Los metilsiloxanos volátiles (VMS) constituyen un nuevo grupo de contaminantes cuya presencia en el medio ambiente ha suscitado en los últimos años una especial atención debido a que presentan una elevada persistencia, capacidad de bioacumulacion y provocan efectos tóxicos y potencialmente cancerígenos en los organismos vivos. Hasta el momento, los datos disponibles sobre su presencia y distribución en el medio ambiente son muy limitados y, por tanto, existe un gran interés por conocer el impacto real que provocan estos contaminantes. Además, el análisis de estos compuestos en muestras ambientales conlleva serias dificultades debido a su elevada volatilidad y a la contribución como contaminación de fondo a las muestras. En base a esta problemática, el objetivo de esta tesis es el desarrollo de nuevos métodos de análisis para la determinación de VMS mediante la cromatografía de gases acoplada a espectrometría de masas (GC-MS), y estudiar su presencia y distribución en muestras ambientales de diferente naturaleza. Debido a que los VMS son compuestos de elevada volatilidad, en esta tesis se han desarrollado métodos de análisis empleando la técnica HS-SPME para el análisis de VMS en aguas fluviales y mejillones. También se utilizaron discos de extracción en fase sólida (SPE disk) de C18 de pequeño formato (5,5mg/1ml) para el anàlisis de la fase disuelta de aguas residuales. Para el análisis de la fase particulada del agua residual, además de suelos y lodos se utilizó la extracción con n-hexano y purificación del extracto con cartucho de SPE de sílice (100mg/1ml). En esta tesis también se ha abordado el análisis de VMS en aire mediante el uso de cartuchos de isolute ENVI+ para la retención de los analitos. Se aplicó la inyección de grandes volúmenes con la técnica Concurrent solvent recondensation-large volume injection (CSR-LVI), para incrementar sensibilidad de la determinación en todos los métodos establecidos. Los métodos desarrollados fueron aplicados al análisis de diferentes tipos de muestras, como suelos urbanos, lodos de depuradoras, aguas residuales sin tratar y tratadas, aire de exterior e interior y mejillones. En todas las muestras, las concentraciones encontradas de VMS mostraron un elevado predominio de los VMS cíclicos respecto a los lineales, siendo el decametilciclopentasiloxano (D5) el compuesto mayoritario. En general, las matrices más contaminadas con VMS fueron las aguas residuales y lodos de depuradoras, mientras que los niveles más bajos se encontraron en agua fluvial y suelos urbanos. El estudio de VMS en mejillones como bioindicadores de contaminación ha permitido detectar la presencia de estos compuestos en aguas de la costa catalana y determinar las zonas que presentan un mayor grado de contaminación. / Volatile methylsiloxanes (VMS) constitutes a new group of pollutants that has attracted special attention in recent years, because of their high persistence, bioaccumulation capacity, toxicity and potentially carcinogenic effects in living organisms. So far, data available about their presence and distribution in the environment are very scarce and therefore, studying the real impact caused by these contaminants is very interesting. On the other hand, the analysis of these compounds in environmental samples is very difficult due to their high volatility and their presence as background contaminants in the samples. Based on these facts, the aim of this work was the development of new analytical methods for the determination of VMS by gas chromatography coupled to mass spectrometry (GC-MS), and studying their presence and distribution in different types of environmental samples. Due to their high volatility, the analysis of VMS in river waters and mussels was carried out applying the HS-SPME technique. For the analysis of the dissolved phase of wastewaters, C18 solid phase extraction disks cartridges in small format (5.5 mg / 1 ml) were used. For analysis of the particulate phase of the wastewaters, soils and sludge samples, extraction with n-hexane followed by purification of the extract with silica SPE cartridge (100 mg / 1 ml) was used. The analysis of VMS in ambient air was carried out using isolute ENVI + cartridges for the sampling. Concurrent solvent recondensation-large volume injection (CSR-LVI) technique was used to increase sensitivity of the determination. The developed methods were applied to the analysis of different types of samples, such as urban soil, sewage sludge, wastewaters, indoor and outdoor air and mussels. In all the samples, a high prevalence of cyclic VMS were found with decamethylcyclopentasiloxane (D5) as the major component. In general, matrices with the higher pollution levels were wastewaters and sewage sludges, while the lowest levels were found in river waters and urban soils. The use of mussels as bioindicators of pollution allowed the detection of methylsiloxanes in the Catalan coast seawater identifying the areas with higher pollution.

This thesis mainly focuses on the use of high resolution mass spectrometry (HRMS) and accurate mass (AM) measurements for the characterization of dissolved organic matter (DOM) in natural and affected environments. HRMS and AM measurements have been used for the characterization and determination of organic compounds in the environment. The first part of the thesis starts with a review of HRMS terminology, followed by the discussion of some parameters influencing AM measurements and the procedure for the identification of organic compounds when using HRMS. A description of the main mass analyzers capable of acquiring high resolution (HR) mass data and some environmental applications are also presented and discussed. Additionally, to evaluate the capabilities of new mass spectrometers a comparison was carried out. Different mass analyzers were tested during a single day of work for the analysis of small molecules in negative electrospray (ESI) mode. This study was necessary in terms of a timely update on the topic, as other comparative studies had been carried out some years ago. Furthermore, the present study focuses on a wider mass range (not only a single m/z) and the negative ESI was tested as there were almost no data on AM measurements in this mode. Moreover, the analysis of DOM is usually preferentially acquired in negative mode. Some of the main features were compared: resolution, exact mass determination, sensitivity, simplicity and calibration protocol. Due to the selectivity and specificity of HRMS, it is one of the techniques that has given more information about DOM at molecular level. Description of the methodology applied to DOM characterization is found in the second part of the thesis. The isolation of DOM from different water bodies and the use of different mass analyzers have been optimized, in order to present some alternatives to the methods already used in the literature. Moreover, structural information about marine DOM has been obtained based on a method using HR tandem mass spectrometry. DOM has a very important role in many environmental processes as it is present in all natural waters. DOM is not toxic by definition, however the presence of DOM can influence the solubility and fate of anthropogenic pollutants in the aquatic media. For instance, DOM can significantly affect the drinking water quality in terms of taste, color, odor, transportation of organic pollutants and water treatment process. DOM has been reported as disturbing the good performance of the water treatments and it is said to be a precursor of disinfection by products (DBPs) formation. For these reasons, knowledge of DOM is of importance in drinking water treatment processes. The last part of the thesis is focused on the use of the methodology described above for the characterization of DOM along different water treatment plants. The study mainly focuses on the changes of DOM through advanced treatments based on membrane technology: ultrafiltration (UF), nanofiltration (NF) and reverse osmosis (RO). Changes regarding the nature of DOM have been observed when the water is treated through the RO and NF membranes, whereas no effect of UF on DOM was detected. Moreover, a method was developed to characterize the DOM adsorbed on two dissimilar NF membranes. There is no information at molecular level about DOM causing fouling to the membranes and this study brings new insights on this field. / L'objectiu de la tesis és la utilització de l'espectrometria de masses d'alta resolució i la mesura de massa exacta per a la caracterització de la matèria orgànica dissolta en masses d'aigua naturals i tractades. L'espectrometria de masses s'ha utilitzat extensament per a la caracterització i determinació de compostos orgànics en el medi ambient. En la primera part de la tesis s'introdueixen els conceptes bàsics de l'espectrometria de masses d'alta resolució i es posen de manifest estratègies per a identificar compostos orgànics en mostres complexes. A més, es mostren exemples desenvolupats al llarg de la tesis per il•lustrar les principals avantatges de l'espectrometria de masses d'alta resolució en front de l'espectrometria de masses en tàndem. Els analitzadors de masses capaços de dur a terme mesures de massa exacta s'han avaluat per identificar quins paràmetres (resolució, intensitat de senyal, protocol de calibratge) afecten més la mesura de massa i per tant, la posterior determinació de la fórmula elemental del compost en qüestió. L'espectrometria de masses d'alta resolució ha demostrat ser la tècnica que ha aportat més informació a nivell molecular de la matèria orgànica dissolta. En aquesta tesis s'ha utilitzat principalment aquesta tècnica per obtenir informació molecular i estructural de la matèria orgànica dissolta al llarg de diferents plantes de tractament. La descripció de la metodologia analítica utilitzada (mètodes d'extracció, anàlisis instrumental, anàlisi de dades) es descriu a la segona part d'aquesta tesis. S'ha comparat la metodologia més utilitzada i descrita a la bibliografia amb noves alternatives presentades a la present memòria. S'han pogut descriure els canvis a nivell molecular de la matèria orgànica en diferents tractaments de ultrafiltració, osmosis inversa i membranes de nanofiltració, instal•lades en diferents plantes pilot. A més s'ha desenvolupat un mètode basat en l'espectrometria de masses d'alta resolució, per caracteritzar la matèria orgànica adherida a les membranes, per obtenir informació de l'embrutiment de les membranes o fouling que disminueixen el rendiment dels tractament de membrana.

Nanotechnology is the multidisciplinary science consisting in modifying the matter at the nanometre scale. Due to the unique properties exhibited by nanomaterials, the number of investigations devoted to obtain new materials and their applications has increased dramatically. However, the potential risk associated to nanomaterials and nanostructures continues being poorly understood. Different gaps of information were identified including their environmental occurrence, fate, behaviour and toxicity. In addition, some nanomaterials can also be emitted by natural events or incidental sources. Under this context, this doctoral Thesis presents the study of the occurrence and toxicity of nanomaterials and nanostructures in the environment, focusing on pristine and functionalized fullerenes and volatile dimethylsiloxanes. Different extraction procedures for the analysis of pristine and functionalized fullerenes in different environmental compartments were developed: (i) For the investigation of their occurrence in air particulate two extraction procedures are presented, based on ultrasound assisted solvent extraction with toluene with recoveries from 60 to 70 %, and using accelerated solvent extraction with recoveries ranging from the 70 to 113 %; (ii) for the investigation of soils using a long-term ultrasound assisted solvent extraction with toluene; (iii) for the simultaneous analysis of fullerenes in the particulate and dissolved phases of water samples. Two analytical methods based on liquid chromatography coupled to mass spectrometry for the analysis of fullerenes in environmental samples were developed. The first one employed C18 analytical column with toluene:methanol as mobile phase and an ESI source in negative ionization conditions coupled to a triple quadrupole analyzer. The second method consisted in the use of pyrenylpropyl stationary phase columns with toluene as mobile phase. LC was coupled to HRMS with an APPI source. The main improvements of the second approach were in terms of lower matrix effect, better sensibility and selectivity. The occurrence of pristine and non-polar functionalized fullerenes was evaluated in several compartments. - Air particulate: The concentrations of C60 ranged from 10 pg/m3 to 50 ng/m3 in the Mediterranean Sea atmosphere, and between the MLOQ and 63 pg/m3 in air particulate of Barcelona city. - Soils: Samples were taken in Saudi Arabia and Brazil, close to potential emission points. The concentrations of pristine fullerenes were in the pg/g–ng/g levels, showing the incidental emission these compounds and subsequent deposition. - Freshwater and sediments from the Llobregat River. The relationship between the occurrence of natural colloids and the sedimentation of fullerenes because of heteroaggregation and flocculation was studied. Pristine fullerenes were detected in all the compartments while functionalized fullerenes were detected very rarely. The results show that incidental combustion sources are the main contributor to the environment, in contrast to nanotechnology. The occurrence of siloxanes was studied in several environmental compartments. According to our results the intensive manufacture and application of cVMS such as in personal care products, industry, nano-emulsions, etc. lead to the emission of these compounds at global-scale: - Wastewater: Siloxanes were detected in almost all influent and effluent samples at concentrations up to 24 µg/L. In general, for VMS relevant elimination rates during WW treatments were shown. - Fish: Fish directly sampled in the Xúquer River and fish for human consumption collected in different markets stores were analysed. Market fish presented higher levels, which can be attributed to contamination during food manipulation, storage and ambient air. - Samples from the Antarctic region: VMS were found in all types of the analyzed samples (krill, phytoplankton, soil and vegetation). These results reveal for first time the potential long-range environmental transport of VMS and their posterior cool-deposition supported by the snow scavenging during winter time and their posterior liberation to sea water and soils during the Antarctic summer. The acute toxicity of carbon nanomaterials (fullerene soot, carbon nanotubs and graphene) dispersed in artificial estuary medium in ecologically relevant conditions was studied using two standardized acute toxicity tests. The results are to fullerenes aggregation in presence of humic acid and salts. The presence of fullerene soot is relevant because inhibited the activity of most of the organic co-contaminants due to their sorption properties. / El desenvolupament de la nanotecnologia ha generat una miríada de nous materials que, sumats als nanomaterials presents de forma natural al medi ambient, generen un seguit d’incerteses. La present tesi va tenir l’objectiu de contribuir en l’estudi d’aquests nanomaterials i nanoestructures determinant la presència de ful·lerens i siloxans de mida nanomètrica en el medi ambient. Es van desenvolupar mètodes d’anàlisi per a ful·lerens en diverses matrius ambientals: particulat atmosfèric, sòls, sediments, aigües de riu i de depuradora. Per al seu anàlisi instrumental, es van desenvolupar dos mètodes. El primer, basat en cromatografia de líquids amb columnes de fase estacionària C18 i fase mòbil toluè-metanol, acoblada a espectrometria de masses en tàndem amb font d’electrosprai. El segon mètode, basat en cromatografia de líquid amb columna de fase estacionària de pirenilrpopil i toluè com a fase mòbil, acoblada a espectrometria de masses d’alta resolució amb font de fotoionització a pressió atmosfèrica. La segona metodologia millorava les prestacions de la primera en termes d’efecte matriu, selectivitat i sensibilitat. Es va determinar la presència de ful·lerens en particulat atmosfèric, sòls i sediments i aigua de riu. Es van detectar ful·lerens no funcionalitzats a nivells traça en la majoria de mostres, podent-se localitzar fonts d’emissió. Els ful·lerens funcionalitzats es van detectar esporàdicament, demostrant la preponderància dels processos accidentals en front de la nanotecnologia. Es van analitzar els siloxans en diversos compartiments ambientals. Els resultats d’aquesta tesi demostren com l’ús intensiu d’aquests compostos en productes domèstics, aplicacions industrials, nano-emulsions, etc, contribueix a la seva emissió al medi ambient a escala global. Es van detectar siloxans en totes les mostres d’aigües residuals analitzades, en mostres de peix de mercat i de riu i en mostres remotes de l’Antàrtida. Es va modelitzar la seva deposició. Finalment es va estudiar la toxicitat aguda de tres nanomaterials de carboni (pols de ful·lerens, nanotubs de carboni i grafè) dispersos en medi artificial d’estuari i en condicions ecològicament rellevants. Es van emprar dos tests estandarditzats de toxicitat aguda i es va determinar que la toxicitat dels agregats resultants ve determinada per la presència d’àcids húmics i salinitat del medi. També es va observar com la presència de pols de ful·lerè inhibia l’activitat d’altres co-contaminants orgànics presents en el medi.

Se estudian los equilibrios de protonación del ácido 3-hidroxi-2-naftoico y los equilibrios de complejación binaria y ternaria de este ácido con algunos iones metálicos y el ácido picolínico como segundo ligando. Utilizando como disolvente mezclas dioxano-agua de hasta un 50% de dioxano. Se ha realizado un estudio bibliográfico de los trabajos más recientes sobre disolventes no acuosos o mixtos que tratan de correlacionar las propiedades cinéticas o termodinámicas del sistema disuelto con las características del disolvente (constante dieléctrica, índice de refracción, polaridad medida en función de parámetros empíricos tales como E(T)(30) de Dimrorth y Reichardt). Se hace una especial mención de la ecuación multiparamétrica de Kamlet y Taft que se considera como una de las correlaciones más satisfactorias ya que incluye términos que tienen en cuenta la mayoría de las interacciones soluto-disolvente. Sin embargo, aunque estos términos han sido determinados para disolventes puros, no existen para mezclas binarias de disolventes. Algunas propiedades de ciertos sistemas disueltos en un disolvente puro, varían linealmente con la polaridad de éste, pero esta linealidad se deteriora al trabajar en mezclas binarias de disolventes. La ecuación de Langhals permite obtener una correlación lineal entre la polaridad de una mezcla binaria de disolventes medida por el parámetro E(T)(30), y la expresión ln(C(P)/c(*)+1), donde C(P) es la concentración molar del componente más polar de la mezcla binaria. Sin embargo, mezclas como la de dioxano-agua muestran un comportamiento anómalo pues presenta dos tramos rectilíneos con un cambio de pendiente a una concentración crítica, que en el caso de las mezclas dioxano-agua corresponde aproximadamente al 60% (v/v) de dioxano. Estas dos zonas de validez permiten interpretar la elevada polaridad del agua como debida a la formación por parte de esta de agregados moleculares por puentes de hidrógeno ya que cuando esta estructura se rompe en mayor o menor extensión debido a la presencia del dioxano la polaridad que le correspondería al agua actuando como molécula aislada resulta ser muy inferior. El estudio de los equilibrios de protonación se realizó potenciométricamente y espectrofotomátricamente. Previamente, se ha procedido a un estudio del comportamiento del sistema electródico en las mezclas dioxano-agua. Se ha procedido a la determinación del potencial de unión líquida en zonas extremas de pH, en la zona ácida (entre 0.7 y 2.0) y en la zona alcalina (entre 12.7 y 13.2), debido a que equilibrios tales como el de la primera disociación del ácido picolínico y la segunda del ácido 3hidroxi-2-naftoico se producen respectivamente en las zonas indicadas. El valor del factor del potencial de unión líquida en zona ácida se determinó para dos soluciones internas del electrodo de referencia diferentes (acuosa y al 50% de dioxano) y para zona alcalina se determinó a cuatro fuerzas iónicas diferentes. Se determinó el valor del producto iónico del medio para fuerza iónica 0.1 M y varias composiciones del disolvente, siendo los resultados de p(K)(w) a los diversos porcentajes de dioxano: 14.31 (30%), 14.59 (30%), 14.96 (40%), 15.36 (50%). Estos resultados presentan buenas correlaciones lineales con la fracción molar de dioxano y con la polaridad Er (30) del disolvente mixto. También se determinó el valor de p(K)(w) a diversas fuerzas iónicas en un disolvente con el 50% de dioxano, hallándose los valores 15.36 (a 0.1 M). 15.204 (a 0.2 M), 15.101 (a 0.4 M) 15.102 (a 0.6 M) y 15.099 (a 0.7 M). Estos valores se ajustan a una función del tipo de Davies que permite obtener el valor del producto iónico del medio a fuerza iónica cero y el radio iónico del ión OH. La primera constante de disociación del ácido 3-hidroxi-2-naftoico se determinó a la fuerza iónica 0.1 M para varias composiciones del disolvente siendo los valores hallados de lg K(al1): 2.96 (20%), 3.17 (30%), 3.44 (40%), 3.76 (50%), que muestran una buena correlación lineal con el parámetro Er (30). A fuerzas iónicas más altas (y en un disolvente con el 50% de dioxano) fue posible determinar potenciométricamente la primera y la segunda constantes de disociación del ácido 3-hidroxi-2-naftoico, resultando (se dan sucesivamente lg K(al1), lg K(al2) fuerza iónica): 3.650, 13.52(0.2 M), 3.544, 13.41 (0.4 M), 3.593, 13.33 (0.6 M) y 3.597, 13.27 (0.7 M). Como en el caso anterior estos valores se ajustan a funciones del tipo de la de Davies respectivamente. Dado que el estudio de la desprotonación del grupo hidroxilo requiere el uso de soluciones fuertemente básicas se ha considerado conveniente unir a la información obtenida potenciométricamente con el electrodo de vidrio la determinación espectrofotométrica de ambas constantes de disociación. Se han determinado potenciométricamente las dos constantes de disociación del ácido picolínico, a la fuerza iónica 0.2 M y al 50% de dioxano, resultando lg K(al1) = 1.44 y lg K(al2) =5.36. En el estudio de la hidrólisis del ión zinc en medio dioxano-agua se obtuvieron las especies Zn (OH) (Ig beta = -7.16) como mayoritaria y la Zn2 (OH) (Ig beta= -5.7), como minoritaria en coincidencia con las especies obtenidas por Perrin y Schorsch en medio acuoso. En la complejación binaria de Co(II), Ni(lI), Cu(II), Zn(II), Cd(II) y Hg(II) con el ácido 3-hidroxi-2-naftoico se detectó la formación de las especies 1:1 y 1:2 sólo en el caso del cobre. Para los restantes iones metálicos sólo se detectó la presencia de la especie 1:1, ya que las medidas de f.e.m en la zona de pH donde se formarían los complejos superiores se ven afectadas por fenómenos de hidrólisis. En el caso del Hg(II) no se han obtenido resultados significativos ya que ya a pH muy ácido se producen precipitaciones. Los valores de las constantes de estabilidad son: Cu(II) Ig beta(1.1) = 10.44 y Ig beta (1.2) = 18.2, Co(lI) Ig beta(1.1) = 7.9, Ni(II) Ig beta(2.2) = 7.07, Zn(II) Ig beta(1) = 7.8 y Cd(II) Ig beta(2) = 7.30. La complejación binaria del ácido picolínico con cobre y zinc se produce en zona muy ácida. Las constantes de estabilidad correspondientes se han determinado a partir de medidas obtenidas con electrodo de vidrio, con electrodo selectivo de cobre y con electrodo de amalgama de zinc. Se han obtenido las especies 1:1 (Ig beta(1) = 8.76) y 1:2 (lg beta(2) = 16.92) en el sistema Cu(lI)-pic y las especies 1:1 (lg beta(1.1) = 6.1), 1:2 (lg beta(2) = 11.47) y 1:3 (lg beta(3) = 15.77) en el sistema Zn(lI)-pic. En la complejación ternaria del sistema Cu-hnca-pic se ha obtenido la especie 1:1:1 (lg beta = 18.88) y en la del sistema Zn-hnca-pic las especies 1:1:1 (lg beta = 18.4) Y 1:1:2 (lg beta = 23.4). Se discuten diversos factores que contribuyen a la estabilización de estas especies.

Epoxy resins constitute a class of thermosets which contains more than one epoxide group per molecule, which are very reactive to many curing agents like aromatic or aliphatic amines, acid anhydrides or isocyanates. They are used as reinforced composites, adhesives, high performance coatings and encapsulating materials. Epoxy thermosets have excellent electrical and mechanical properties, good adhesion to many metals and resistance to moisture and thermal and environment exposure. Curing agents that show no activity under normal conditions but show activity by external stimulation, like temperature, can be called ’’latent curing agents”. Among the thermal latent curing agents dicyandiamide (DICY) is one of the most employed in epoxy resin technology. The latent nature of this type of curing agents is due to the insolubility in epoxy resins at room temperature. The use of dihydrazides as curing agents has been scarcely reported in scientific literature but there are some dihydrazides commercially available as latent curing agents. In the present study a series of dihydrazides with different structures were prepared by reaction of dicarboxylic diester with hydrazine hydrate in ethanol. These compounds were studied as curing agents in DGEBA/dihydrazide 2:1 (mol/mol) formulations demonstrating their latent character. In the dihydrazides we have prepared, with aliphatic, cycloaliphatic and aromatic moieties a relationship between the melting point of the dihydrazides and the initial curing temperature was observed with the exception of the cycloaliphatic dihydrazide, which was amorphous but initiate the cure at the highest temperature. / En esta tesis, hemos sintetizado y caracterizado una familia de dihidrazidasque han sido utilizadas en el curado térmico de resinas epoxi (DGEBA). Asimismo, se han sintetizado nuevos poliestereshiperramificados con grupos finales no reactivos como modificantes de resinas epoxi, curadas con dihidrazidas y con anhídridos y se han caracterizado los termoestables obtenidos. También hemos sintetizando estructuras dendríticas tipo estrella con núcleos de poliéster aromáticos y brazos de policaprolactona. Estas estructuras se han utilizado como agentes modificantes de sistemas epoxi/anhídrido y epoxi/triflato de iterbio. Se ha podido demostrar la mejora de la tenacidad en los materiales termoestables y de su degradabilidad química, manteniendo sus buenas características termomecánicas.

El sòl és un recurs no renovable a curt i mitjà termini ja que els processos que generen un sòl són extremadament lents i requereixen de milers d’anys. A més a més, no és un sistema aïllat, sinó que presenta interaccions dinàmiques amb la geosfera, l’atmosfera i la hidrosfera, per la qual cosa està exposat a l’entrada de contaminants a través de moltes fonts de contaminació. L’origen dels metalls pesants en els sòls, que pot ser geogènic i antropogènic, marca el nivell de concentració, la forma química i la mobilitat a la qual es troben. La contaminació per metalls pesants en sòls presenta un problema a causa de la seva persistència en el medi, ja que no es degraden. Per tant, la seva presència en sòls s’ha anat incrementant des dels inicis de la revolució industrial. Els metalls pesants més comuns en el sòl són el Pb, Zn, Cd i Cu, i l’As com a metal•loide, i la forma química en la que es troben influencia la seva solubilitat, mobilitat i toxicitat en els compartiments ambientals i a la cadena tròfica. La consideració d’un sòl com a contaminat comporta desenvolupar i aplicar actuacions de recuperació ambiental de l’emplaçament. En nombrosos casos, les intervencions per tractar la contaminació de sòls per metalls pesants es basen en l’addició de materials, el que permet augmentar la retenció dels contaminants i diluir la concentració dels mateixos en les mescles sòl+material resultants, amb la finalitat de fer menys accessible el metall pesant a les plantes i evitar la possible contaminació a altres compartiments ambientals i a la cadena tròfica. En base a aquesta problemàtica, la present tesi s’ha estructurat de la següent manera: Primerament, es va fer una comparació de mètodes analítics, prèvia validació, per a la determinació del contingut total d’elements en mostres inorgàniques d’interès ambiental entre diferents tècniques d’anàlisi directa (FRX i µFRX), i mètodes basats en una digestió humida (Aigua Règia i microones) seguida d’una quantificació amb ICP­OES i ICP-MS (detallat en la secció 2.1). Sent la digestió amb microones, combinada amb la mesura per una tècnica òptica adient, el millor mètode per a la determinació, tant d’elements majoritaris com traces, en matrius ambientals inorgàniques. També es van avaluar els tests de lixiviació per a predir la mobilitat de metalls pesants en mostres ambientals emprant tests basats en extraccions simples fent servir diferents agents extractants, tals com 0,01 M i 1M CaCl2, 0,43 M CH3COOH i 0,05 M EDTA i el test de lixiviació Influència del pH sobre la lixiviació amb addició inicial d’àcid/base (pHstat) (detallat en la secció 2.2). Tot i que la fracció extraïble dels metalls amb EDTA va ser major que la obtinguda en el punt de pHstat equivalent, comparant aquest valor amb el punt de pH més àcid del pHstat, es va observar que aquest últim era el que donava la lixiviació màxima dels metalls i per tant, permet estimar la fracció mòbil màxima de metall a llarg termini. Finalment es va establir una metodologia de laboratori per a la selecció de materials per la immobilització de metalls pesants en sòls contaminats (detallat en la secció 2.3). Sent els materials amb una elevada capacitat de neutralització àcida i/o capacitat de sorció específica els més prometedors els més adients en ésser addicionats per a la remediació de sòls contaminats amb metalls pesants. Aquesta metodologia es va aplicar per avaluar l’eficiència de l’addició dels materials en un estudi a escala de planta pilot (detallat en la secció 2.4), on es van corroborar els resultats obtinguts prèviament a escala de laboratori. / Metal pollution in soils requires intervention actions to attenuate its impact. In-situ remediation of contaminated soils is recently receiving increasing attention since it is a more feasible and economically affordable approach than ex-situ strategies, especially when facing a large amount of soil to be remediated. In this context, the addition of materials, including non-hazardous wastes to contaminated soils may be a suitable remediation strategy due to a double mechanism: decrease in pollutant mobility and dilution of pollutant concentration (if large material doses are used). Candidate materials must ensure an increase in the pollutant-soil interaction by increasing the pollutant sorption in the resulting mixture and/or by modifying soil properties governing the leaching and related transport of the pollutants into groundwaters and trophic chain. Moreover, another indirect benefit from this remediation strategy is that it may allow the reuse of non-hazardous wastes generated by industrial processes. In order to give response on this lack of research, the thesis has been divided in the following parts: Firstly, it has done a comparison of analytical methods, previously validated, to determine the total content of elements in inorganic samples of methods that directly analyze samples without digestion (XRF and µXRF) and methods based on a previous wet digestion (Aqua Regia and Microwaves) followed by quantification with ICP-OES and ICP-MS (detailed in section 2.1). The microwave digestion was the best method to determine the total content of major and trace elements in inorganic environmental matrices. Also, it has done an evaluation of lixiviation tests to predict the mobility of heavy metals in environmental samples using simple extraction, 0,01 M and 1M CaCl2, 0,43 M CH3COOH and 0,05 M EDTA and the lixiviation test Influence of pH on leaching with initial acid/base addition (pHstat) (detailed in section 2.2). The EDTA extraction yield of metals was higher than pHstat, at the same pH, but if we compare with the most acidic pH of pHstat, we observed that the metal lixiviation was maxim, so the pHstat can estimate the maximum mobile fraction of the metal in a long period. Finally, it has done the establishment of the laboratory methodology to select the materials to immobilize the heavy metals in contaminated soils (detailed in section 2.3). The best candidates were those with a high acid neutralization capacity and/or specific sorption capacity. This methodology was applied in order to evaluate the efficiency of the materials in a pilot plant study (detailed in section 2.4). The results obtained in a pilot plant corroborated the results obtained in a laboratory scale.

2La presente exposición se encuentra estructurada en las siguientes partes: - En primer lugar una introducción sobre tratamiento de aguas residuales y el planteamiento de la problemática de los efluentes fenólicos y clorofenólicos- Exposición de los objetivos del trabajo- Descripción de los equipos experimentales de reacción- Métodos de preparación de catalizadores y discusión de los resultados obtenidos, para cada uno de los dos grupos de catalizadores sintetizados 1,2- Principales conclusiones obtenidas y, finalmente, agradecimientos3El gran desarrollo de la actividad industrial durante este ultimo siglo ha traído consigo el agrupamiento de la población y de la industria alrededor de grandes núcleos urbanos, convirtiendo al agua en un bien escaso y la generación de aguas residuales en uno de los principales problemas medioambientales de nuestra sociedad. Durante los últimos años la preocupación por el medioambiente que se ha traducido en una legislación cada vez mas restrictiva, obligan a la minimización y al tratamiento de estas aguas residuales antes de su vertido para reducir el impacto sobre el medio.4Una instalación clásica de tratamiento de aguas residuales, se compone de un tratamiento primario para la eliminación de sólidos en suspensión, un tratamiento secundario de tipo biológico para reducir la carga orgánica del efluente y en algunos casos existe un tratamiento terciario para el ajuste de algún parámetro especifico del efluente como puede ser el pH, concentración de algunos iones, etc.... La problemática particular de los efluentes fenólicos es debida a las propiedades bactericidas del fenol,que implican que estos efluentes no pueden ser tratados en plantas de depuración biológica ya que en concentraciones del orden de 1g/l eliminan la flora y la fauna de las depuradoras. Además el tratamiento final con cloro, en las plantas depuradoras, produce clorofenoles, de olor y sabor desagradable en el agua incluso a muy bajas concentraciones (ppb). En el caso del 2-clorofenol, concentraciones de estos productos superior a 200 ppm no pueden ser efectivamente tratados por métodos biológicos directos, debido a su efecto antimicrobial. Por estos motivos es preciso el desarrollo de métodos de tratamiento alternativos para estos tipos de efluentes.Podemos clasificar los métodos de tratamiento de efluentes fenólicos o clorofenólicos en destructivos y no destructivos, dentro de los no destructivos tenemos la destilación, la adsorción y la extracción L-L. Por lo que se refiere a métodos destructivos tenemos la oxidación mediante un agente químico tipo permanganato, persulfato, ozono o agua oxigenada, la oxidación con oxigeno en función de las condiciones de operación tenemos la incineración, la wet oxidación (oxidación vía húmeda), la oxidación en condiciones supercríticas, la oxidación catalítica en fase gas o fase homogénea y la oxidación catalítica en fase liquida (oxidación vía húmeda con la ayuda de un catalizador heterogéneo), finalmente hay otros métodos de tratamiento menos convencionales como el fotoquímico o mediante ultrasonidos. El presente trabajo de investigación se ha centrado en la aplicación de la catálisis heterogénea en la oxidación en fase liquida de estos efluentes utilizando dos tipos de reactores trifásicos, uno continuo reactor tubular operando en régimen trickle bed y otro en discontinuo o semibatch. 6Los principales antecedentes sobre la aplicación de la CWAO a la oxidación del fenol hacen referencia a la utilización de catalizadores de óxidos de metales de transición tipo cobre, manganeso, cinc... soportados sobre silica o alúmina, operando en reactores tipo batch. Para estos sistemas se observan fenómenos de desactivación de estos catalizadores, por solubilización de la fase activa, debido a las condiciones de reacción (pH ácido, medio acuoso, Tª elevada). Recientemente hay referencias de la utilización de catalizadores de metales nobles tipo Pd o Pt soportados sobre carbón activo o grafito, pero por su elevado coste económico no parecen viables a escala industrial, además todavía no se ha realizado estudios de vida para ver su estabilidad a largos tiempos de reacción. Además para ambos tipos de catalizadores podría haber transformaciones en el soporte que afectaran a la estabilidad del catalizador a largo plazo.Referente al tipo de reactor a utilizar, la mayor parte de los estudios realizados han utilizado un reactor tipo batch para la realización de pruebas cinéticas, y se ha observado la formación de productos de polimerización en la fase liquida que se depositan sobre la superficie del catalizador desactivándolo, además se produce la lixiviación de la fase activa. Sin embargo, tal como se ha constatado en trabajos previos realizados en nuestro laboratorio, la utilización de un reactor tubular operando en régimen de trickle bed evita la formación de productos de polimerización que desactiven el catalizador, gracias a la elevada relación entre la masa de catalizador y el volumen de liquido presentes en el reactor.Así pues, para el desarrollo del presente trabajo se utilizara un reactor trickle bed para evitar la desactivación por formación de polímeros, y se intentaran estabilizar catalizadores a base de oxido de cobre y/o níquel y/o zinc para evitar la solubilización. Estos mismos catalizadores se estudiarán en un reactor semibatch para estudiar la actividad y estabilidad de los mismos y se intentará minimizar la formación de polímeros sobre la superficie.7El objetivo principal de este trabajo es la síntesis de nuevos catalizadores activos y estables en la reacción de oxidación de fenol y del 2-clorofenol en fase acuosa utilizando un reactor semibatch y en un reactor trickle bed.En primer lugar se realizara la síntesis, caracterización estructural, actividad catalítica en un reactor trickle de catalizadores de CuO/g-Al2O3, NiO/g-Al2O3 y mixtos de Cu/Co/g-Al2O3, Cu/Fe/g-Al2O3, Cu/Mn/g-Al2O3 y Cu/Zn /g-Al2O3. A continuación se procederá a realizar un estudio sobre los procesos de desactivación de los catalizadores de CuO/g-Al2O3. A partir de ellos estudiar la síntesis, caracterización, actividad catalítica y estabilidad de catalizadores tipo aluminato de cobre, níquel y zinc así como la combinación de estos metales para dar lugar a la formación de materiales mixtos tipo aluminatos con diferentes proporciones molares de cobre/níquel, cobre/zinc y níquel-zinc preparados vía intermedios tipo hidrotalcita.8A continuación se muestra un esquema del equipo experimental de reacción en discontinuo utilizado para la realización de las pruebas de actividad catalítica. El sistema está formado por un reactor autoclave al cual se le ha dotado de las modificaciones necesarias para operar como un reactor semibatch, donde la fase discontinua corresponde a la disolución de fenol o de 2-clorofenol a tratar, mientras que la fase continua corresponde a la fase gas (aire o nitrógeno), la cual va borboteado en la disolución con un determinado flujo de aire o nitrógeno controlado por medio de un rotámetro a la salida de reactor. El sistema es calentado por medio de un horno tubular que rodea el exterior del reactor para obtener la temperatura de reacción seleccionada mientras que la agitación de la mezcla de reacción se realiza por medio de un magnedrive. La toma de muestras de reacción se toma mediante un by-pas conectado en la entrada de gas al reactor.10A continuación se muestra un esquema del equipo experimental de reacción en continuo utilizado para la realización de las pruebas de actividad catalítica. El sistema está formado por un deposito agitado de alimentación que contiene la disolución de fenol o 2-clorofenol a tratar, esta disolución es dosificada mediante una bomba de pistón que dispone de unos amortiguadores de pulsaciones para evitar fluctuaciones de caudal. Antes de entrar al reactor, la corriente de liquido se une con la de aire proveniente del sistema de alimentación de gases. Seguidamente la fase mixta atraviesa en cocorriente descendente el reactor que se encuentra dentro de una estufa y a la salida del cual, se dispone de dos separadores gas-liquido, el primero de poco volumen se utiliza para la toma de muestras y el segundo como deposito de almacenamiento. Finalmente el gas de salida de estos separadores pasa por un rotametro donde se controla el flujo de aire, imprescindible para mantener el régimen hidrodinámico de trickle. 11Describiendo en mas detalle el reactor utilizado, diremos que es tipo tubular y que opera en cocorriente descendiente y en régimen de trickle bed. La corriente a tratar atraviesa primeramente un precalentador, que es una espiral de tubing de 1/8" de 1,5m de longitud, y posteriormente entra el reactor que esta construido con un tubo de 1/2" de diámetro y unos 20 cm de longitud, que donde se encuentra empacado el catalizador y donde tiene lugar la reacción. El conjunto precalentador-reactor se encuentran ubicados en el interior de una estufa de convección forzada que asegura una uniformidad de temperatura en el reactor. Un termopar tipo K insertado en el reactor, nos da indicación de la temperatura de reacción y es utilizado para controlar la temperatura de la estufa.En la presente transparencia también podemos observar la característica principal del régimen de flujo trickle bed en el que la fase liquida baja a lo largo del reactor mojando con una fina capa las partículas de catalizador mientras que la fase gas discurre como fase continua en el espacio interparticulas de catalizador.14En el siguiente esquema se muestra el mecanismo general de oxidación del fenol propuesto por Delvil y Harris, en el que podemos observar la gran cantidad de intermedios de reacción posibles hasta oxidar completamente el fenol a CO2 y H2O.15Para el proceso de oxidación en reactor batch, Levec propuso el siguiente mecanismo de oxidación del fenol, en el que tenia en cuenta las reacciones de polimerización que tienen lugar en fase homogénea y que son una de las causas de desactivación de los catalizadores.16La técnica de impregnación utilizada para la preparación de los catalizadores de óxidos metálicos sobre alumina es la conocida como PORE FILLING o llenado de poros en seco, que se caracteriza por que el volumen de disolución impregnadora a utilizar es igual al volumen de poro del catalizador.El proceso de impregnación se inicia colocando el soporte a impregnar (alúmina Norton o Alcoa) en el equipo de impregnación y conectando a vacío el equipo unas 12 horas para eliminar el aire del interior de los poros de la alumina. Por otro lado se prepara la disolución del nitrato de cobre, níquel, cobalto, hierro, manganeso y/o zinc a la concentración necesaria para obtener la carga deseada, en el volumen de agua igual al volumen de poro de toda la alumina utilizada. Transcurridas las 12 h se inicia el proceso de impregnación añadiendo con la bureta gota a gota la disolución de nitratos de cobre, níquel, cobalto, hierro, manganeso o zinc sobre la alumina y agitando la alumina para conseguir un mojado homogéneo de todo el soporte. Una vez finalizado el proceso de impregnación, se realiza un secado del catalizador y posteriormente se calcina a la temperatura deseada.17A partir del método de impregnación se han sintetizado diferentes catalizadores partiendo de dos tipos diferentes de alúmina comercial (g-Al2O3 NORTON y g-Al2O3 ALCOA), por este motivo y para evitar confusiones la nomenclatura utilizada para designar cada tipo de catalizador indicará el contenido-s de óxidos metálicos introducidos, la temperatura de calcinación a que ha sido sometido el catalizador en el proceso de síntesis y el origen de la alúmina de partida (N= NORTON, A= ALCOA).A partir de la alúmina NORTON se han sintetizado catalizadores con diferentes contenidos en cobre y sometidos a diferentes temperaturas de calcinación, mientras que con la alúmina ALCOA se han sintetizado catalizadores con un contenido en de cobre o níquel del 10%, y en el caso del cobre se han introducido óxidos promotores de otros metales con un contenido del 2%.18Se han preparado catalizadores de oxido de cobre sobre alúmina (NORTON) con una carga del 3,5,10 y 15% de CuO y calcinados a 673 k,otra serie de catalizadores con un 10% de CuO calcinados a 573, 673, 773 y 1173 K de temperatura.Podemos observar que las características de porosidad de los catalizadores preparados, son muy similares a los de la alúmina de partida y no existen variaciones significativas en lo referente a área BET, volumen de poro o diámetro medio de poro.19Se puede observar que la figura de conversión de fenol para todos los catalizadores preparados presentan una forma similar, con dos zonas de actividad bien diferenciadas. La primera alrededor del 80% de conversión de fenol y la segunda cercana al 40%. El efecto del % de cobre tiene influencia únicamente en el tiempo de duración de la zona de actividad el 80% que varia de unas 24 h para el catalizador de 3% de CuO hasta unas 60 h para el del 15% de CuO. Si observamos la influencia de la temperatura de calcinación, podemos indicar que los catalizadores calcinados a 673, 773 y 973 K muestran un comportamiento similar con una conversión final cercana al 40% mientras que los catalizadores calcinados a 573 y 1173 K presenta una disminución mas rápida de la conversión llegando a una conversión final alrededor del 30%.Analizando el comportamiento de todos los catalizadores se observa un continuo decrecimiento de las curvas de conversión de fenol lo que nos indica una lenta pero continua desactivación de los catalizadores. 20Se han preparado catalizadores de oxido de cobre, óxido de níquel y óxidos mixtos de cobre/cobalto, cobre/hierro, cobre/manganeso y cobre/zinc sobre alúmina (ALCOA) con una carga del 10% de CuO o NiO, mientras que la carga del resto de óxidos presentes juntamente con el cobre es del 2%, todos estos materiales fueron sometidos a una temperatura de calcinación de 673 k.También en este caso se puede observar que las características de porosidad de los catalizadores preparados, son muy similares a los de la alúmina de partida y no existen variaciones significativas en lo referente a área BET, volumen de poro o diámetro medio de poro.21Se puede observar que, en general, todos los gráficos presentan una figura bastante similar, con dos zonas bien determinadas de actividad, la primera de elevada actividad al inicio del experimento (95-85%, para los catalizadores que tienen principalmente el cobre como metal activo; 40% para el catalizador de níquel) con una tendencia decreciente rápida transcurridas 36 horas, aproximadamente, en el proceso de reacción con el equipo en continuo. A partir de este momento la actividad catalítica se mantiene constante con una ligera tendencia decreciente. El efecto del segundo óxido metálico introducido en el catalizador tiene influencia en la conversión final a la conclusión del experimento (192 h), así para el catalizador 2%ZnO/10%CuO/Al2O3,se obtiene una conversión final del 40%, mientras que para el resto se obtienen conversiones inferiores al 30%. Si se analiza la influencia del pH de la disolución fenólica de entrada al reactor se observa que para todos los catalizadores mixtos se obtiene una conversión final del 40% cuando el pH inicial tiene un valor de 10, no observando este comportamiento cuando la disolución posee un pH =5,9.Analizando el comportamiento de todos los catalizadores se observa un continuo decrecimiento de las curvas de conversión de fenol lo que nos indica una lenta pero continua desactivación de los catalizadores. En cuanto a la conversión de fenol para el catalizador de níquel, presenta una actividad menor que los catalizadores de cobre. Aunque de entrada pudiera parecer que los catalizadores a base de níquel no presentan ninguna ventaja respecto a a los catalizadores de cobre, al analizar los productos de reacción obtenidos para ambos catalizadores por HPLC, DQO y TOC se observa que los catalizadores a base de níquel presentan una mayor selectividad a CO2.22Analizando por absorción atómica el contenido de cobre en el efluente de salida del reactor, se observa que la concentración de iones cobre se estabiliza alrededor de unas 20 ppm. Lo que nos confirma que se esta produciendo una continua lixiviación del oxido de cobre presente en el catalizador responsable de la continua desactivación del catalizador. Similares perfiles de concentración se han observado con los diferentes óxidos presentes en los catalizadores Para confirmar este proceso de desactivación se ha realizado una prueba de actividad para el catalizador 10% CuO/Al2O3 (673) (N) hasta que la conversión ha decrecido al 0%, con una duración de unos 21 dias. Analizado el catalizador extraído del reactor se observa únicamente la presencia de alúmina. 23Si se analiza la evolución de las fases cristalinas presentes en los catalizadores sintetizados a partir de la alúmina (NORTON) antes durante y después de la reacción, se observa inicialmente la presencia de g-alumina y una pequeña parte de oxido de cobre fase tenorita y aluminato de cobre. Durante la reacción, aparece una nueva fase cristalina, el oxalato de cobre moolooita, y se produce un cambio de fase en la alumina, pasando de g-alumina a bohemita, también se observa de forma cristalina el oxido de cobre (fase tenorita) en todos los catalizadores. Finalmente, después de la reacción el único cambio que se observa es la desaparición de la fase tenorita de óxido de cobre.24Si se analiza la evolución de las fases cristalinas presentes en los catalizadores sintetizados a partir de la alúmina (ALCOA) antes y después de la reacción, se observa inicialmente la presencia de g-alumina, no detectándose la presencia de alguna fase relacionada con las especies activas incorporadas. Dependiendo del pH de la alimentación de fenol, se puede observar diferentes fases. Así cuando el pH de la alimentación tiene un valor de 5,9, durante la reacción se produce un cambio de fase en la alumina, pasando de g-alumina a bohemita, siendo esta última la que se observa al finalizar la reacción; mientras que cuando el pH de la alimentación posee un valor de 10, durante la reacción además de observar la evolución de la fase alúmina a bohemita como en el anterior caso, se puede detectar la formación de la fase moolooita para todos los catalizadores que tienen presente inicialmente el óxido de cobre, siendo estas dos fases las que se pueden observar al finalizar la reacción. En el caso del níquel para ambos pH se observa sólo la transformación de la fase alúmina hacia la formación de la bohemita.25A partir de estos datos de caracterización de los catalizadores, se podría explicar el comportamiento de los catalizadores en los siguientes términos:Para los catalizadores sintetizados a partir de la alúmina comercial NORTON, el óxido de cobre (fase tenorita) es el responsable del 80% de conversión de fenol observado en la primera zona de las curvas de actividad catalítica. Durante el proceso de reacción se produce la solubilización del óxido de cobre debido a las condiciones de reacción (pH ácido, medio acuoso y Tª) que unido a la formación de ácidos carboxílicos (entre ellos ácido oxálico) se produce la formación del precipitado de oxalato de cobre que va recubriendo toda la superficie del catalizador. Cuando todo el óxido de cobre ha sido recubierto por el oxalato de cobre, se produce una caída de la actividad hasta el 30-40%. A partir de ese momento la fase activa del catalizador es el oxalato de cobre, que se va descomponiendo y volviendo a precipitar sucesivamente, la solubilidad del oxalato de cobre es el responsable de la lenta pero constante caída de actividad debida a la constante pérdida de cobre. De hecho al realizar un prueba experimental a partir de un catalizador con oxalato de cobre soportado sobre g-alúmina se obtuvo una conversión final del mismo orden que en los catalizadores de óxido de cobre soportados, corroborando la suposición anterior. (Prueba de actividad del oxalato)Para los catalizadores sintetizados a partir de la alúmina comercial ALCOA, la pérdida de actividad catalítica va asociada al efecto de solubilización de los óxidos soportados sobre la alúmina, aunque estos no han podido ser detectados por DRX. Como se pudo observar en los análisis de fisisorción, al partir de una alúmina de área BET superior, promociona una mayor dispersión de los óxidos sobre la superficie del soporte, las partículas de estos sean más pequeñas que en el anterior caso y consecuentemente los óxidos se encuentren en forma amorfa, presumiblemente puede darse el mismo mecanismo de formación del oxalato de cobre y solubilización de este por las condiciones de reacción, llegándose a una conversión del 30-40%, a partir de este momento la caída de conversión de los catalizadores se debe a la pérdida de oxalato de cobre por solubilización. Excepto para el catalizador mixto de cobre/zinc (10%CuO/2%ZnO/-Al2O3 (673) (A)), el resto de catalizadores presentan unas conversiones parecidas del orden del 30% en fenol, mientras que para el de cobre/zinc se obtiene una conversión estable del 40% en fenol. La diferencia de comportamiento observado con este catalizador en relación con el resto debe estar relacionada con la presencia de una fase que en los análisis de DRX no se ha podido observar. Pero teniendo en cuenta que la fase aluminato de zinc se pueden formar a los 623 K, mientras que su homóloga de cobre comienza a formarse a partir de los 973 K. A partir de estos datos, es posible suponer que la presencia del óxido de zinc añadido al óxido de cobre en la alúmina y calcinado este material a 673 K promocionaría la formación de una incipiente fase de espinela de cobre, responsable de la estabilidad de conversión de este material. Si en lugar de realizar las pruebas experimentales con una disolución fenólica con un pH = 5,9, se realiza con un pH=10, todos los catalizadores presentan la misma conversión final (40%) ya que durante la reacción las fases del catalizador evolucionan de tal manera que el óxido de cobre en presencia del ácido oxálico se transforma en oxalato de cobre (moolooita) como se pudo comprobar en los DRX de los catalizadores al final de la reacción. Parece ser que a pH básicos la fase oxalato de cobre queda más estabilizada sobre la superficie del catalizador y por ello es la responsable de la actividad del catalizador.Para comprobar la suposición que el oxalato de cobre era el responsable de la conversión final obtenida con los catalizadores con óxido de cobre se realizó un prueba experimental a partir de un catalizador con oxalato de cobre soportado sobre g-alúmina, obteniendo una conversión final del mismo orden que en los catalizadores de óxido de cobre soportados. (Prueba de actividad del oxalato)26Como punto de partida para el estudio de nuevas fases que fueran activas y sobre todo estables en las condiciones de reacción, se ha preparado un catalizador de aluminato de cobre por calcinación a 1173 K durante 15 h de un catalizador con un 10% de CuO. Después de la etapa de calcinación, se ha lixiviado el catalizador con HCl, para eliminar el CuO que no había reaccionado con la alúmina, para evitar que enmascarase la actividad del aluminato de cobre. Como podemos observar en la figura el catalizador es estable en las condiciones de reacción con un valor de conversión de fenol alrededor del 35%. Para aumentar la actividad del aluminato es preciso la preparación de catalizadores con una mayor superficie especifica de aluminato de cobre, por lo que la obtención de catalizadores a partir de precursores tipo hidrotalcita parece una técnica de preparación adecuada. Como consecuencia de los estudios anteriores no se puede descartar la posibilidad de utilizar materiales que contengan níquel o zinc, ya que estos primeros tienen una gran selectividad frente a los subproductos de reacción como los ácidos carboxílicos. Por este mismo motivo se sintetizarán catalizadores tipo hidrotalcita que contengan níquel o zinc para obtener los correspondientes aluminatos de níquel o zinc, y así mismo se sintetizarán hidrotalcitas mixtas de cobre-níquel, cobre-zinc y níquel-zinc con diferentes relaciones molares para evaluar el comportamiento de estos materiales frente la oxidación catalítica del fenol y del 2-clorofenol.27La hidrotalcita de cobre es un hidroxicarbonato de cobre y aluminio, obtenida por coprecipitación en medio básico a partir de los nitratos metálicos correspondientes y con presencia de iones carbonato en el medio de precipitación. La presencia de carbonatos en la estructura de la hidrotalcita permitirá la obtención de de elevadas áreas superficiales incluso a elevadas temperaturas de calcinación. Y el pequeño tamaño de partícula y elevado grado de homogeneidad obtenido por el método de coprecipitación favorecerá la reacción en el estado sólido de formación del aluminato de cobre y/o níquel y/o zinc a partir de los óxidos respectivos, pudiéndose obtener aluminatos de cobre a 923 K, aluminatos de níquel a 773 K y aluminatos de zinc a 623 K.El proceso de coprecipitación se inicia adicionando gota a gota la disolución de los nitratos de Cu y/o Ni y/o Zn, y Al, a unos 250ml de agua desionizada, bajo agitación, controlando el pH del medio alrededor de 8, mediante la adición de una disolución que contiene las bases NaHCO3 y NaOH. Una vez finalizada la coprecipitación, se deja secar el precipitado y posteriormente se calcina a la temperatura deseada.28Se han preparado hidrotalcitas de cobre y/o níquel y/o zinc, aluminio con diferentes relaciones molares y se han calcinado a 373, 623, 773, 973, 1023 y 1173 K para realizar un estudio completo de caracterización de los materiales preparados.30En esta tabla podemos ver la evolución de las fases cristalinas presentes en los catalizadores a las distintas temperaturas de calcinación. En los materiales que contienen solamente cobre y aluminio se observa la formación de la fase de la hidrotalcita de cobre en fase cristalina a bajas temperaturas de calcinación. A partir de 623 K ya se ha descompuesto para dar lugar a la formación del óxido de cobre (tenorita) que es la fase dominante hasta los 773 K, temperatura a partir de la cual se inicia la formación de la fase aluminato de cobre o espinela. Esta misma evolución de fases y temperaturas ha sido observado para los materiales que solamente contienen níquel y aluminio. En cambio para los materiales que contienen zinc y aluminio varía las temperaturas a las cuales aparecen dichas fases, es decir, a temperaturas de calcinación bajas se observa la presencia de la fase hidrotalcita, mientras que cuando se consigue una temperatura de calcinación de 623 K se observa que esta fase se ha descompuesto para dar lugar a la formación de dos fases la del óxido de zinc (zincita) y la formación incipiente de la fase aluminato de zinc o espinela que permanecen hasta una temperatura de calcinación de 973 K, que por encima de esta sólo se encuentra la fase aluminato de zinc o espinela. Para los materiales en que están presentes además de aluminio más de un metal, se puede observar que la evolución de las fases con la temperatura depende del contenido molar de cada uno introducido, excepto a bajas temperaturas de calcinación donde puede o no se observarse la presencia de la fase hidrotalcita. Así los materiales que contienen cobre, níquel y aluminio, a medida que aumenta el contenido molar de cobre en la muestra y baja en proporción el de níquel, las fases detectadas evolucionan como un material de cobre y aluminio, mientras que en el caso contrario evolucionan como un material de níquel aluminio. Similares comportamientos se han podido observar con el resto de materiales sintetizados.31En las gráficas se puede observar la evolución de las fases cristalinas para las hidrotalcitas HT[1/0/0/2], HT[0/1/0/2] y HT[0/0/1/2] a las temperaturas de calcinación de 373, 623, 773, 973 y 1023 K. En estos tres materiales se puede observar que a una temperatura de calcinación de 373 K la única fase presente corresponde a la hidrotalcita del metal introducido. Al aumentar la temperatura de calcinación hasta los 623 K, la fase hidrotalcita desaparece por completo para dar lugar a la formación de nuevas fases, particularmente para las muestras que contienen cobre o níquel aparece la fase de los correspondientes óxidos, tenorita (CuO) o Bunsenita (NiO), mientras que para la muestra que contiene zinc además de aparecer la fase del óxido de zinc Zincita (ZnO), surge conjuntamente de forma incipiente la fase aluminato de Zinc o espinela. Cuando la temperatura de calcinación es de 773 K las fases predominantes en las muestras con cobre o níquel corresponden a los óxidos de cobre (tenorita) o de níquel (bunsenita), en cambio para la muestra que contiene el zinc el óxido de zinc (zincita) va evolucionando hacia la formación del aluminato de zinc. A 973 K comienza a aparecer las fases de aluminato de cobre o de níquel, mientras que va evolucionando la fase de aluminato de zinc, y alcanzada una temperatura de calcinación de 1023 K la fase predominante es la de los aluminatos de los metales incorporados en las muestras.32En las gráficas se puede observar la evolución de las fases cristalinas para las hidrotalcitas HT[0,5/0,5/0/2], HT[0,75/0/0,25/2], HT[0/0 ,75 /0,25/2] y HT[0,5/0,25/0,25/2] a las temperaturas de calcinación de 373, 623, 773, 973 y 1023 K. Como se puede observar, de pendiendo de la muestra a temperaturas de calcinación bajas se pueden presentar la fase hidrotalcita o la fase amorfa. De la misma forma que se observó en las muestras que contenían un único metal, además del aluminio, la fase hidrotalcita desaparece al aumentar la temperatura de calcinación a 623 K dando origen a la formación de los óxidos correspondientes. La evolución de las fases depende de los metales incorporados detal manera que la fase espinela aparece a temperaturas más bajas cuando está presente el zinc que cuando están presentes los otros metales, cobre y níquel. A 1023 K la única fase presente en todas las muestras es la de espinela.33Si observamos las características de porosidad de los catalizadores preparados podemos destacar que para un material determinado, al aumentar la temperatura de calcinación de 373-773 K se observa un aumento en mayor o menor mediada del área BET, dependiendo del material sintetizado, mientras al aumentar la temperatura de calcinación de 773-1023 K se puede observar una disminución de esta, pero a partir de 1023 K el valor de área BET disminuye drásticamente debido a la sinterización del material. Por lo general, cuando la relación de metal (cobre o níquel) respecto el aluminio aumenta, el área del material disminuye.34Anteriormente se ha observado que las fases aluminato son las más estables en el proceso de oxidación catalítica y que el aumento del área de estos materiales puede mejorar la efectividad de los mismos,. Por DRX se ha observado que la fase predominante en estos materiales corresponde al aluminato o espinela a una temperatura de calcinación de 1023 K, mientras que a temperaturas superiores se observa la pérdida de área de los mismos , por todo ello la temperatura óptima para calcinar estos materiales corresponde a 1023 K.Bajo estas condiciones, los materiales obtenidos, aluminatos o espinelas, son sólidos meso porosos ya que se han obtenido valores de diámetros medio de poros 10-25 nm.35Analizando por microscopia electrónica la estruc

La distribució sang-teixit, la permeabilitat en pell i la toxicitat en organismes aquàtics són exemples de propietats de biopartició de compostos químics. Són fonamentals en àmbits tan diversos com el desenvolupament de nous fàrmacs o cosmètics o l’avaluació del impacte mediambiental de contaminants emergents. No obstant, la seva determinació directa sol ser costosa, llarga, experimentalment complicada i inclús èticament qüestionable. Com a conseqüència, existeix un gran interès en poder estimar de manera senzilla propietats de biopartició de compostos químics. Concretament, els sistemes cromatogràfics ofereixen alternatives pràctiques i sostenibles, ja que les mesures cromatogràfiques són econòmiques, ràpides i simples. En aquest context, l’objectiu de la tesi doctoral ha estat estudiar l’emulació de processos biològics de partició a partir de sistemes cromatogràfics. Inicialment, s’han caracteritzat diversos sistemes de cromatografia electrocinètica micel•lar (MEKC) mitjançant el model de paràmetres de solvatació. Aquest model permet descriure tant processos biològics com fisicoquímics basats en la distribució de soluts neutres entre dues fases, de manera que ofereix també un marc comú per comparar ambdós tipus de processos. A la tesi, s’han caracteritzat mescles dels tensioactius colat i deoxicolat de sodi i també el tensioactiu pur taurocolat de sodi. S’ha estudiat la influència que té la composició de tensioactius sobre les caracteritzacions i també l’efecte del conjunt de soluts, els descriptors i el pH aquós. Les caracteritzacions obtingudes s’han afegit a la recopilació que s’ha fet tant de sistemes biològics com fisicoquímics (majoritàriament cromatogràfics, però també de partició aigua-solvent) que es troben descrits a la literatura segons aquest model. Cada parell de sistemes biològic i fisicoquímic s’ha comparat mitjançant un paràmetre de distància que permet avaluar la similitud entre parelles de sistemes. No obstant, de cara a identificar quins sistemes cromatogràfics tenen capacitat per modelar processos de biopartició, ha calgut desenvolupar una metodologia complementària per quantificar la precisió que s’obtindrà a les correlacions entre dades biològiques i cromatogràfiques. La metodologia desenvolupada consisteix en examinar les tres fonts d’error que determinen la variància total d’aquestes correlacions: la variància de les dades biològiques, la variància de les dades cromatogràfiques i la variància que prové de la dissimilitud entre els dos sistemes comparats. S’ha demostrat que les tres contribucions de variància es poden predir fàcilment a partir de la caracterització dels sistemes segons el model de paràmetres de solvatació. La seva suma permet estimar la variància total que s’espera obtenir a la correlació i, per tant, la bondat amb què el sistema cromatogràfic podrà emular el biològic. Aquesta metodologia ha permès seleccionar sistemes cromatogràfics adequats per modelar tres processos de biopartició concrets: la toxicitat en el peix fathead minnow, la sorció sòl-aigua i la permeabilitat en pell de substàncies neutres. Els sistemes cromatogràfics escollits han estat: tres sistemes de cromatografia de líquids d’alta resolució (HPLC), dos d’ells basats en columnes C18 convencionals i un d’ells en una columna artificial immobilitzada (IAM) que imita l’estructura de les biomembranes; dos sistemes de MEKC, un amb dodecilsulfat de sodi i l’altre amb taurocolat de sodi. També s’ha seleccionat el sistema de partició octanol-aigua perquè és el clàssic sistema de referència a l’hora de modelar processos biològics. S’ha comprovat experimentalment la bondat dels sistemes escollits per modelar els tres processos de biopartició estudiats, obtenint en tots els casos resultats concordants amb les prediccions de variància. Per tal d’emular la permeabilitat en pell ha calgut introduir el volum del solut com a variable addicional a les correlacions biologico-cromatogràfiques. Finalment, els millors models de correlació han permès predir amb precisió valors de sorció sòl-aigua d’herbicides i dades permeabilitat en pell d’herbicides i hormones a partir de mesures cromatogràfiques. S’ha obtingut una millor precisió que la que proporcionen altres mètodes com les particions octanolaigua o mètodes de càlcul a partir de l’estructura dels soluts, el que demostra el potencial dels sistemes cromatogràfics per estimar propietats de biopartició. / Experimental determination of biopartitioning properties, including toxicological and environmental ones, usually involves very expensive, time-consuming and difficult procedures, even ethically questionable. As a consequence, estimation methods from simple measurements are very valuable. In this sense, chromatographic systems can provide practical and sustainable alternatives because chromatographic measurements are economic, fast and easy. The present thesis has focused on studying the emulation of biopartitioning processes by chromatographic systems. Several micellar electrokinetic chromatography (MEKC) systems have been initially characterized by the solvation parameter model. Their characterizations have been included in a compilation made from literature of numerous biological and physicochemical (mostly chromatographic) systems already characterized by this model, which allows the comparison of the systems. A new methodology has been developed in order to identify which chromatographic systems can model biopartitioning processes. It is based on the estimation of the overall variance expected for the biological-chromatographic systems’ correlations, which is contribution of three factors: the variance of the biological data, the variance of the chromatographic data and the variance attributed to the dissimilarity between the two compared systems. According to this methodology, the most promising chromatographic systems, besides the reference octanol-water partition system, have been selected to test their performances in the emulation of three biopartitioning processes: the toxicity to the fathead minnow fish, the soil-water sorption and the human skin permeability of neutral compounds. The chromatographic systems that have been chosen and experimentally tested are: three systems of high-performance liquid chromatography (HPLC), two of them based on conventional C18 columns and one of them based on an immobilized artificial membrane (IAM) column; two MEKC systems of sodium dodecylsulfate on one hand and sodium taurocholate on the other hand. It has been shown that in all cases the experimental results agree with the predictions of variance. For the modeling of human skin permeation, a correction using the volume of the solutes has been required to obtain good correlations. The best correlation models have been successfully applied to the prediction of soil-water sorption and human skin permeation values of several herbicides and hormones. Last but not least, it has been shown that the precision achieved with this method is better than the one obtained by other approaches (e.g. octanol-water partition measurements or calculation from structure).

Parte de la importancia del consumo de alimentos de origen vegetal podría relacionarse con la presencia de compuestos antioxidantes. Dentro de este grupo de antioxidantes destacan los polifenoles, los cuales se pueden encontrar en una alta proporción en forma de polímeros en los extractos de plantas. Sin embargo, la mayoría de los estudios realizados sobre antioxidantes se han centrado en la composición y actividad de compuestos monoméricos. Las proantocianidinas (PA), a pesar de ser de los compuestos polifenólicos más abundantes en la dieta, se tienen poco en cuenta en estudios sobre la composición y propiedades funcionales de los alimentos. Esto es debido en parte a la dificultad para separarlas de la matriz vegetal. La mayoría de los estudios sobre las proantocianidinas, incluidas las que abordan su metabolismo, sólo se han realizado teniendo en cuenta la fracción extraíble (EPA), cuando la mayoría de las proantocianidinas en la naturaleza son no extraíbles (NEPA). Esta tesis trata de la caracterización de las proantocianidinas poliméricas de canela (Cinnamomum zeylanicum L.), uva (Vitis vinifera) y Chamaecrista nictitans así como de su metabolización y biodisponibilidad (canela y uva) y su actividad antiviral (Chamaecrista). La optimización de métodos de espectrometría de masas en tándem (MS/MS), en particular las técnicas de MALDI-TOF/TOF, y HPLC-ESI-MS/MS es fundamental para avanzar en la caracterización de las proantocianidinas y sus metabolitos. En esta tesis se presenta el primer estudio de proantocianidinas de canela determinadas por MALDI-TOF/TOF. El análisis por MALDI-TOF/TOF en modo de CID es una técnica eficaz para el análisis estructural de los polímeros polifenólicos. Se ha observado que las proantocianidinas de canela contienen subestructuras que nunca se han descrito anteriormente para esta fuente (unidades de (epi)catequingalato y (epi)galocatequina) las cuales podrían explicar algunas de las propiedades de los extractos de canela. Las PA de canela incluyen combinaciones de (epi)catequina, (epi)catequingalato, (epi)galocatequina y (epi)afzelequina, dando como resultado una mezcla muy heterogénea en procianidinas, prodelfinidinas y propelargonidinas. Además, las proantocianidinas de la canela son bioaccesibles y biodisponibles después de su ingestión. Los resultados del estudio con fibra dietética antioxidante de uva (GADF) demuestran que las NEPA son una fuente de proantocianidinas poliméricas que se despolimerizan progresivamente durante su tránsito a lo largo del tracto intestinal en monómeros y dímeros de (epi)catequina, y posteriormente son metabolizadas por la microbiota intestinal en unidades más pequeñas. Como resultado, (epi)catequina, ácidos fenólicos y sus metabolitos de fase II están en contacto con el tracto intestinal y biodisponibles durante al menos 24 h después de la ingestión. Se han atribuido propiedades antivirales a extractos polifenólicos de plantas, pero no se han establecido las relaciones entre la estructura y su actividad. En esta tesis se demuestra que los extractos Chamaecrista nictitans contienen proantocianidinas con dos características estructurales, presentan unidades monofenólicas y enlaces de tipo A que pueden ser responsables de su actividad antiviral. En particular, una fracción rica en oligómeros de (epi)fisetinidol y (epi)afzelequina muestra potencial como agente preventivo contra el virus del herpes simple. / The positive health effects associated with the consumption of vegetables could in part be attributed to its phenolic composition. These polyphenols can be found in a high proportion as polymers in plants; however, most studies have focused on the composition and activity of monomeric compounds. Proanthocyanidins (PA), despite being the most abundant polyphenolic compounds in the diet, have been paid little attention in the studies on the composition and functional properties of food. The reasons for this are: they are hard to separate from the matrix and hard to analyze. Most of the studies on proanthocyanidins, including those that address their metabolism, have been made only considering the extractable fraction (EPA) when most of the proanthocyanidins in nature are non-extractable (NEPA). This thesis deals with the characterization of polymeric proanthocyanidins from cinnamon (Cinnamomum zeylanicum L.), grape (Vitis vinifera) and Chamaecrista nictitans as well as with their metabolization and bioaccessibility (cinnamon and grape) and antiviral activity (Chamaecrista). Tandem mass spectrometry (MS/MS) techniques, particularly MALDI-TOF/TOF, and HPLC–ESI–MS/MS are used. This thesis presents the first report of cinnamon proanthocyanidins determined by MALDI-TOF/TOF. MALDI-TOF/TOF in CID mode is a powerful technique for the structural analysis of polyphenolic polymers. Cinnamon proanthocyanidins contain substructures never described before for this source ((epi)catechingallate and (epi)gallocatechin units) that may explain some of the properties of cinnamon extracts. Cinnamon bark PA include combinations of (epi)catechin, (epi)catechingallate, (epi)gallocatechin, and (epi)afzelechin, resulting in a highly heterogeneous mixture of procyanidins, prodelphinidins, and propelargonidins. Cinnamon proanthocyanidins are bioaccessible and bioavailable as (epi)catechin metabolites and microbial-derived metabolites after ingestion of whole bark powder by rats, as proven by their detection in urine and feces. The results with grape antioxidant dietary fibre (GADF) prove that NEPA are a source of polymeric proanthocyanidins that are progressively depolymerised during their transit along the intestinal tract into (epi)catechin monomers and dimers, and later metabolised by the intestinal microbiota into smaller units. As a result, (epi)catechin, phenolic acids and their phase II metabolites are in contact with the intestinal tract and bioavailable for at least 24 h after ingestion. Antiviral properties have been attributed before to plant polyphenolic extracts but no clear structure/activity relationships have been established. The antiviral effect has been related to the free radical scavenging activity usually called antioxidant. This thesis proves that Chamaecrista nictitans extracts contain proanthocyanidins with two structural features, namely monophenols and type-A linkages that may be responsible for their antiviral activity. Particularly, a fraction rich in (epi)fisetinidol and (epi)afzelechin oligomers shows potential as preventive agent against herpes simplex virus.

En la presente tesis se han desarrollado y aplicado métodos de laboratorio para la caracterización del transporte por difusión de radionucleidos catiónicos y aniónicos en distintos filtros porosos relacionados con experimentos de difusión, en arcillas relacionadas con las barreras de ingeniería y, principalmente, en suelos insaturados. El estudio de difusión de radionucleidos en los filtros poroso y arcillas, permitió obtener información acerca de los mecanismos de difusión que tienen lugar en dichos materiales, y profundizar en la influencia de los factores y procesos que la afectan. Para ello se aplicó el método through-diffusion para la cuantificación de los coeficientes de difusión efectiva de radionucleidos (HTO, radiosodio, radiocesio, radiocloruro y radioselenato), y de especies estables (cloruro, cesio y estroncio) en distintos materiales empleados como filtros porosos (acero, VYCOR glass®, Al2O3 y poliéter éter cetona). Además, se cuantificaron los coeficientes de difusión efectiva y parámetros de sorción de radiosulfato y radiocesio en una arcilla caolinita compactada (KGa-2) en función de la concentración de sal (NaClO4) en la solución de contacto, mediante la aplicación, respectivamente, de los métodos through-diffusion e in-diffusion. Para la caracterización del transporte por difusión de radionucleidos en suelos insaturados se adaptaron y aplicaron dos métodos experimentales en tubos de difusión, los métodos de media celda y en fuente plana. Estos experimentos permitieron estudiar la difusión de radiocloruro, radioestroncio, radiocesio, radioselenito y radioselenato en suelos con diferentes propiedades edáficas mediante la obtención de sus coeficientes de difusión aparente, así como, evaluar el rol de las condiciones experimentales (tiempo de difusión, grado de humedad, compactación de las muestras, principalmente), y de procesos de interacción/sorción sobre la difusión. Finalmente, los datos obtenidos de difusión se aplicaron para la obtención de valores de sorción de los radionucleidos. Así, se derivaron los coeficientes de distribución sólido-líquido en los suelos y arcillas estudiados, que aportaron información acerca de los mecanismos de interacción entre estos materiales y los radionucleidos. En algunos casos, tales valores pudieron relacionarse con coeficientes de distribución sólido-líquido obtenidos experimentalmente en ensayos en medios dispersos (batch) en los mismos materiales. / In this thesis we have developed and applied laboratory methods for the characterization of the transport by diffusion of cationic and anionic radionuclides in various porous filters related to diffusion experiments, in clays related to engineered barriers and mainly in unsaturated soils. The study of diffusion of radionuclides in porous clay filters provided information about the diffusion mechanisms taking place in these materials, and allowed examine the influence of the factors and processes that affect it. We applied the through-diffusion method for quantification of effective diffusion coefficients of radionuclides (HTO, radiosodio, radiocaesium, radiocloruro and radioselenato) and stable species (chloride, cesium and strontium) on various porous materials used as filters (steel, VYCOR ® glass, Al2O3 and polyether ether ketone). Furthermore, the effective diffusion coefficients and sorption parameters of radiocaesium and radiosulphate, were quantified in a compacted kaolinite clay (KGa-2) depending on the salt concentration (NaClO4) of the contact solution by application, respectively, of the through-diffusion and in-diffusion methods. For characterizing the transport by diffusion of radionuclides in unsaturated soils, we adapted and applied two experimental methods in diffusion tubes: the half-cell and planar source methods. These experiments allowed us to study the diffusion of radiochloride, radiostrontium, radiocaesium, radioselenite and radioselenate in soils by obtaining their apparent diffusion coefficients, as well as evaluate the role of experimental conditions (experimental diffusion time, moisture content and compaction of samples), and processes of interaction / sorption on diffusion. Finally, the experimental data were applied for deriving sorption values of the radionuclides. Thus, the solid-liquid distribution coefficients were derived in the soils and clays studied, which provided information regarding the mechanisms of interaction between materials and radionuclides. In some cases, the distribution coefficients derived by diffusion were related to distribution coefficients obtained experimentally in dispersed samples (batch) in the same materials.