabo la separación, principalmente, de solutos de peso molecular menor a 10,000 Da por medio de una membrana artificial (Chmielewski, 2013).
La eficacia de remoción de la membrana de hemodiálisis depende en gran medida del tipo de material empleado. Las membranas actuales pueden ser a base de celulosa o de un material polimérico. Las membranas de celulosa fueron las primeras en utilizarse en este campo y sobresalen por tener una alta efectividad para la remoción de toxinas de bajos pesos moleculares. Sin embargo, debido a la alta concentración de grupos hidroxilos en su estructura química, el material resulta ser bioincompatible. Aun así, algunas de estas membranas siguen utilizándose en diversas partes del mundo debido a su bajo costo (Ismail et al., 2018; Ofsthun et al., 2008).
Los polímeros como el poliacrilonitrilo (PAN) y el polimetilacrilato (PMMA) fueron adaptados de la industria textil, mientras que polímeros como la polisulfona (PSU), el policarbonato (PC) y poliuretano (PU) se desarrollaron como materiales de ingeniería. A diferencia de las membranas fabricadas a partir de celulosa, estas pueden ofrecer mejores rendimientos de filtración debido a la presencia de poros de mayor tamaño y una estructura de pared más gruesa (Ofsthun et al., 2008).
Algunas de las estrategias en la innovación de nuevos materiales para hemodiálisis están dirigidas a realizar tratamientos superficiales físicos en materiales poliméricos, funcionalizar químicamente la superficie de la membrana o incorporar nanopartículas inorgánicas en una matriz polimérica (Radu y Voicu, 2022).
Es importante recalar que, para el tratamiento de hemodiálisis, se requiere un consumo significativo de agua pura (120 L de líquido dializador por sesión) (Shao et al., 2019). Este proceso puede contribuir a la presencia de toxinas urémicas en aguas residuales, provenientes de fuentes domésticas, industriales y agrícolas y, por lo tanto, generar un aumento en la concentración de nitrógeno en ecosistemas acuáticos, favoreciendo así procesos como la eutrofización (Weerakoon et al., 2023).
El desarrollo de métodos eficientes para la remoción de toxinas urémicas no solo tiene como objetivo mejorar la efectividad de tratamientos como la hemodiálisis, sino también procurar la recuperación de agua limpia en los ecosistemas.
En este panorama, la diversidad de contaminantes orgánicos, incluidos fármacos, toxinas y colorantes, limita los métodos convencionales de separación de contaminantes orgánicos. Esto ha llevado a un creciente interés por enfoques innovadores que permitan una remoción más selectiva y eficiente, como lo es el uso de nanocompuestos poliméricos como candidatos a materiales adsorbentes.
La nanotecnología
Hoy en día, la nanotecnología se ha consolidado como una de las principales tendencias en la ciencia de los materiales. Los nanomateriales se caracterizan por poseer una o más dimensiones (largo, ancho o grosor) en el rango nanométrico (1-100 nm).
A diferencia de las partículas convencionales, los nanomateriales presentan una proporción mucho mayor de moléculas y átomos en su superficie, lo cual origina que las fuerzas entre partículas se incrementen, como las fuerzas de Van der Waals, fuerzas electrostáticas y atracciones magnéticas (A. Ávila-Orta et al., 2019). También, estos sistemas presentan propiedades únicas, entre las cuales se encuentran una extensa área superficial, potencial de autoensamble, alta reactividad, alta capacidad de adsorción, posibilidad de modificación a baja temperatura y un notable potencial catalítico (Tian et al., 2013).
El uso de estos materiales es particularmente atractivo debido a su capacidad de funcionalización con diversos grupos químicos, permitiendo incrementar su afinidad con sustancias específicas y facilitando su aplicación en la remoción de compuestos indeseados de sistemas complejos, tanto en contextos ambientales como biológicos (Tian et al., 2013).
Un buen material adsorbente debe cumplir con ciertas características clave: poseer una extensa área superficial, presencia de grupos funcionales (hidroxilos, grupos amino, etc.) adecuado tamaño de poro, accesibilidad y buenas propiedades mecánicas (Zhu et al., 2019).
Investigaciones recientes se centran en el uso de grafeno, nanopartículas magnéticas de óxido de hierro, zeolita, arcillas y nanotubos de carbono como materiales de tamaño nanométrico para el tratamiento de aguas residuales.
Nanocompuestos poliméricos
Los nanocompuestos se definen como sistemas multifase, en donde al menos una de ellas tiene dimensiones de tamaño nanométrico (10-9m). La fase continua se conoce como “matriz” y las otras fases dispersas en la matriz son definidas como “refuerzo”. Los materiales compuestos han sido fabricados con una gran variedad de matrices, como metales, cerámicos, materiales carbonosos y polímeros, estos últimos distinguiéndose por su particular potencial tecnológico (Armstrong, 2015). Entre los tipos de nanomateriales que pueden incorporarse a una matriz polimérica destacan las nanopartículas, nanofibras y nanoarcillas, las cuales, a su vez, pueden ser de tipo metálico, no metálico o material polimérico (Omanović-Mikličanin et al., 2020). En estos sistemas se promueve la interacción entre interfaces, lo que conlleva a una mejora de las propiedades finales del material, incluyendo sus propiedades ópticas (la transmisión de luz depende del tamaño de partícula) y mecánicas (mejora de ductilidad manteniendo resistencia a la fractura) (Ávila-Orta et al., 2019). Para alcanzar tales atributos es clave lograr una buena sinergia entre sus constituyentes.
La versatilidad de estos materiales permite explorar su aplicación en distintas áreas, entre ellas, como materiales adsorbentes en procesos de separación. Una de sus principales ventajas radica en la capacidad de modificar tanto la matriz polimérica como las nanopartículas incorporadas, lo cual permite optimizar su desempeño y convertirlos en una alternativa altamente eficiente para procesos de remoción selectiva.
Nanocompuestos poliméricos adsorbentes
La adsorción se posiciona como uno de los métodos más prometedores para la remoción de contaminantes debido a su bajo costo, alta efectividad, no generación de subproductos y la posibilidad de reúso y recuperación de materiales. Cotidianamente, suele emplearse como método físico para remover concentraciones altas de colorantes en aguas residuales (Bal y Thakur, 2021).
La adsorción implica la adhesión de moléculas del adsorbato sobre la superficie del adsorbente mediante interacciones químicas (quimisorción) o físicas (fisisorción). En el caso de las interacciones químicas, se forman enlaces covalentes e iónicos entre los grupos funcionales del adsorbente (grupos fenólicos, carboxilos, carbonilos, lactonas, ésteres, etc.) y el adsorbato, o bien, interacciones electrostáticas entre ambos. Por otro lado, las interacciones físicas incluyen fuerzas débiles de Van der Waals, enlaces de hidrógeno, interacciones π-π, e interacciones hidrofóbicas entre adsorbato y adsorbente. En la Figura 4 se muestra una representación gráfica de los mecanismos anteriormente descritos.
Figura 4
Posibles mecanismos de adsorción.
Fuente: Con base en Bilińska y Gmurek (2021); Hakami et al. (2020); Roy y Saha (2021); Samuel et al. (2023).
La creciente aparición de nuevos contaminantes, cuya remoción resulta cada vez más compleja, ha impulsado el desarrollo de materiales con propiedades de adsorción avanzadas para su aplicación en el tratamiento de aguas residuales. En este contexto, los nanocompuestos poliméricos se destacan como una alternativa prometedora frente a las limitaciones de los adsorbentes convencionales, como lo es su baja selectividad. La Figura 5 muestra un diagrama del proceso de tratamiento de aguas residuales mediante nanocompuestos poliméricos. La sinergia entre la matriz polimérica y las nanopartículas incorporadas otorga al material final propiedades mejoradas, entre ellas mayor permeabilidad, área superficial, estabilidad mecánica y térmica, mayor eficiencia de adsorción y, en algunos casos, actividad fotocatalítica (Akharame et al., 2018).
Figura 5
Tratamiento de aguas residuales empleando nanocompuestos poliméricos.
Fuente: Elaboración de los autores.
Además, una ventaja que presentan estos materiales es versatilidad en el diseño, al permitir la utilización de una amplia variedad de matrices poliméricas y nanopartículas (funcionalizadas o no funcionalizadas), facilitando la optimización de costos y el empleo de alternativas más sostenibles con el medio ambiente (Darwish et al., 2022).
En la Tabla 3 se hace una recopilación de los trabajos más destacados en el desarrollo de nanocompuestos poliméricos adsorbentes para la remoción de compuestos orgánicos, así como sus respectivos resultados. En los datos obtenidos, se evidencia una amplia investigación enfocada en la remoción del colorante azul de metileno, en donde destaca el uso de nanopartículas de óxido de grafeno, con una eficiencia de eliminación cercana al 100%. La incorporación de nanopartículas metálicas como Fe3O4 y MnO2 en matrices poliméricas también ha demostrado un desempeño sobresaliente en la eliminación de contaminantes orgánicos, alcanzando eficiencias de adsorción de hasta 98.0% para rojo Congo (Dutta, Srivastava et al., 2021) y 97.0% para rojo de metilo (Kamari y Shahbazi, 2020), así como en la remoción de compuestos farmacéuticos, incluyendo penicilina G (100%) (Ghamkhari et al., 2020), amitriptilina (98.3%) y otros agentes tricíclicos análogos (93.0-100%) (Cao et al., 2021). Asimismo, el polipirrol se ha posicionado como un polímero de creciente interés en la eliminación de contaminantes orgánicos debido a su carácter conductivo y no tóxico. Un ejemplo destacado es la adsorción del colorante verde malaquita, con una remoción reportada de 99.8% (Sarojini, Venkatesh Babu et al., 2022; Wang et al., 2021).
Tabla 3
Adsorción de diferentes sistemas de nanocompuestos para la remoción de colorantes, medicamentos y toxinas
| Material a remover | Nanocompuesto | Parámetros operacionales | Remoción (%) | Capacidad de adsorción máx. (mg/g) | Referencia |
|---|---|---|---|---|---|
| Colorantes | |||||
| Azul de metileno | Nanoplaquetas de óxido de grafeno/ carboximetilcelulosa/ quitosano | pH 7.0, 80 min. | 100.0 | 122.1 | Kaur et al. (2019) |
| Quitosano/ Poli(sebacato de glicerol)/ óxido de grafeno | pH 7.0, 300 min. | 99.0 | 129.0 | Rostamian et al. (2022) | |
| Carboximetilcelulosa/ Montmorillonita | pH 11.0, 60 min. | 98.0 | Peng et al. (2016) | ||
| Polipirrol/ óxido de grafeno | pH 7.2 | 92.8 | 663.0 | Anuma et al. (2021) | |
| goma ghatti-g-poli (ácido itacónico) / Fe3O4 | 410.2 | Kulal y Badalamoole (2021) | |||
| Copolímero de ácido acrílico y N-isopropil acrilamida/ nanotubos de carbono multipared | 302.0 | Hosseinzadeh et al. (2018) | |||
| Azul reactivo | Polipirrol/ Zeolita | pH 9.0 | 86.2 | Senguttuvan et al. (2022) | |
| Naranja de metilo | Polianilina/ MnFe2O4 | pH 6.0, 15 min | 90.0 | P.Das et al. (2022) | |
| Polipirrol/ Bentonita | pH 8.0, 105 min | 98.0 | Z. Ahamad y Nasar (2024) | ||
| Colorantes | |||||
| Negro reactivo | Quitosano/ ZnO | pH 4.0 | 76 | 189.4 | Çınar et al. (2017) |
| Rodamina B | Copolímero de ácido acrílico y N-isopropil acrilamida/ nanotubos de carbono multipared | 231.0 | Hosseinzadeh et al. (2018) | ||
| Rojo Congo | Polianilina/ MnO2 y Fe3O4 | pH 6.8 | 98 | 599.5 | Dutta, Srivasta- va et al. (2021) |
| Polipirrol/ óxido de grafeno | pH 5.0 | 92.2 | 68.1 | Anuma et al. (2021) | |
| Polipirrol/ óxido de hierro | pH 3.0, 40 min. | 500.0 | Sarojini, et al. (2022) | ||
| Rojo de metilo | Polietersulfona/ Fe3O4 | 97.0 | Kamari y Shah- bazi (2020) | ||
| Rosa de Bengala | Quitosano/ TiO2 | 79.4 | Ahmed et al. (2018) | ||
| Verde de metilo | Polianilina/ MnO2 y Fe3O4 | pH 6.8 | 88.0 | 1142.2 | Dutta, Srivasta- va et al. (2021) |
| Verde malaquita | Polipirrol/ Fe3O4 | 99.8 | 384.6 | Sarojini, et al. (2022) | |
| Violeta cristal | Copolímero de ácido acrílico y N-isopropil acrilamida/ nanotubos de carbono multipared | 287.0 | Hosseinzadeh et al. (2018) | ||
| Polipirrol/ Bentonita | pH 5.0, 120 min. | 78.7 | Z. Ahamad y Nasar (2024) | ||
| Fármacos | |||||
| Analgésicos y antinflamatorios | |||||
| Diclofenaco | Poli (ácido metacrílico)/ Montmorillonita | 40 min. | 95.2 | 152.9 | S. A. Khan et al. (2020) |
| Indometacina | Polipirrol/ MnFe2O4/ Bi2MoO6 | 120 min. | 86.2 | Wang et al. (2021) | |
| Ketoprofeno | Polipirrol/ MnFe2O4/ Bi2MoO6 | 120 min. | 87.0 | Wang et al. (2021) | |
| Antibióticos | |||||
| Amoxicilina | Poli (ácido metacrílico)/ Montmorillonita | 40 min. | 95.8 | 156.7 | S. A. Khan et al. (2020) |
| Ciprofloxacino | Polietersulfona/ ZrP | 99.7 | Qalyoubi et al. (2022) | ||
| Poliestireno/ Fe3O4 | pH. 7.0, 37 min. | 97.5 | Mohammadi et al. (2020) | ||
| Levofloxacino | Quitosano/ NTiO2- Bentonita | pH 4.0, 10 min. | 92.5 | Mahmoud et al. (2020) | |
| Antibióticos | |||||
| Penicilina G | Poli (estireno-bloque- ácido acrílico)/ Fe3O4 | pH 11.0, 50 min. | 100.0 | Ghamkhari et al. (2020) | |
| Sulfametoxazol | Quitosano/ carboximetilcelulosa/ óxido de grafeno | 312.3 | Y.Liu et al. (2021) | ||
| Sulfapiridina | Quitosano/ carboximetilcelulosa/ óxido de grafeno | 161.9 | Y. Liu et al. (2021) | ||
| Tetraciclina | Poliacrilonitrilo/ Fe3O4 | pH 6.0 | 257.1 | Q. Liu et al. (2015) | |
| Polivinilpirrolidona/ óxido de grafeno/ CuFe2O4 | 193.8 | Ahmed et al. (2023) | |||
| Quitosano/ MnFe2O4 | 168.3 | T. Ahamad et al. (2019) | |||
| Antihistamínicos | |||||
| Amitriptilina | Polímeros con impresión molecular magnética/ Fe3O4 | pH 5.0-9.0, 25 min. | 98.3 | 47.1 | Cao et al. (2021) |
| Ceftriaxona | Quitosano/ NTiO2- Bentonita | pH 5.0, 10 min | 93.5 | Mahmoud et al. (2020) | |
| Ciproheptadina | Polímeros con impresión molecular magnética/ Fe3O4 | pH 5.0-9.0, 25 min. | 100.0 | 48.9 | Cao et al. (2021) |
| 8-cloroazatadina | 98.9 | 46.9 | |||
| Desloratadina | 100.0 | 47.3 | |||
| Fumarato de ketotifeno | 99.0 | 42.1 | |||
| Toxinas | |||||
| Ácido úrico | Nylon 6/ Negro de humo | 285 min. | 82.0 | Andrade-Guel et al. (2020) | |
| Ácido poliláctico/ nanoarcillas modificadas | 300 min. | 70.0 | 634.0 | Andrade-Guel et al. (2021) | |
| Creatinina | Ácido poliláctico/ nanoarcillas modificadas | 300 min. | 89.0 | 44.8 | Andrade-Guel et al. (2021) |
| Polietersulfona/ óxido de grafeno | 78.3 | Fahmi et al. (2018) | |||
| Poliacrilonitrilo/ nanotubos de halloysita | 180 min. | 72.3 | Ekhlasi et al. (2023) | ||
| Poliéterimida/ óxido de grafeno | 240 min. | 68.0 | Jacob Kalee- kkas (2021) | ||
| Polisulfona/ nanopartículas de quitosano | 67.0 | Zailani et al. (2021) | |||
| Toxinas | |||||
| p-cresol | Polietersulfona/ carbón activado | 240 min. | 80.0 | 108.7 | Fu et al. (2020) |
| Urea | Nylon 6/negro de humo | 300 min. | 90.0 | 155.2 | Andrade-Guel et al. (2022) |
| Polisulfona/ nanopartículas de quitosano | 85.0 | Zailani et al. (2021) | |||
| Poliéterimida/ óxido de grafeno | 240 min | 77.0 | Jacob Kalee- kkas (2021) | ||
Otra propuesta atractiva es el uso de materiales de origen natural, como el quitosano, el cual, además de representar una alternativa ecológica, puede lograr altas eficiencias de adsorción para fármacos y toxinas. En el caso de la remoción de toxinas urémicas, el desarrollo de materiales se ha orientado hacia el uso de compuestos biocompatibles, lo cual permite su aplicación en procesos como la hemodiálisis. En este ámbito, destaca el uso de nanopartículas a base de carbono, particularmente el compuesto de Nylon 6 con negro de humo, que ha alcanzado eficiencias de remoción del 90.0% para urea y del 82.0% para ácido úrico. Asimismo, el ácido poliláctico con nanoarcillas modificadas sobresale por una eficiente capacidad de eliminación de creatinina.
Riesgos del uso de nanomateriales
Los nanomateriales han demostrado un gran potencial en diversas aplicaciones, así como también representar una alternativa prometedora para innovar los tratamientos convencionales de purificación de agua. No obstante, la información disponible sobre los riesgos toxicológicos y ecológicos asociados con su exposición sigue siendo limitada. Una de las principales razones es la escasez de técnicas de caracterización capaces de evaluar con precisión sus mecanismos de transporte, degradación, acumulación y eliminación, al igual que su efecto en la salud humana. Esta falta de datos concretos también dificulta el establecimiento de parámetros regulatorios y la implementación de normas estandarizadas para su correcto manejo.
Hasta el momento, se ha reportado que ciertas nanopartículas pueden ejercer efectos tóxicos en el organismo, particularmente a nivel pulmonar, reproductivo, cardiaco, digestivo y cutáneo (Yaqoob et al., 2020). La principal preocupación radica en que, debido a su tamaño nanométrico, estas partículas pueden persistir en el ambiente y en el cuerpo humano durante periodos más prolongados que compuestos de mayor tamaño. Esto genera una nueva forma de contaminación, denominada nanocontaminación, la cual podría convertirse en un factor ambiental preocupante a largo plazo (Gavrilescu et al., 2018).
Conclusiones
La creciente escasez de agua limpia ha impulsado el desarrollo de nuevas tecnologías para la eliminación de contaminantes de aguas residuales con una amplia variedad de características. La presencia de estas sustancias en el medio ambiente representa una amenaza tanto para la salud humana como para el ecosistema. En los últimos años, los nanocompuestos poliméricos adsorbentes han demostrado ser una alternativa eficaz y versátil para el tratamiento de aguas residuales. Dentro de las investigaciones para la remoción de compuestos orgánicos, se distinguen los materiales a base de nanoarcillas, nanopartículas metálicas y nanopartículas a base de carbono, los cuales han exhibido valores altos de remoción de sustancias como colorantes, fármacos y toxinas. Estos avances son prometedores para mejorar las técnicas de purificación actuales, permitiendo procesos más rápidos y selectivos. A pesar de los progresos en este campo, aún persisten desafíos, especialmente frente a los contaminantes emergentes, como microplásticos, nanopartículas, nuevos compuestos empleados en la industria cosmética, hormonas y aditivos industriales. Es imperativo continuar investigando para comprender mejor el impacto de estas sustancias y, de esta manera, desarrollar sistemas de remoción más eficientes y adaptables a una mayor variedad de impurezas.
Perspectiva a futuro
Los nanocompuestos poliméricos se posicionan como materiales con propiedades únicas abriendo paso al desarrollo de nuevas alternativas para procesos de tratamientos de aguas residuales. En este tema, existen todavía áreas de oportunidad por abordar en las que se incluye la optimización de costos y el uso de materiales con un menor impacto ambiental. Asimismo, es fundamental que las futuras investigaciones profundicen en las implicaciones toxicológicas de la carga de nanopartículas y su posible liberación al medio en el cual se exponen, con el fin de asegurar un producto seguro y eficiente. Se espera que en los próximos años aumente el estudio técnico de estos materiales para lograr un escalamiento industrial óptimo.
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Agradecimientos
[1] Los autores agradecen el financiamiento de los Proyectos Conahcyt 320802: “Desarrollo de filtros selectivos nacionales a base de polímeros y nanopartículas modificadas, para mejorar el tratamiento de hemodiálisis y sustituir el acaparamiento del mercado de empresas extranjeras”, y Secihti PEE-2025-G-119: “Filtros de colorantes en lavanderías de mezclilla a base de piedra pómez y tela no-tejida de nylon-6/piedra pómez: una estrategia sustentable para mitigar la contaminación del río Atoyac”. Así como también, Arantza Olvera agradece a Conahcyt por la beca 813261 de maestría en Ciencia y Tecnología de Polímeros en la convocatoria Becas Nacionales (Tradicional) 2023-2.