El uso de nanopartículas en la agricultura está ganando atención debido a su potencial para mejorar diversos aspectos del cultivo de plantas, como el crecimiento, la absorción de nutrientes y la protección contra plagas. Uno de los avances más destacados en este campo es el uso de nanopartículas para fertilizantes de liberación controlada, que abordan problemas tanto económicos como ambientales relacionados con el uso excesivo de fertilizantes tradicionales.

El tratamiento con nanopartículas de hierro (NZVI) en concentraciones bajas puede estimular el desarrollo de plántulas y el crecimiento de cultivos como el maní. Las partículas de NZVI son capaces de penetrar fácilmente en los tejidos vegetales, lo que favorece la absorción de nutrientes esenciales y promueve el crecimiento. Sin embargo, en concentraciones altas, algunas nanopartículas pueden presentar toxicidad, inhibiendo la germinación de las semillas, como se observa en estudios realizados con nanopartículas de zinc y óxido de zinc, que pueden afectar tanto la germinación de semillas como el desarrollo de las raíces. Estos efectos inhibitorios se producen durante el proceso de incubación de las semillas, antes de que sean sembradas en el suelo. Esta dualidad en los efectos de las nanopartículas resalta la necesidad de investigaciones adicionales para comprender mejor su impacto a nivel de campo, especialmente para garantizar que las aplicaciones sean seguras y eficaces.

En cuanto a los fertilizantes, se sabe que más del 50% de los nutrientes aplicados a las plantas no son aprovechados, lo que conduce a pérdidas económicas y contaminación ambiental. Para hacer frente a este problema, se ha desarrollado la tecnología de fertilizantes de liberación controlada (CRFs, por sus siglas en inglés), que busca mejorar la eficiencia del uso de los nutrientes. Las nanopartículas, debido a su gran área superficial y capacidad de modificar la química superficial, tienen ventajas significativas sobre los adsorbentes tradicionales en la liberación lenta de nutrientes. En un estudio realizado por Kabiri et al. (2017), se demostró que las láminas de óxido de grafeno podrían actuar como portadores de micronutrientes de liberación controlada, como el zinc y el cobre. Este enfoque mostró un comportamiento de disolución bifásico, proporcionando una liberación rápida y lenta de nutrientes, lo que aumentó la absorción de estos micronutrientes por los cultivos.

Sin embargo, la tecnología de CRFs aún enfrenta desafíos relacionados con los materiales de recubrimiento. Los recubrimientos de azufre, aunque eficaces, requieren grandes cantidades de material para cubrir los fertilizantes, lo que reduce la cantidad de espacio disponible para el crecimiento de las plantas. Además, los recubrimientos de polímeros sintéticos dejan residuos plásticos en los campos, que tardan mucho tiempo en descomponerse, lo que plantea preocupaciones ambientales. En respuesta a estas limitaciones, se están investigando recubrimientos más ecológicos y biodegradables, como los derivados de residuos agrícolas o aceites animales, que no solo son renovables y de bajo costo, sino que también pueden modificarse para mejorar sus propiedades de liberación controlada.

Un avance significativo en esta área es el uso de nanopartículas para modificar biopolímeros y mejorar la eficiencia de la liberación controlada. Por ejemplo, se han incorporado nanopartículas de sílice a recubrimientos bio-basados para hacerlos más hidrofóbicos, bloqueando los poros microscópicos y evitando que el agua entre en contacto con el fertilizante, lo que mejora las características de liberación de nutrientes. Otro ejemplo es el uso de nanopartículas magnéticas de Fe3O4 en recubrimientos biopoliméricos, que también mejoran la longevidad y la durabilidad de los fertilizantes de liberación controlada.

El concepto de utilizar grafeno como recubrimiento para fertilizantes también ha mostrado resultados prometedores. En estudios recientes, se han envuelto gránulos de fertilizantes como el KNO3 en películas delgadas de óxido de grafeno, lo que reduce la velocidad de liberación del fertilizante, aumentando su eficiencia. El desarrollo de recubrimientos basados en grafeno-chitosano, como los realizados por Li et al. (2019), muestra que la combinación de estos materiales puede mejorar aún más la liberación controlada de nutrientes.

El uso de nanopartículas en los fertilizantes de liberación controlada no solo mejora la eficiencia de los nutrientes, sino que también ofrece la posibilidad de reducir el impacto ambiental de los fertilizantes sintéticos tradicionales. Esta tecnología, al permitir la liberación gradual de los nutrientes, puede reducir la necesidad de aplicaciones frecuentes y disminuir la escorrentía de fertilizantes hacia los cuerpos de agua, lo que contribuye a una agricultura más sostenible.

Es importante que los agricultores y científicos sigan investigando las posibles aplicaciones y efectos de las nanopartículas en la agricultura, considerando tanto los beneficios como los riesgos potenciales. La implementación de estas tecnologías debe ser acompañada de estudios de impacto ambiental y pruebas de campo para garantizar que sean efectivas y seguras a gran escala.

¿Cuáles son las tecnologías más utilizadas para la remediación de aguas subterráneas?

La remediación química emplea reactivos que interactúan fuertemente con los contaminantes objetivo en el suelo y las aguas subterráneas. Según los reactivos químicos y los mecanismos de interacción, la remediación química incluye principalmente la oxidación/reducción química, la precipitación química, la remediación mejorada por tensioactivos en acuíferos (SEAR, por sus siglas en inglés) y la extracción mejorada por vapor. Otras tecnologías comúnmente utilizadas en la remediación de aguas subterráneas, como el bombeo y tratamiento, y las barreras reactivas permeables (PRBs), combinan métodos físicos, químicos y biológicos en el tratamiento de contaminantes en aguas subterráneas. A continuación, se detallan cuatro de las tecnologías más utilizadas en la remediación de aguas subterráneas.

El bombeo y tratamiento es una de las tecnologías pioneras en la remediación de aguas subterráneas y se caracteriza por su simplicidad y eficacia. Este método implica bombear agua subterránea contaminada a la superficie, tratarla in situ y luego devolverla al acuífero o utilizarla en otras aplicaciones. El bombeo y tratamiento combina tecnologías físicas, químicas y biológicas, y es especialmente eficaz para tratar aguas subterráneas contaminadas por líquidos no acuosos ligeros (LNAPL, por sus siglas en inglés), aunque puede requerir un tiempo considerable para eliminar líquidos no acuosos densos (DNAPL, por sus siglas en inglés), debido a las propiedades físicas y químicas de estos contaminantes. Sin embargo, a pesar de sus desventajas, como el alto consumo de energía, los costos elevados de mantenimiento y el uso de equipos extensivos, sigue siendo una de las tecnologías de remediación más empleadas en todo el mundo.

Por otro lado, la bioremediación ofrece varias ventajas respecto al bombeo y tratamiento, tales como costos bajos, facilidad de operación y menor mantenimiento. Las tecnologías de bioremediación son predominantemente in situ y se basan en la actividad microbiana para eliminar los contaminantes del suelo y las aguas subterráneas. La bioremediación en aguas subterráneas suele estar dirigida a acelerar el crecimiento de microorganismos autóctonos mediante la adición de nutrientes y aceptores o donadores de electrones en el agua subterránea contaminada. Un ejemplo de este proceso es el Proceso Raymond, que se utiliza para tratar una amplia gama de contaminantes, incluidos los solventes clorados, compuestos aromáticos, gasolina, combustibles y residuos petroleros, así como algunos contaminantes inorgánicos como los nitratos. Durante la remediación, los nutrientes estimulan el crecimiento de microorganismos nativos en las zonas contaminadas, mientras que los aceptores/donadores de electrones favorecen la biodegradación de los contaminantes. En algunos casos, también se pueden agregar cepas bacterianas exógenas capaces de descomponer contaminantes específicos para aumentar la eficiencia del proceso.

La oxidación química in situ es otra tecnología ampliamente utilizada en la remediación de aguas subterráneas. Esta tecnología se emplea para eliminar contaminantes orgánicos tóxicos y persistentes que son difíciles de degradar por microorganismos. La oxidación química in situ es rápida y efectiva, y permite una remediación eficiente en un corto período de tiempo. Varios estudios han demostrado que la oxidación química puede tratar eficazmente una serie de contaminantes típicos de aguas subterráneas, como los hidrocarburos clorados, compuestos aromáticos y otros contaminantes orgánicos estructuralmente estables. Los oxidantes más comunes utilizados en la remediación de aguas subterráneas incluyen el reactivo de Fenton, el permanganato, el persulfato, el ozono y el dióxido de cloro. Esta técnica se puede combinar con otros métodos físicos y biológicos para lograr una remediación rápida y efectiva de sitios contaminados.

Finalmente, las barreras reactivas permeables (PRB, por sus siglas en inglés) son una tecnología integrada de remediación de aguas subterráneas reconocida por su alta eficacia. Consisten en la instalación de una pared permeable rellena con medios reactivos, como polvo de hierro cero-valente (ZVI, por sus siglas en inglés), en el acuífero para interceptar los plumas de contaminantes. El medio relleno de la PRB reacciona con los contaminantes presentes en el agua subterránea y facilita su eliminación. Esta tecnología se utiliza especialmente para tratar contaminantes específicos y se considera una opción efectiva para la remediación in situ de aguas subterráneas contaminadas.

Además de las tecnologías mencionadas, es fundamental destacar que la elección del método adecuado depende de una serie de factores, como la naturaleza del contaminante, las condiciones geológicas y el costo. En muchos casos, la remediación más eficaz se logra mediante una combinación de tecnologías, adaptadas a las características particulares de cada sitio contaminado. El avance de las tecnologías, como la nanotecnología, está abriendo nuevas posibilidades para mejorar la eficiencia de las técnicas existentes y desarrollar enfoques más sostenibles y rentables en la remediación de aguas subterráneas.

¿Cómo se utilizan las técnicas analíticas para caracterizar nanopartículas en agua?

Las técnicas de caracterización de nanopartículas en agua son esenciales para el avance de la nanotecnología, dado que permiten estudiar las propiedades físicas, químicas y estructurales de los nanomateriales a escalas que no son accesibles mediante técnicas convencionales. En este contexto, los métodos más empleados incluyen la microscopía electrónica de barrido (SEM), la microscopía electrónica de transmisión (TEM), la microscopía de túneles de escaneo (STM) y la microscopía de fuerza atómica (AFM), junto con otras herramientas basadas en ondas electromagnéticas, como la espectroscopía de rayos X, resonancia magnética nuclear (RMN), espectroscopía Raman y dispersión de luz dinámica (DLS). Cada una de estas técnicas ofrece una ventana única para observar las nanopartículas y comprender su comportamiento en solución acuosa.

La microscopía electrónica de barrido (SEM) utiliza haces de electrones de baja energía como sondas para explorar la superficie de una muestra y generar imágenes de alta resolución a escala nanométrica. Debido a que el SEM utiliza electroimanes en lugar de lentes ópticas, su capacidad de aumento es fácilmente controlable, lo que permite observar partículas cercanas a escalas mucho más altas. Además, el SEM tiene una gran profundidad de campo, lo que le permite enfocarse en múltiples muestras simultáneamente. Sin embargo, para mejorar la conductividad eléctrica de las muestras, estas a menudo requieren un recubrimiento metálico, como una capa de oro. Aunque las versiones de bajo voltaje del SEM pueden observar muestras no conductoras sin la necesidad de recubrimientos metálicos.

La microscopía electrónica de transmisión (TEM), por otro lado, utiliza electrones que atraviesan una muestra en lugar de solo escanear su superficie, lo que le permite captar detalles de resolución atómica y ofrecer imágenes de extraordinaria precisión, revelando la disposición de los átomos y las interacciones entre ellos. Sin embargo, la preparación de muestras para TEM requiere que estas sean extremadamente delgadas, con secciones inferiores a 100 nm, lo que puede afectar la interpretación de los resultados dependiendo de la densidad y composición de la muestra. Aunque el TEM es invaluable para investigaciones de nanomateriales, su capacidad para observar materiales orgánicos o muestras biológicas puede estar limitada.

La microscopía de túneles de escaneo (STM), una invención premiada con el Nobel en 1986, permite visualizar superficies a nivel atómico utilizando el efecto cuántico de túneles. Este método proporciona una resolución extremadamente alta de menos de 0.1 nm, lo que permite mapear átomos individuales. No obstante, el STM solo es eficaz para superficies conductoras o semiconductoras, lo que limita su aplicabilidad en ciertos tipos de muestras.

La microscopía de fuerza atómica (AFM) ofrece una visión detallada de la topografía de la muestra a nivel atómico y, a diferencia del STM, puede ser utilizada para una mayor variedad de superficies, incluidos polímeros, vidrios, cerámicas y muestras biológicas. Utilizando un sistema de deflexión de láser en lugar de corriente de túneles, el AFM tiene la ventaja de no requerir condiciones específicas de conductividad, lo que lo hace muy versátil para estudios de materiales orgánicos e inorgánicos en la nanotecnología.

Además de estas técnicas microscópicas, el análisis de nanopartículas en agua se complementa con instrumentos que emplean ondas electromagnéticas invisibles, como el rayos X, infrarrojos, espectroscopía Raman, y resonancia magnética nuclear (RMN). El rayos X es particularmente útil para obtener información estructural y compositiva de las nanopartículas, mediante técnicas como la difracción de rayos X (XRD) y la espectroscopía de fotoelectrones de rayos X (XPS). XRD, por ejemplo, es una herramienta versátil que permite determinar la estructura cristalina y la composición de los nanomateriales. La espectroscopía de fotoelectrones de rayos X (XPS) se utiliza para estudiar la química de la superficie de las nanopartículas, identificando la naturaleza de los átomos en la superficie y sus estados de oxidación.

Otras técnicas basadas en luz como la dispersión de luz dinámica (DLS) son fundamentales para medir los tamaños hidrodinámicos de las nanopartículas en suspensión en agua. DLS determina cómo las partículas dispersas se mueven bajo la influencia de la difusión de Brown, lo cual se traduce en una estimación precisa de su tamaño. Además, el electroforesis de dispersión de luz (ELS) permite calcular los potenciales de Zeta, una propiedad crucial para determinar la estabilidad de las suspensiones de nanopartículas y predecir su comportamiento en medios acuosos.

Es crucial que el lector comprenda que la elección de la técnica analítica depende no solo del tipo de muestra, sino también de las propiedades específicas que se desean estudiar. Algunas técnicas, como la microscopía de fuerza atómica o el STM, permiten observar la topografía de las superficies a una resolución extremadamente alta, mientras que otras, como la difracción de rayos X, son más útiles para determinar la estructura cristalina o la composición química. Además, muchos de estos métodos, aunque poderosos, requieren una preparación cuidadosa de las muestras, y cada uno tiene limitaciones y ventajas que deben ser consideradas.

La diversidad de técnicas disponibles en la nanotecnología permite una caracterización completa de las nanopartículas en agua, pero también plantea desafíos en términos de interpretación de los resultados. La combinación de varios métodos, tanto microscópicos como espectroscópicos, es a menudo necesaria para obtener una comprensión holística de las propiedades de los nanomateriales. La integración de datos de diferentes técnicas también puede ser esencial para abordar la complejidad de los sistemas nanométricos, especialmente cuando se estudian en condiciones cercanas a las que se encuentran en aplicaciones ambientales.

¿Cómo influyen las condiciones fisicoquímicas en la eficiencia de la filtración de partículas?

El enfoque de convección-dispersión para obtener una nueva ecuación de correlación para la eficiencia de contacto de un solo colector, 𝜂0, se presenta como la suma de 𝜂I, 𝜂d y 𝜂s. Los detalles sobre la ecuación TE se pueden encontrar en el artículo original publicado en Environmental Science & Technology en 2004, titulado Correlation Equation for Predicting Single-Collector Efficiency in Physicochemical Filtration in Saturated Porous Media (Tufenkji y Elimelech, 2004). Las ecuaciones RT y TE ofrecen una forma muy conveniente de calcular directamente el coeficiente de eliminación de partículas, kd, de un filtro de arena empacada bajo condiciones favorables (es decir, 𝛼 = 1, donde cada contacto resultará en adherencia). Sin embargo, para la mayoría de los sistemas de tratamiento de agua, las condiciones no son favorables para la adherencia de partículas (𝛼 < 1). A menudo se realizan pruebas de laboratorio con columnas empacadas (Figura 9.4) para determinar la eficiencia de adherencia, 𝛼, a partir de las curvas de ruptura de partículas bajo condiciones fisicoquímicas específicas.

En función de los mesetas de las curvas de ruptura, 𝛼 puede calcularse mediante la siguiente ecuación:

α=2d3(1−f)Lη0⋅ln⁡(C0C)\alpha = \frac{2d}{3(1 - f)L\eta_0} \cdot \ln \left( \frac{C_0}{C} \right)

donde L es la longitud del medio empacado/filtro, y C y C0 son las concentraciones de ruptura de partículas y concentración de entrada, respectivamente. Una forma alternativa de la ecuación (9.8) se utiliza a menudo para determinar la profundidad (L) de los filtros de arena para la eliminación de partículas suspendidas (coloides y nanopartículas) del flujo de agua:

L=2d3(1−f)ηC⋅ln⁡(C0C)L = \frac{2d}{3(1 - f)\eta C} \cdot \ln \left( \frac{C_0}{C} \right)

Con a C0/C = 1000, a menudo se emplea en el diseño para determinar la profundidad mínima necesaria para la eliminación del 99.9% de las partículas.

Aunque ka se puede obtener de manera inversa mediante la simulación de las curvas de ruptura de experimentos de columnas de laboratorio (Figura 9.4), el modelo de eficiencia de un solo colector proporciona una forma conveniente y robusta de calcular directamente 𝜂 y ka en función de las condiciones fisicoquímicas. Los enfoques teóricos también se han utilizado para calcular directamente la eficiencia de adherencia, 𝛼, basada en las condiciones fisicoquímicas (Hahn y O’Melia, 2004; Shen et al., 2007). Estos métodos dependen de la precisión de los perfiles de energía potencial DLVO entre las partículas y los colectores.

Hahn y O’Melia (2004) aplicaron un modelo simple de Maxwell basado en la deposición de partículas y la reincorporación desde los mínimos secundarios para determinar α, que depende de la profundidad del mínimo secundario y la altura de la barrera de energía. También señalaron que 𝛼 ya no puede considerarse una constante para un sistema físico y químico dado. El enfoque de Maxwell también se ha aplicado en estudios posteriores para refinar la ecuación de eficiencia de adherencia de un solo colector basándose en los mínimos primarios y secundarios (Shen et al., 2007, 2010).

Los experimentos en columnas de laboratorio empacadas con arena de cuarzo se utilizan comúnmente para estudiar la deposición y el transporte de nanopartículas en medios porosos bajo diversas condiciones (Wang et al., 2016). Este enfoque se basa en una serie de estudios realizados por Tian et al. (2011, 2012a, c) centrados en el comportamiento de los nanotubos de carbono (CNTs) en columnas de arena de laboratorio. En uno de los estudios, Tian et al. (2012c) llevaron a cabo una serie de experimentos de columna y modelado para comparar la deposición y el transporte de dos tipos de CNTs funcionalizados, incluidos los CNTs de pared simple (SWNTs) y los CNTs de pared múltiple (MWNTs), en tres tipos de medios de arena (natural, horneada y limpiada con ácido) bajo diversas condiciones. Hipotetizaron que existiría una fuerte afinidad de unión entre los CNTs funcionalizados y la arena natural debido a las interacciones entre los CNTs (grupos funcionales y estructuras principales de tubos) y las impurezas superficiales de la arena (oxihidróxidos metálicos y compuestos orgánicos traza).

Para probar esta hipótesis, eliminaron las impurezas superficiales de la arena mediante horneado (eliminando los compuestos orgánicos traza) y limpieza con ácido (eliminando ambos), y luego compararon los comportamientos de ruptura de los CNTs en las tres columnas de arena. Descubrieron que ambos tipos de CNTs eran altamente móviles en las columnas de arena limpiada con ácido, pero mostraron poco transporte en las columnas de arena natural y horneada. Además, la deposición de los CNTs en la arena horneada y natural fue fuerte e irreversible, incluso después de un lavado reverso, de alta velocidad o con surfactantes. Esto indica claramente que las impurezas superficiales, especialmente los oxihidróxidos metálicos, jugaron un papel dominante en la retención de los CNTs en las columnas de arena, validando así su hipótesis.

Los autores calcularon los perfiles de energía DLVO entre los CNTs y las superficies de arena y encontraron que las condiciones experimentales no eran favorables (es decir, 𝛼 < 1) para la deposición de CNTs en las superficies de la arena. No obstante, la fuerte atracción electrostática entre los CNTs y los oxihidróxidos metálicos en la superficie de la arena natural/horneada hizo que las columnas de arena filtraran casi todos los CNTs en el flujo bajo las condiciones probadas. Para confirmar aún más el papel importante de la atracción electrostática, los autores aumentaron el pH del flujo y encontraron que la capacidad de filtración de los CNTs de las columnas de arena se reducía drásticamente. Esto se debe a que la carga superficial de los oxihidróxidos metálicos depende del pH; al aumentar el pH del flujo, los sitios de deposición se volvieron neutros o cargados negativamente, lo que redujo o incluso invirtió la interacción electrostática entre los CNTs y la superficie de la arena.

Los resultados de Tian et al. (2012c) confirman que la arena puede utilizarse como un medio de embalaje eficaz en lechos fijos para eliminar nanopartículas, especialmente los CNTs funcionalizados en la superficie, del agua. Basándose en este hallazgo, Tian et al. (2012b, 2013) desarrollaron filtros de arena habilitados con CNTs (ver capítulo 6), que utilizan la arena natural como soporte de CNTs, para eliminar diversos contaminantes del agua. En Tian et al. (2012b), se empacaron columnas de lecho fijo de laboratorio con CNTs funcionalizados y arena natural en tres configuraciones: estratificada, mixta y depositada, y todas ellas mejoraron la eficiencia de filtración de las columnas de arena para plomo (Pb2+) y cobre (Cu2+).

Aunque la cantidad de CNTs añadida a las columnas de lecho fijo fue solo del 0.006% (p/p) de la arena, mejoraron significativamente la eficiencia de filtración de la columna de lecho para Pb2+ y Cu2+ en un 55-75% y un 31-57%, respectivamente. En un estudio similar, Tian et al. (2013) también probaron el rendimiento de los filtros de arena habilitados con CNTs para eliminar dos antibióticos, sulfametoxazol (SMX) y sulfapiridina (SPY), del agua. También encontraron que una pequeña cantidad de CNTs mejoró drásticamente la capacidad de filtración de las columnas de arena.

¿Cómo afectan los factores del medio a la transportación de nanopartículas en el subsuelo?

La reducción de contenido promovió la retención de todos los nanotubos de carbono (CNTs) en columnas de arena gruesa. Los CNTs oxidados fueron los más sensibles a los cambios de humedad en los medios porosos. En estudios realizados, se observó que el tipo de suelo tiene un papel fundamental en la movilidad y transporte de nanopartículas en el subsuelo. Diferentes suelos poseen composiciones mineralógicas distintas, lo que influye considerablemente en la deposición y liberación de las nanopartículas desde la superficie del suelo hasta el agua porosa. Por ejemplo, Fang et al. (2013a) compararon el transporte de CNTs en 14 tipos diferentes de suelos superficiales y hallaron que su movilidad era más baja en los suelos con mayor contenido de arcilla. Se sugirió que los suelos con mayor cantidad de arcilla tienen poros más pequeños, lo que retiene las nanopartículas mediante un mecanismo de estrangulamiento físico, reduciendo su transporte a través del medio.

Varios estudios han confirmado este efecto de los suelos arcillosos en el transporte de nanopartículas en el subsuelo. Yang et al. (2007) observaron una disminución en la movilidad de las nanopartículas cuando la arena fue reemplazada por suelos ricos en arcilla en columnas empacadas. Wu et al. realizaron una comparación sobre el transporte de nanoplásticos de poliestireno (PSNPs) en suelos desérticos, suelos negros y suelos rojos. Sus resultados mostraron que la penetración de los PSNPs en estos tres suelos seguía un orden de recuperación del 96,8% en el suelo desértico, el 87,5% en el suelo negro y el 0% en el suelo rojo. Aunque muchos estudios previos sobre el transporte de nanopartículas han utilizado arena como medio poroso, algunos también han evaluado el transporte de nanopartículas, como el grafeno oxidado (GO) y los nanoplásticos en calizas bajo diversas condiciones.

La granulometría del medio poroso también juega un papel clave en el transporte de nanopartículas en el subsuelo. Investigaciones previas han demostrado que el tamaño de grano del medio poroso influye considerablemente en la movilidad de las nanopartículas. En términos generales, los tamaños de grano más grandes permiten una mayor movilidad de las nanopartículas, ya que los sitios de adherencia en el medio disminuyen al aumentar el tamaño de los granos. Además, los granos más finos pueden crear poros más pequeños, lo que aumenta la probabilidad de estrangulamiento físico de las nanopartículas, especialmente de sus agregados. Chen et al. (2023) compararon la retención y el transporte de partículas modificadas con CMC-nZVI (CMC-nZVI) y sulfatadas (CMC-S-nZVI) en columnas saturadas empacadas con arena de cuarzo de diferentes tamaños de grano. Descubrieron que la reducción del tamaño de grano tenía un efecto inhibidor sobre el transporte de CMC-S-nZVI y CMC-nZVI debido a un aumento en la deposición de zonas inmóviles y al estrangulamiento en las columnas. Este efecto también se ha observado en otros nanomateriales como C60, CNTs, nano-TiO2, grafeno dopado con nitrógeno (N-doped graphene) y GO. Además de aumentar el contacto y promover el estrangulamiento, se sugirió que la disminución del tamaño de grano podría también promover la liberación de arcilla de los suelos para obstruir los poros del suelo, lo que reduciría aún más la movilidad de las nanopartículas.

El cambio de temperatura en el ambiente natural también tiene un impacto notable en el transporte de nanopartículas en el subsuelo. Por lo general, cuando la temperatura aumenta, las interacciones entre las nanopartículas y los granos del suelo se ven favorecidas, lo que reduce su transporte a través del subsuelo. Wang et al. (2017) estudiaron los efectos de la temperatura (6 y 24°C) en la retención y el transporte de GO en medios porosos saturados con agua. Encontraron que la temperatura influía considerablemente en la retención y el transporte de GO en medios saturados a una concentración de electrolito de 10 mM. En un estudio posterior, investigaron la agregación y el transporte concurrente de GO en medios saturados bajo diversas combinaciones de temperatura y concentración de electrolitos. Los resultados mostraron que al aumentar la temperatura (de 6 a 24°C) en una concentración de electrolitos relativamente alta, la retención de GO en el medio poroso se incrementaba.

En cuanto a las propiedades del flujo, la velocidad del agua es el motor del transporte de nanopartículas en el subsuelo. Por lo tanto, sus propiedades físicas y químicas son de gran relevancia para el destino y transporte de nanopartículas en suelos y aguas. En el medio poroso, la advección es un proceso dominante en el transporte de nanopartículas. Así, la velocidad del flujo se correlaciona positivamente con la movilidad de las nanopartículas en el subsuelo. Además de este transporte advectivo, la velocidad del flujo puede controlar el acceso de las nanopartículas a los sitios de deposición favorables en los medios porosos. Adrian et al. (2018) reportaron que las nanopartículas se movilizaban desde los medios porosos cuando la tasa de flujo aumentaba. Según la teoría de la eficiencia de contacto de un solo colector, la eficiencia de contacto disminuye a medida que aumenta la velocidad del flujo, lo que incrementa la movilidad de las nanopartículas en el medio poroso. Braun et al. (2015) encontraron que la movilidad de las nanopartículas de plata (AgNPs) era mucho mayor a una tasa de flujo alta en comparación con una baja.

Es fundamental destacar que los procesos de transporte de nanopartículas en el subsuelo están influenciados por una combinación compleja de factores, tales como la composición mineralógica del suelo, el tamaño de grano, la temperatura y las propiedades del flujo. Cada uno de estos factores puede modificar la movilidad, retención y transporte de las nanopartículas en los medios porosos de manera diferente, y a menudo es necesario considerar todas estas variables en conjunto para predecir el comportamiento de las nanopartículas en sistemas reales. La interacción entre estos factores es clave para entender cómo las nanopartículas pueden desplazarse a través de los suelos y las aguas subterráneas, y cómo estos procesos pueden influir en su posible impacto ambiental.

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