La nanotecnologia applicata alla rimozione dei metalli pesanti nelle acque reflue

1. Introduzione

L’acqua è una necessità vitale, insostituibile, per la sopravvivenza di tutti gli esseri viventi della terra. La crescita globale della popolazione (a marzo 2019, la popolazione mondiale ammonta a circa 7,7 miliardi di persone), ha determinato un grande aumento della domanda di approvvigionamento idrico. Il consumo di acqua è aumentato, in tutto il mondo, di circa l’1% dagli anni ’80 [1, 2]. Una richiesta consistente di rifornimento idrico proviene dall’agricoltura, dall’allevamento e dall’industria. Tutti fattori che determinano un enorme consumo d’acqua che incide fortemente sulla già precaria disponibilità d’acqua. Inoltre, negli ultimi anni, è sempre più evidente l’incidenza devastante del riscaldamento globale sul ciclo dell’acqua [3]. L’attuale carenza idrica, in assenza di una decisa e rapida inversione di tendenza ha tutti i requisiti per trasformarsi in una vera crisi globale. Nel 2017, solo il 71% della popolazione globale ha utilizzato un servizio di acqua potabile gestito in modo sicuro, privo di contaminanti. 144 milioni di persone dipendono dalle acque superficiali (laghi, fiumi) non trattate [4, 5, 6, 7]. In questa situazione, l’inquinamento dei corpi idrici superficiali e sotterranei, dovuto dagli scarichi incontrollati di origine industriale, urbana e dal dilavamento dei terreni, contribuisce in maniera incisiva sulla già carente disponibilità di acqua. In questo contesto, diventa improrogabile disporre di tecnologie sempre più efficaci per ottenere una depurazione delle acque, sia per rispettare i limiti di legge per lo scarico nei corpi riceventi, sia per ottenere una qualità adatta per mitigare la crisi idrica odierna. Tra le molte sostanze (organiche e inorganiche) presenti nelle acque reflue di diversa origine, un ruolo cruciale per il deleterio impatto ambientale, è rappresentato dalla presenza dei metalli pesanti.

2. Metalli pesanti (una definizione dibattuta)

I “metalli pesanti” sono comunemente definiti dalla loro massa atomica relativa (peso atomico) superiore a 23, o da un numero atomico superiore a 20; o da una densità di almeno 5 g/cm3. Tuttavia, non esiste una definizione universalmente accettata [8, 9, 10]. Negli anni sono state proposte molte definizioni basate sulla densità, peso atomico, numero atomico e sulla tavola periodica [10]. Tutte le definizioni proposte sono soggette a considerazioni critiche. Nella pubblicazione di Duffur [10] sono riportate diverse definizioni di metalli pesanti, tra cui la seguente: «La parola pesanti, unita al nome metalli, è spesso usata per identificare un gruppo di metalli e metalloidi che sono associati a contaminazione e potenziale tossicità o ecotossicità»; descrizione in sintonia con lo scopo di questo lavoro.

3. Metalli pesanti con effetto tossico

E’ scientificamente accertato che la presenza dei metalli pesanti negli ambienti idrici è estremamente pericolosa per l’uomo e la fauna, poiché si accumulano biologicamente attraverso la catena alimentare [11, 12, 13, 14, 15, 16]. A questo proposito, è utile ricordare il primo caso di versamento in mare di scarichi contenenti mercurio, e considerarlo come paradigma delle drammatiche conseguenze dovute alla presenza di metalli pesanti nelle acque reflue.

La “Malattia di Minamata”

La città di Minamata situata sulla costa sud occidentale dell’isola di Kyūshū, nella prefettura di Kumamoto, nel Giappone, è tristemente ricordata perché nel suo territorio ebbe luogo il primo drammatico caso d’inquinamento ambientale, provocato dal mercurio. Il destino della popolazione di Minamata fu strettamente legato alla presenza di una fabbrica di prodotti chimici. Già negli anni precedenti della prima guerra mondiale era in funzione un piccolo impianto della Nippon Chisso Chompany per la produzione di fertililizzanti. Dopo la prima guerra mondiale, nel 1923, iniziò la produzione di solfato d’ammonio. Nel 1930 cominciò la sintesi di composti chimici organici derivati dall’acetaldeide. Nel 1941, l’impianto di Minamata era in grado di produrre il cloruro di vinile. Purtroppo, tutti i prodotti di scarto del complesso produttivo di Minamata furono scaricati, senza trattamento, nelle acque della baia di Minamata. Dopo pochi mesi dalla fine della seconda guerra mondiale l’industria chimica riprese la produzione del solfato d’ammonio. Nel 1953, la fabbrica fu in grado di produrre il DOP (di-2-etilesilftalato), che è un plastificante essenziale per la produzione di PVC (cloruro di polivinile). Per la sintesi di questi prodotti furono utilizzati composti del mercurio. Nuovi scarichi, in aggiunta dei precedenti, senza trattamento, finirono nel mare prospiciente Minamata. In quel periodo, i pescatori locali cominciarono a notare un forte incremento di moria dei pesci. Nel maggio dei 1956, una bambina di cinque anni fu ricoverata nell’ospedale della città. Dopo pochi giorni anche la sorella, e altre due persone, furono portate nel medesimo ospedale. Tutti avevano gli stessi gravi sintomi neurologici, che in poco tempo provocarono la morte dei pazienti. Il dottor Hajime Hosokawa, direttore dell’ospedale, avviò un’indagine epidemiologica nel territorio circostante Minamata, e appurò che nei villaggi di pescatori del circondario, diciassette persone erano morte dopo aver mostrato gli stessi sintomi. Fu l’inizio di una storia lunga e difficile prima di trovare le cause, e i responsabili della morte di tante persone. L’indagine epidemiologica portò alla conclusione che si trattava di una nuova malattia a eziologia sconosciuta. L’unico fattore comune, a tutti i pazienti, era che tutti avevano mangiato il pesce della baia di Minamata. Studi per determinare il motivo della malattia furono condotti da medici dell’Università di Kumamoto, nell’isola di Kyūshū, per circa due anni, ma non furono in grado di scoprire le cause della malattia, pur accertando che i pesci e i molluschi della baia di Minamata erano velenosi, ma non riuscirono a identificare il tipo di veleno. Il gruppo di ricerca, solo nel 1959, arrivò alla conclusione, provvisoria, che il mercurio era la causa più probabile della malattia; e ciò era il frutto di lunghe indagini sui fanghi prelevati nella baia di Minamata. Conclusioni che fecero pensare a una diretta responsabilità della fabbrica chimica di Minamata; i cui dirigenti presero immediatamente le distanze da qualsiasi coinvolgimento, e negarono ogni colpevolezza. Inoltre, le conclusioni del gruppo di ricerca furono giudicate superficiali e incomplete. Seguì un periodo contraddistinto dalla temporanea formazione di nuovi gruppi di ricerca che non giunsero a conclusioni definitive. La totale indisponibilità dell’azienda a collaborare e ad ammettere un diretto coinvolgimento, e il timore economico di gran parte della popolazione per un’ipotetica crisi della fabbrica, fece sì che sulla pericolosità della malattia scese un certo oblio, per un certo periodo. Nel giugno del 1965, molte persone che abitavano nei numerosi villaggi adiacenti le rive del fiume Agano (lontano da Minamata), presentarono gli stessi sintomi della malattia di Minamata. Fu l’inizio della seconda epidemia della malattia di Minamata. Il metilmercurio fu scoperto nei corpi delle vittime e nei pesci. Nel 1966, il gruppo di ricerca dell’Università di Niigata, indicò come probabile causa della malattia il metilmercurio presente negli scarichi convogliati nel fiume Agano, dallo stabilimento sito in località Kanose della Showa Denko, situato a circa 60 Km a monte del fiume. Anche in questo caso l’industria contestò le conclusioni del gruppo di ricerca; però, le vittime della malattia decisero di adire per vie legali per definire la relazione causa-effetto, stabilire le responsabilità e conseguentemente ottenere un risarcimento. Nel settembre del 1968, ben 12 anni dopo i primi casi di avvelenamento da mercurio, il governo diede pieno riconoscimento alla relazione causa-effetto della malattia, e riconobbe che la malattia derivava dall’inquinamento ambientale provocato dai rifiuti carichi di mercurio, sia dalla fabbrica Chisso Minamata, sia dallo stabilimento Kanose Showa Denko. Nonostante ciò, seguirono anni di dure vertenze legali tra le vittime e la società coinvolte. Nel 1971 e nel 1973 i tribunali emisero sentenze che dichiaravano la piena responsabilità delle industrie per la diffusione della malattia di Minamata. Negli anni successivi vi furono altre cause, su aspetti burocratici, per ottenere la certificazione della malattia, per conseguire un risarcimento in denaro. Nel 2004 la Corte Suprema del Giappone stabilì che il governo nazionale era responsabile di non aver impedito la diffusione della malattia dopo il 1960. La lunga odissea subita dalla popolazione diventa ancor più drammatica se si analizzano i numeri della vicenda. Dei 1442 pazienti con la malattia di Minamata nella prefettura di Kumamoto, 378 morirono alla fine del 1980. Di questi 378, la prima morte avvenne nel 1954, con un’incidenza di picco nel 1956 quando la malattia fu ufficialmente segnalata per la prima volta. Il 30 aprile 1997, il numero delle persone che avevano richiesto la certificazione come vittime della malattia, era di oltre 17.000. Di questi 2.265 sono stati certificati dal governo [17, 18, 19, 20, 21, 22, 23, 24, 25, 26].

Nel corso degli anni, dopo gli eventi di Minamata, sono stati fatti un gran numero di studi per determinare quali metalli pesanti sono da mettere in relazione, tra la loro presenza nelle acque e il conseguente effetto tossico mediante la catena alimentare. I metalli pesanti considerati tossici per l’ambiente acquatico sono: Cd (II), Cu (II), Cr (III), Co (II), Fe (II), Hg (II), Mo (II), Ni (II), Pb (II), Se (II), Zn (II) e il metalloide Arsenico [27, 28, 29, 30, 31, 32, 33, 34, 35].

4. Fonti dei metalli pesanti nell’ambiente acquatico

La ricaduta sulla superficie terrestre di materiale proveniente da eruzioni vulcaniche, da vasti incendi di foreste (leggi Amazzonia, California, ecc.), e dai fenomeni criminosi più eclatanti come nei “roghi tossici” o dai frequenti incendi dei depositi di rifiuti, che in Italia sono frequenti, sono tutti esempi della disseminazione nell’ambiente dei metalli pesanti. Le acque dilavanti dei terreni agricoli, su cui si depositano i residui della combustione, insieme agli agenti chimici utilizzati in agricoltura, convogliano il tutto nelle acque superficiali. Anche la dispersione dei fanghi di depurazione, utilizzati come fertilizzanti sono una fonte di metalli pesanti, che sempre attraverso le acque meteoriche di dilavamento versano le sostanze tossiche nei fiumi, nei laghi e nelle acque marine costiere. Non meno importante è il contributo (negativo) delle acque reflue urbane. Le attività minerarie rappresentano un fattore rilevante per la dispersione nell’ambiente di metalli pesanti. Tuttavia, la fonte più importante di immissione dei metalli pesanti negli ambienti di acqua dolce (fiumi, laghi e acque sotterranee) e acque marine, sono le acque reflue (non trattate o trattate con imperizia), di provenienza industriale. Le più importanti industrie, che possono emettere acque reflue contenenti metalli pesanti, sono: (1) minerarie (o estrattive); (2) metallurgiche, con la produzione di ferro, ghisa e acciaio; (3) della trasformazione dei metalli (tubi, profilati, ferramenta ecc.); (4) per i trattamenti galvanici; (5) per la produzione di batterie; (5) delle ceramiche [36, 37, 38, 39, 40, 41 42, 43, 44, 45].

5. Rimozione convenzionale dei metalli pesanti nelle acque reflue

Diversi sono i sistemi [46, 47, 48] di trattamento delle acque reflue, per la rimozione dei matalli pesanti, che non includono i metodi con l’impiego dei nanomateriali. I sistemi maggiormente adoperati sono: 1) Precipitazione chimica [49], 2) Scambio ionico [50], 3) Filtrazione a membrana [51], 4) Trattamento elettrochimico [52], 5) Adsorbimento [53].

6. La nanotecnologia

In considerazione della complessità dei concetti che il termine nanotecnologia racchiude, e il fatto che la nanotecnologia è ancora in evoluzione, non esiste una definizione unica e definitiva. Pertanto, sono state proposte più definizioni, tra cui le seguenti, tratte dal testo di Dummies [54]: (1) «La nanotecnologia è lo studio e l’uso di strutture di dimensioni comprese tra 1 nanometro (nm) e 100 nm». (2) «La nanotecnologia è lo studio dei fenomeni e la messa a punto di materiali su scala atomica, molecolare e macromolecolare, dove le proprietà differiscono significativamente da quelle su larga scala». (3) «La nanotecnologia è la comprensione e il controllo della materia a dimensioni comprese tra circa 1 e 100 nanometri, dove fenomeni unici consentono nuove applicazioni. La nanotecnologia implica imaging, misurazione, modellazione e manipolazione della materia su questa scala di lunghezza».

6.1 Origine del concetto di nanotecnologia

Una prima esposizione di concetti, che solo diversi anni dopo sono stati considerati l’origine teorica della nanotecnologia, furono descritti dal fisico americano Richard Feynman, nel mese di dicembre del 1959, in una relazione dal titolo: “There’s Plenty of Room at the Bottom – An invitation to enter a new field of physical” (C’è molto spazio in fondo- Un invito a entrare in un nuovo campo della fisica”), durante una riunione all’ American Physical Society [55]. Feyman, cominciò la sua lezione, con questa frase: “What I wath to talk about is the problem of manipulating and controlling things on small scale” (Ciò di cui voglio parlare è il problema di manipolare e controllare le cose su piccola scala). Una frase che rende subito chiaro lo scopo del suo pensiero circa ciò che si potrebbe realizzare in pratica. Nel proseguo della relazione ipotizza vari obiettivi che comportano la riduzione, passo dopo passo, delle dimensioni delle cose, come ad esempio poter scrivere tutti i 24 volumi dell’enciclopedia Britannica sulla testa di uno spillo. Le sue ipotesi molto si ispirano al mondo della biologia, come quando osserva che enormi quantità di informazioni sono contenute in una frazione molto piccola, di una cellula, sotto forma di DNA. Enfatizza la sua ammirazione per il meraviglioso sistema biologico con la frase: “The biological example of writing information on a small scale has inspired me to think of something that should be possible” (L’esempio biologico di scrivere informazioni su piccola scala mi ha ispirato a pensare a qualcosa che dovrebbe essere possibile). Nel proseguo della relazione Feynman pone nuovi esempi, per plausibili percorsi verso l’obiettivo di rendere le cose sempre più piccole. Nelle ultime domande, che pone per se e per chi lo sta ascoltando, propone una grande sfida intellettuale per le conoscenze del tempo: “Rearranging the atoms” e “Atoms in un small world” (“Riorganizzare gli atomi”, e “Atomi in un piccolo mondo”).

Nel 1974 lo scienziato giapponese Norio Taniguchi (Università della Scienza di Tokyo), è stato il primo a utilizzare il termine “nano-tecnologia” [56], in una conferenza sulle cognizioni fondamentali della “Nano-Technology”. Però, la parola nanotecnologia non fu più usata fino al 1981, quando Kim Eric Drexler, che non era a conoscenza del precedente uso introdotto da Taniguchi pubblicò nel 1981, [57] il suo primo articolo sulla nanotecnologia dal titolo «Molecular engineering: A approach to the development of general capabilities for molecular manipulation» (Ingegneria molecolare: un approccio allo sviluppo delle capacità generali per la manipolazione molecolare).

Drexler, iniziò il suo articolo con delle considerazioni sulle idee di Feyman documentate nella pubblicazione del 1960, nel modo seguente: «Il discorso di Feynman del 1959 intitolato “C’è molto spazio in fondo” discusse la microtecnologia ……. Ha suggerito che le macchine ordinarie potrebbero costruire macchine più piccole che potrebbero costruire macchine ancora più piccole, lavorando passo dopo passo verso il livello molecolare …….. L’attuale microtecnologia (esemplificata dai circuiti integrati) ha realizzato alcune delle potenzialità delineate da Feynman seguendo lo stesso approccio di base: passare dal livello macroscopico al microscopico». Poiché il lavoro di Feynman negli anni successivi aveva conosciuto un certo oblio, con l’articolo di Drexker si può parlare di una “scoperta retroattiva” che, in qualche modo stabilisce “l’origine” della nanotecnologia nel 1959, con le intuizioni geniali di Feynman. Successivamente, nel 1986, Drexler pubblicò un libro dal titolo: “Engines of Creation: The Coming Era of Nanotechnology” [58], in cui è di nuovo usato il termine nanotecnologia, in maniera indipendente dal lavoro di Taniguchi. Senza alcun dubbio i lavori di Feynman e Drexler, hanno avuto il grande merito di aver introdotto e diffuso le idee della nanotecnologia, tuttavia, i rapidi progressi della nanotecnologia hanno avuto luogo dopo la disponibilità di strumentazioni altamente evoluti. Un apporto notevole nel progresso della nanotecnologia è stata l’invenzione, avvenuta nel 1981, del microscopio a effetto tunnel (Scanning Tunneling Microscope, STM), per merito di Gerd Binnig e Heinrich Rohrer, dei laboratori di ricerca IBM di Zurigo. Il nuovo microscopio è un potente strumento, con una risoluzione laterale di 0,1 nm e una risoluzione in profondità di 0,01 nm; risoluzione che consente l’osservazione di singoli atomi. Nel 1986, fu inventato il microscopio a forza atomica (AFM – Atomic Force Microscope) da Gerd Binnig, Calvin Quate e Christoph Gerber.

6.2 La scoperta dei Fullereni

Nel 1985, H. W. Kroto, J. R. Heath, S. C. O’Brien, R. F. Curl, R. E. Smalley, hanno relazionato sulla rivista “Nature” [59] di un esperimento che comportava lo studio di spettro di massa di vapori di carbonio ottenuti da cristalli di grafite con laser ad alta energia. Gli scienziati notarono dei picchi di massa che attribuirono a varie specie di carbonio in fase vapore, tra cui un cluster (raggruppamento di pochi atomi o molecole con struttura regolare) costituito da 60 atomi di carbonio. Il cluster da 60 atomi è considerato il prototipo dell’intera famiglia dei fullereni. Il nome di “fullerene” deriva dalle cupole geodesiche, di forma simile, disegnate dall’architetto americano Buckminster Fuller. Il nome assegnato alla molecola C 60 fu “buckminsterfullerene”. La forma del fullerene è di una struttura icosaedrica vuota e per realizzare tale struttura è necessaria la presenza di 20 esagoni e 12 pentagoni (esattamente come un normale pallone di calcio). Il fullerene C 60, pur essendo una specie stabile, non fu possibile studiarla in laboratorio fino al 1990, poiché non c’era ancora modo di ottenere quantità sufficienti di materiale. Nel 1985 infatti, gli scienziati, riuscirono a produrre alcuni femtogrammi (femto è un prefisso SI che esprime il fattore 10−15, cioè un milionesimo di miliardesimo, Il suo simbolo è f) di fullerene. Un cambiamento della situazione avvenne nel 1990, quando W. Krätschmer e D. Huffmann [59, 60, 61] trovarono un metodo di laboratorio per preparare in poche ore milligrammi di C 60 e C 70. L’eccezionale scoperta dei fullereni deve essere messa in relazione con il fatto che fino al 1985 si conoscevano solamente due forme di carbonio cristallino: quella tridimensionale del diamante, e quella planare della grafite.

6.3 La scoperta dei nanotubi di carbonio

Dopo i fullereni, la nantotecnologia registra una scoperta che darà un impulso fondamentale alle applicazioni pratiche dei nanomateriali: i nanotubi di carbonio. Spesso, nelle pubblicazioni che trattano della storia della nanotecnologia, si trova scritto che lo scienziato giapponese Sumio Iijima nel 1991 [62] sia l’autore della scoperta dei nanotubi di carbonio. Tuttavia, una più attenta lettura della letteratura scientifica, indica che i nanotubi di carbonio sono stati studiati, in vario modo, prima del 1991 [63, 64, 65, 66]. La scoperta nanotubi di carbonio dovrebbe essere distinta tra quella dei nanotubi di carbonio a parete singola (Single-Walled Carbon NanoTube – SWCNT), da quella dei nanotubi a parete multipla (Multi-Walled Carbon NanoTube – MWCNT).

Per quanto concerne la scoperta dei SWCNT, ci furono due distinte comunicazioni pubblicate il 17 giugno del 1993 sulla rivista scientifica Nature, a firma di due diverse équipe. Precisamente, a pp. 603-605, a firma Ijima S., Ichihashi T. [67]; e, a pp. 605-607, a firma di D.S. Bethune, e colleghi [68].

Per quanto riguarda i MWCNT, non vi sono dubbi che la notizia apparsa nella rivista Nature nel 1991 [62], a firma Sumio Iijima, documenti in modo valido la possibilità di ottenere nanotubi di carbonio a parete multipla. La pubblicazione di Iijima ha avuto il merito di indirizzare l’attenzione della comunità scientifica internazionale a interessarsi dei nanotubi di carbonio. Dopo la scoperta dei nanotubi di carbonio, gli studi su questi nanomateriali hanno conosciuto uno sviluppo incredibile che tuttora continua. La ricerca si è concentrata su ogni aspetto delle proprietà fisiche e chimiche, evidenziando in modo particolare le eccezionali caratteristiche ottiche, vibrazionali, meccaniche, elettriche e termiche dei nanotubi di carbonio e i metodi di sintesi [69 (1), 69 (2)]. Molto è stato scritto sulle applicazioni dei CNT, in ogni campo della scienza [69 (1), 69 (2)].

Dopo questa scoperta, la nanotecnologia ha conosciuto uno sviluppo eccezionale, in termini di studi e di applicazioni pratiche che ancora, nei giorni nostri, non conosce confini. Una completa cronologia storica, fino ai nostri giorni della nanotecnologia dopo la scoperta dei nanotubi di carbonio, non rientra nello scopo di questa pubblicazione.

7. I nanomateriali

I nanomateriali sono l’essenza della nanotecnologia, e pertanto è necessario soffermarci su alcune caratteristiche che ne fanno dei materiali unici. La parola “nano” è un prefisso SI (Sistema Internazionale) per qualsiasi unità (simbolo n) che significa 10-9 (ovvero 1 / 1.000 000.000), o un miliardesimo, e deriva dal greco νάνος (nànos) nano. Un nanometro (nm) è un miliardesimo di un metro (o un milionesimo di un millimetro, circa 100.000 volte inferiore di un capello umano). Nella figura 1, è schematizzato un semplice confronto, tra la scala nanometrica, indicata come 1-100 nm, con la misura di alcune molecole, con i virus, batteri e globuli rossi.

Figura 1. Paragone tra scala nanometrica (1-100 nm) e misure superiori.

Le caratteristiche dei nanomateriali sono profondamente diverse da tutti gli altri materiali. Le ragioni che rendono uniche le proprietà dei nanomateriali sono spiegate dalle loro dimensioni ridotte, con un elevato rapporto superficie volume (eccezionale aumento della superficie per unità di massa). La grande superficie disponibile conferisce un’elevata reattività dovuta alla presenza di un gran numero di siti reattivi capaci di interagire con diverse specie chimiche poiché le reazioni chimiche catalitiche avvengono in superficie [70]. Nella figura 2, è schematizzato un esempio che illustra lo straordinario aumento del rapporto superficie-volume che avviene quando si suddivide un cubo, in cubetti sempre più piccoli.

Figura 2. (Da sinistra verso destra). 1° cubo, lato di 1 m, con superficie totale di 6 m2; 2° cubo suddiviso in cubetti ognuno di lato di 0,5 m, con superficie totale di 12 m2; 3° cubo suddiviso in cubetti, ognuno di lato 0,33 m, con superficie totale di 18 m2 . Suddividendo lo stesso cubo, con lato di 1m, in tanti cubetti con ognuno di lato di 1 nm (nanometro), si ottiene una superficie totale di 6.000 milioni di m2 .

Un modo per classificare i nanomateriali è impostato sulle dimensioni del materiale. I nanomateriali sono definiti come materiali contenenti strutture aventi almeno una dimensione inferiore a circa 100 nm. I nanomateriali 0 D, contengono sfere o cluster, che sono considerate particelle puntiformi (es. fullereni). I nanomateriali 1 D, (monodimensionale) quando abbia una dimensione (una lunghezza) maggiore di 100 nm in una sola direzione. Un filo o una fibra è un oggetto monodimensionale (es. nanotubi). I nanomateriali 2 D sono bidimensionali, es. un film sottile, lastre, multistrati o reti (es. grafene). I nanomateriali 3 D, sono materiali costituiti da granuli di dimensioni nanometriche equiassiali. Nella figura 3, sono schematizzate le dimensioni: 0D, 1D, 2D, 3D.

Figura 3. (Da sinistra verso destra). OD, particelle puntiformi; 1D, monodimensionali; 2D, bidimensionali; 3D, equiassiali.

8. I nanomateriali per la depurazione delle acque

Pur essendo questa pubblicazione dedicata alla rimozione dei metalli pesanti nelle acque reflue, tramite l’utilizzo dei fenomeni fisici e chimici dell’adsorbimento, è corretto ricordare che questo impiego, dei nanomateriali, è solo una delle molte straordinarie applicazioni della nanotecnologia, che comprendono i dispositivi elettronici [71], all’energia [72], nella protezione ambientale [73 (1)], nella nanomedicina [73 (2)]. Gli studi sulla depurazione delle acque, mediante nanomateriali, sono stati indirizzati sulle acque reflue di qualsiasi origine, sotterranee, per scopo potabile, superficiali e acqua di mare. La ricerca si è spinta per ottenere la rimozione di ogni tipo d’inquinante organico, inorganico e agenti patogeni. Per ottenere risultati, sempre più validi, la nanotecnologia ha utilizzato i suoi nanomateriali in modo diversificato sviluppandosi sostanzialmente in tre direzioni:
1. Nanomariali adsorbenti;
2. nanomateriali per fotocalisi;
3. nanomembrane;
4. nanomembrane con attività antimicrobica.

9. L’ adsorbimento

L’adsorbimento è un fenomeno complesso in cui molecole, atomi e ioni, instaurano un’interazione di tipo chimico-fisico sulla superficie di separazione (superficie interfase) tra due fasi. In sintesi, l’adsorbimento esercitato da una fase, consiste nel trattenere (adsorbire) sulla propria superficie una o più specie chimica, presente in una fase con cui viene in contatto. In base alle fasi coinvolte nel processo di adsorbimento, possiamo distinguere:
● gas (o vapore) su solido, adsorbimento dei gas (o vapore) da parte di un solido;
● gas (o vapore) su liquido;
● liquido su solido. Questo tipo di processo è ampiamente utilizzato per la depurazione delle acque;
● liquido su liquido (con liquidi poco miscibili). 

Le forze in gioco nell’adsorbimento possono essere aspecifiche (del tipo delle forze di van der Waals), o specifiche (del tipo delle forze operanti nei legami chimici); nel primo caso si parla di adsorbimento fisico, mentre nel secondo caso si parla di chemiadsorbimento [74]. Nell’adsorbimento, come per altri fenomeni chimico-fisici, non esiste una separazione netta tra adsorbimento fisico e adsorbimento chimico, poiché per lo più, in ogni fenomeno di adsorbimento essi coesistono [74]. A seconda che prevalga l’uno o l’altro tipo di adsorbimento si parla di adsorbimento fisico o di adsorbimento chimico. Il processo di adsorbimento, di un soluto, è dinamico. All’inizio del processo, un dato soluto (es. un catione metallico) avrà una concentrazione iniziale (Co) che, con il passare del tempo diminuirà della porzione del soluto adsorbito dal solido adsorbente. Il processo di adsorbimento proseguirà fino al raggiungimento dell’equilibrio dinamico, cioè quando la concentrazione del soluto in soluzione (che rimane Ce) sarà in equilibrio dinamico con la concentrazione del soluto adsorbito sulla superficie dell’adsorbente. Nel momento in cui il sistema ha raggiunto l’equilibrio dinamico vuol dire che la capacità adsorbente del solido è al massimo della sua capacità. Per valutare la capacità teorica di adsorbimento di una dato materiale si utilizzano le isoterme di adsorbimento [75, 76, 77]. Lo studio di una isoterma nel caso di adsorbimento liquido su solido (con un solo soluto), mette in relazione a una data temperatura, la quantità di soluto adsorbito per unità di massa di adsorbente (qe), con la concentrazione (C) del soluto in soluzione all’equilibrio.

La quantità (qe)= massa di soluto adsorbita per unità di massa adsorbente è ricavata come segue: (qe) = (Co ꟷ Ce) V / m;

Dove: m, unità di massa adsorbente; V, volume del liquido; Co, concentrazione iniziale dell’inquinante; Ce, concentrazione all’equilibrio dell’inquinante [75, 76, 77].

Esistono diversi modelli per l’interpretazione delle isoterme di adsorbimento. (La descrizione dettagliata dei vari modelli, non rientra nello scopo di questo lavoro; qualora, il lettore/lettrice, desidera approfondire l’argomento si consiglia la lettura del seguente articolo: Nimibofa Ayawei, Augustus Newton Ebelegi, and Donbebe Wankasi. “Modelling and Interpretation of Adsorption Isotherms”. Hindawi Journal of Chemistry, 5 September 2017, pp. 12, rif. [75]. Come accennato in precedenza, l’adsorbimento con materiali convenzionali è una tecnica utilizzata per la depurazione delle acque inquinate. Un’ampia gamma di adsorbenti sono disponibili in commercio. La procedura può essere applicata per la rimozione d’inquinanti inorganici, organici e biologici. Tuttavia, la tecnica con materiali convenzionali ha delle limitazioni che ne hanno limitato l’uso, e ciò probabilmente per mancanza di adsorbenti con alta capacità adsorbente. Inoltre, un singolo adsorbente non può essere usato per rimuovere tutte le sostanze inquinanti [78]. Nel campo della nanotecnologia applicata alla depurazione dell’acqua, vari nanomateriali, con proprietà adsorbenti, sono stati proposti per la rimozione degli inquinati. I nanoadsorbenti sono formati da materiale organico e inorganico con elevate capacità di adsorbire sostanze inorganiche e organiche [78, 79, 80, 81, 82, 83].

10. I nanotubi a base di carbonio con funzione adsorbente

I nanotubi di carbonio (CNT) sono allotropi nanotecnologici del carbonio [84], costituiti da fogli di grafene avvolti a formare dei cilindri vuoti. Come, in precedenza scritto, si possono fabbricare in laboratorio, due forme di CNT, mediante alcune procedure [85].

Un nanotubo di carbonio, ideale, a parete singola (SWCNT) può essere descritto come un tubo con la parete formata da un singolo foglio di grafene arrotolato su se stesso a formare un cilindro, chiuso alle due estremità, da due calotte semi-fullereni. In uno studio sperimentale le medie di dieci misurazioni della larghezza dei nanotubi SWCNT, da tre diverse immagini, hanno fornito un diametro medio di SWNT di 1,2 nm (la maggior parte dei SWCNT hanno un diametro che varia da 0,4 a 3 nm); mentre, la lunghezza può variare da pochi nm ad alcuni μm (micrometro = milionesimo di metro). L’ elevatissimo rapporto tra lunghezza e diametro, consente di considerare questi nanotubi delle nanostrutture monodimensionali (1D) [86, 87, 88, 89].

I nanotubi di carbonio a parete multipla (MWCNT), hanno la parete formata da più fogli di grafene arrotolati (ovvero da più SWNT concentrici, ma di diametro diverso). Possono avere dei legami tra i vari fogli di grafene che stabilizzano tutta la struttura. Il diametro dei MWCNT è generalmente maggiore di quello degli SWCNT. La distanza interstrato nei nanotubi a parete multipla è di circa 3,4 Å. In genere, i MWCNT hanno diametri esterni da 2-100 nm [90, 91].

Figura 4. Schema dei due tipi di nanotubi a base carbonio: (a) SWCNT, (b) MWCNT[/caption]

Precisazione per il proseguimento della lettura.

La letteratura internazionale dedicata alla nanotecnologia applicata alla depurazione delle acque, di qualsiasi natura, consiste di centinaia di pubblicazioni [92], che hanno relazionato in ogni aspetto (chimico, fisico, ingegneristico, sanitario, ecologico ed economico). Riportare solo la sintesi di ogni pubblicazione (autori e sommario) in una tabella, di ogni singolo articolo, sarebbero necessarie molte pagine. Pertanto, in sintonia con lo scopo di questo lavoro, che è quello di divulgare gli aspetti essenziali della nanotecnologia, finalizzata alla rimozione dei metalli pesanti dalle acque, mediante nanomateriali con capacità adsorbente, maggiormente utilizzati, sono inevitabilmente menzionati solo alcuni articoli dimostrativi

Molte ricerche hanno confermato che i CNT, possiedono un eccellente potere di rimozione dei metalli pesanti, dovuto alla loro ampia superficie, che si caratterizza per un’elevata e rapida capacità di adsorbimento, attribuita alle interazioni chimiche tra gli ioni metallici con i gruppi funzionali presenti in superficie [93, 94, 95, 96].

MWCNT, sono stati utilizzati con successo per la rimozione di Cu (II), Cd (II), e Zn (II) da una soluzione acquosa [97]. I nanotubi impiegati avevano un diametro tra 20 e 40 nm. Lo studio della termodinamica dimostrò che il processo di adsorbimento è spontaneo, e diventa sempre più efficace aumentando la temperatura della soluzione, in sintonia con la natura endotermica dell’adsorbimento dei metalli pesanti. Altri ricercatori [98] hanno studiato la capacità dei nanotubi di carbonio di adsorbire il Pb (II) in soluzione acquosa. È stato condotto un esperimento di adsorbimento in modalità batch (un reattore chimico di tipo batch è un recipiente utilizzato per lo svolgimento di reazioni chimiche in maniera discontinua). Il procedimento è discontinuo quando lo svolgimento del processo implica lo spegnimento, lo scarico, il carico e il riavvio del sistema). I risultati indicano che la massima percentuale di rimozione di Pb (II) (96,03%) può essere raggiunta a pH 5, e 40 mg / L di CNT, con tempo di contatto di 80 min e velocità di agitazione 50 r / min.

Per migliorare il potere adsorbente dei CNT, gruppi funzionali come – COOH2, – NH2, – OH, e altri, sono stati inseriti sulla superficie dei CNT. E’ stato sperimentato che sottoporre i CNT all’azione di ossidanti come KMnO4, HNO3, H2SO4, NaClO, migliora notevolmente la capacità di adsorbimento mediante modifiche apportate alla superficie dei CNT. Nel 2011, un gruppo di ricercatori [99], ha eseguito uno dei primi esperimenti per studiare l’effetto dell’azione di alcuni ossidanti sui CNT a parete multipla, e verificare la variazione della capacità di rimozione del Hg (II) in varie soluzioni acquose. Per lo scopo sono stati utilizzati più MWCNT di varie dimensioni (da un diametro esterno di 10-20 nm, e lunghezza di 5-15 μm, fino a un diametro esterno di 60 – 100 nm e di lunghezza di 5-15 μm). L’ossidazione è stata eseguita separatamente, mediante l’utilizzo di HNO3 concentrato, di 1,0 M di (NH4)2S208, di H202 al 50% in vol. e con H2O4 1,0 M. I risultati ottenuti sono stati confrontati con prove in parallelo con MWCNT non ossidati con le stesse dimensioni dei MWCNT ossidati. Le conclusioni sono state le seguenti: l’ossidazione superficiale ha sensibilmente aumentato la capacità di rimozione del Hg (II). Il risultato migliore si è ottenuto con l’impiego del MWCNT con le dimensioni di 40-60 nm diametro esterno, e di lunghezza 5-15 μm; ossidato con HNO3.

Altri ricercatori [100], hanno trattato MWCNT con sei ossidanti e in seguito valutato gli effetti chimici avvenuti sulla superficie dei CNT, utilizzando una combinazione di tecniche analitiche. La spettroscopia fotoelettronica a raggi X (X-ray photoelectron spectroscopy – XPS), la spettrometria a dispersione di energia (EDX) (Energy Dispersive X-ray Spectrometry), sono servite per caratterizzare l’estensione dell’ossidazione superficiale. Mentre, le tecniche di derivatizzazione chimica (processo che utilizza una serie di reazioni chimiche in grado di sostituire gruppi funzionali di molecole), in unione con XPS, hanno permesso di determinare la concentrazione di gruppi carbossilici (-COOH), carbonilici (– CO=O), e idrossilici (- OH), inseriti sulla superficie dei MWCNT. I risultati indicano che la distribuzione di gruppi funzionali contenenti ossigeno erano sensibili al tipo di ossidante. I MWCNT trattati con (NH4)2S208, (ammonio persolfato) e H2O2 (perossido d’idrogeno), hanno prodotto concentrazioni più elevate di gruppi funzionali carbonile e idrossilici; invece, HNO3 e KMnO4, hanno incrementato la presenza di gruppi carbossilici. L’inserimento di gruppi funzionali contenenti ossigeno, producono un incremento pronunciato delle proprietà adsorbenti e una stabilità colloidale dei CNT.

In uno studio del 2017, alcuni ricercatori [101], hanno utilizzato il bromuro di allil-trifenilfosfonio e il glicerolo per formare del solvente eutettico profondo (DES), che è stato utilizzato per modificare nanotubi di carbonio. Il nanocomposito ottenuto è stato utilizzato per la rimozione del mercurio. La massima capacità di adsorbimento è stata di 186,97 mg/g. Un composito [102] è stato formato dall’unione di nanotubi di carbonio a parete multipla con Fe3O4, (nanocomposito magnetico), e adoperato per la rimozione di Hg (II). Il nanocomposito MWCNT/ Fe3 O4 ha dimostrato un’alta capacità di adsorbimento del Hg (II), pari a 238, 78 mg/g. I ricercatori hanno dimostrato che l’inserimento della magnetite nel CNT non migliora solo la capacità di adsorbimento, ma facilita anche la rigenerazione e il riutilizzo del nanocomposito, dopo il suo utilizzo nella rimozione del rame. (Quest’ultimo riferimento è un esempio di nanocomposito, un’esposizione più completa dei preparati compositi è descritta al n. 15).

11. Nanomateriali a base di grafene con funzione adsorbente

La ricerca si è anche concentrata su un’altra forma allotropica del carbonio: il grafene. La scoperta del grafene è merito di due fisici: Andrej Gejm e Konstantin Novoselov dell’università di Manchester. I due scienziati nel 2004 ebbero un’intuizione geniale. In un’interessante intervista con Konstantin Novoselov condotta, nel mese di luglio 2011 dal prof. Odifreddi [103], lo scienziato racconta come i due fisici fecero la scoperta del grafene. Il colloquio iniziò dall’osservazione che la grafite esiste in natura, mentre il grafene no. Alla domanda se un tratto di matita lasciasse una traccia di grafene, lo scienziato rispose: «Un centinaio». Da quest’osservazione, lo scienziato spiegò come scoprirono il grafene e disse: «Si mette dello scotch sulla traccia della matita, e si tira, qualcosa ci rimane sopra, e qualcosa rimane sulla carta. Poi si mette dello scotch sullo scotch, e si tira, qualcosa rimane su uno dei nastri, e qualcosa sull’altro. E si continua, fino a quando su uno dello scotch non rimane che uno strato solo. Poi si trasferisce lo strato su un substrato, e permette di renderlo visibile a occhio nudo». Geniale. In questo modo è stato scoperto un materiale dalle proprietà elettroniche, ottiche, termiche e meccaniche, uniche e straordinarie. Nel 2010, i due scienziati vinsero il premio Nobel per la fisica. Il grafene (graphene) come accennato, è una delle forme allotropiche del carbonio, è un solido cristallino, costituito da un unico strato di atomi di carbonio ordinati in una struttura bidimensionale (2D) di tipo esagonale (disposizione a nido d’ape) [104].

Figura 5. Nel disegno è schematizzata la struttura della grafite, in cui è posto in evidenza un singolo piano che isola uno strato di grafene.

I materiali a base di grafene usati come adsorbenti, possiedono diversi vantaggi rispetto ai CNT. Particolare importante il grafene possiede due piani basali disponibili per l’adsorbimento degli inquinanti; al contrario, le pareti interne dei CNT non sono accessibili dalle sostanze potenzialmente adsorbibili [105]. I nanomateriali della famiglia del grafene (GFNs, Graphene-family nanomaterials), tra cui il grafene incontaminato, l’ossido di grafene ridotto (RGO, reduced graphene oxide), e l’ossido di grafene (GO, graphene oxide), hanno ottime proprietà di adsorbimento, e pertanto sono nanomateriali molto utili per la depurazione dell’acqua [105].

L’ossido di grafene (GO) è il prodotto di ossidazione del grafene [106] e possiede vari gruppi funzionali contenenti ossigeno: (1) gruppo funzionale idrossile (o idrossilico), è un gruppo funzionale di formula -OH caratteristico di idrossidi, alcoli e fenoli, ma presente anche nel gruppo acido carbossilico (-COOH), (2) gruppo epossidico (è costituito da un atomo di ossigeno legato a due atomi di carbonio direttamente o indirettamente collegati tra loro), (3) gruppo carbonilico (costituito da un atomo di carbonio e uno di ossigeno legati da un doppio legame: C=O). La presenza di tali gruppi aumenta la capacità di rimozione dei metalli pesanti.

L’ossido di grafene ridotto (RGO) è il prodotto di riduzione dell’ossido di grafene.

Zhao et al. [107] ha sintetizzato nanoschede, a pochi strati, di ossido di grafene usando un metodo Hummers modificato, che introduce sulla superficie delle nanoschede molti gruppi funzionali contenenti ossigeno, come – COOH, – C = O, – OH. La presenta di tali gruppi, insieme alla superficie molto estesa, con un valore teorico di 2620 m2/ g, conferisce alle manoschede un’eccellente capacità adsorbente. Arshad et al. [108], ha inserito sfere di alginato di calcio nell’ossido di grafene, che successivamente sono state trattate con polietilenimina (PEI). Lo scopo di questo trattamento è di aumentare la capacità adsorbente verso i metalli pesanti, e di superare il limite operativo del solo ossido di grafene, che risulta di difficile recupero dalle soluzioni acquose, poiché l’ossido di grafene si disperde molto bene in acqua. L’alginato di calcio è un polisaccaride insolubile in acqua, gelatinoso che può essere facilmente separato dall’acqua; la polietilenimina (PEI) o poliaziridina, è un polimero, con una unità ripetitiva composta dal gruppo amminico e da due spaziatori alifatici di carbonio. Chauke et al. [109], ha funzionalizzato l’ossido di grafene (GO) con α – ciclodestrina (αCD) per formare un primo nanocomposito GO/ αCD, che a sua volta è stato ulteriormente modificato con polipirrolo (PPY), per ottenere un nanocomposito definitivo GO/ αCD/ PPY. Il nanocomplesso ottenuto è stato adoperato per la rimozione del Cr (VI), molto tossico, dall’acqua. L’adsorbiemento ottimale è stato raggiunto a pH 2, ed è aumentato con l’aumento della temperatura. La capacità di adsorbimento massima è stata di 666,67 mg/g. (Le ciclodestrine sono oligosaccaridi ciclici naturali formati da 6, 7, 8 monomeri di D- (+) glucopiranosio, glucidi caratterizzati da un anello piranosico costituito da cinque atomi di carbonio e uno di ossigeno. Il polipirrolo – PPY, è un polimero costituito da una lunga catena di anelli di pirollo [C4H3N] n. Il pirrolo è un composto aromatico eterociclico, la cui molecola è ciclica, a forma di pentagono. L’anello è composto di 4 atomi di carbonio e uno di azoto).

12. Nanomateriali a base di ferro zero valente

Le particelle di ferro zero valente (Fe°) in nanoscala (nanoscale zero-valent iron, nZVI), sono ampiamente utilizzate nel campo della bonifica ambientale a causa della loro capacità di degradare una vasta gamma di contaminanti. Lo nZVI, è stato utilizzato nelle barriere reattive nel sottosuolo, per degradare gli inquinanti delle acque sotterranee sin dai primi anni ’90 [110]. L’azione disinquinante è fondamentalmente dovuta dal comportamento delle nanoparticelle di nZVI nell’ambiente acquoso. Tutte le particelle nZVI reagiscono con l’acqua e l’ossigeno disciolto per formare uno strato esterno di ossido di ferro/idrossido, che si traduce in una tipica struttura a nucleo/guscio [111], L’elevata reattività riducente del Fe0 (il ferro zero valente Fe0 è un donatore di elettroni), e l’ampia superficie del guscio consentono una forte degradazione di molti inquinanti (composti clorurati, metalli pesanti, coloranti organici, pesticidi, anioni inorganici, prodotti farmaceutici, e altri). Le interazioni metallo – nZVI, per i vari metalli possono essere classificate nel modo seguente [112]: Riduzione – Cr, As, Cu, Pb, Se, Hg, Ag, Ni, Co. Adsorbimento – Cr, As, Pb, Se, Co, Zn, Ba. Ossidazione/reossidazione – As, Se, Pb. Coprecipitazione – Cr, As, Ni, Se. Precipitazione – Cu, As, Cd, Zn.

Figura 6. Schema di una nanoparticella nVZI, e dei principali meccanismi di reazioni con cui rimuove i contaminanti ambientali nelle acque. Fe, ferro; R – Cl, cloroalcano; R-H, idrocarburo; Men +, ioni metallici. Disegno adattato da: [112].

Un’evoluzione dell’uso delle particelle nude di nZVI è rappresentata dalla formazione di nano compositi del nZVI, cioè l’unione di altre sostanze. Anche in questo caso, sono riportati solo alcuni studi, tra i molti pubblicati, inerenti l’applicazione del Fe0. In uno studio [113], la nanoparticella di nZVI è stata distribuita uniformemente sulla superficie della pomice. Il complesso ottenuto è stato utilizzato per la rimozione di Hg (II) e Cr (VI) in soluzione acquosa. La quantità rimossa dalla soluzione in esame, è stata di 107,1 mg/g per il mercurio, e di 196,9 mg/ per il cromo. Altri ricercatori [113 bis] hanno combinato nZVI con sodio dodecilsolfato (SDS), tensioattivo anionico, e l’hanno adoperato per la rimozione di Cr (VI) in soluzione acquosa. Molti studi sono stati fatti per migliorare le prestazioni del ferro zero valente, in particolar modo per ridurre l’agglomerazione delle particelle di nZVI, che rappresenta un limite per un ottimale utilizzo di queste nanoparticelle. Alcuni scienziati [114], hanno pensato di utilizzate la bentonite come supporto delle nanoparticelle di ferro zero valente per realizzare un nano composito bentonite/ nZVI. Le prove analitiche di laboratorio hanno dimostrato che il nanocomposito B/nZVI presenta una capacità di rimozione dei metalli pesanti (Pb, Cu, Cd, Ni, e Zn) pari a 50,25 mg/g, maggiore di quella ottenuta con la sola bentonite, che è stata di 27,75 mg/g. I risultati indicano che il nanocomposito con la bentonite può ridurre l’aggregazione di nZVI. Inoltre, le nanoparticelle di ferro zero valente sono ben disposte negli strati esterni di bentonite fornendo molti siti attivi per l’adsorbimento.

13. Nanomateriali a base di ossidi di ferro

Il ferro è il quarto elemento più abbondante nella crosta terrestre. L’abbondanza dell’elemento Fe, e la semplicità di sintesi degli ossidi di ferro ha dato luogo a moltissimi studi sui nanomateriali a base di ossidi di ferro. Gli ossidi di ferro più studiati sono: (1) ossidi di ferro idrato, (2) goethite [α – Fe3+O (OH)], (3) ematite (α – Fe2O3), (4) maghemite (ϒ – Fe2O3), (5) magnetite (Fe3O4) (nei composti 1, 2, 3, 4, il Ferro è trivalente, mentre nel composto 5 il Fe può essere sia bivalente sia trivalente).

La goethite, Birendra Kumar Mohapatra, et al. [115], è un minerale ossi-idrossi di ferro α-Fe3+O(OH), presente in natura, molto diffuso, si trova in associazione con diversi tipi di depositi minerali tra cui ferro, manganese e minerali di bauxite (roccia sedimentaria che costituisce la principale fonte di alluminio). Nel 1806, fu chiamato goethite in onore di J.W. Goothe, poeta e filosofo tedesco, che aveva un forte interesse per i minerali. In genere si forma in condizioni ossidanti, come risultato dell’azione di agenti atmosferici in minerali contenenti ferro. Ha diverse forme, dimensioni e morfologia. Ha grandi capacità adsorbenti. Può contenere quantità variabili di Al2O3, MnO, CaO e SiO2.

Mohapatra, et al. [116], ha eseguito uno studio comparativo sulla capacità adsorbente del minerale mediante soluzioni acquose, singole e binarie di cationi Pb (II), Cd (II), Cu (II) e Co (II). L’adsorbimento massimo di Pb (II) (222 mg/L) è stato osservato nella soluzione binaria Pb (II) 500 mg/L – Cd (II) 200 mg/L. Mentre è stata osservata una riduzione della capacità adsorbente del Pb (II) nella soluzione binaria Pb (II) – Cu (II).

In altri studi, Amita Jaiswal et al. [117] ha utilizzato Il minerale goethite per valutare l’adsorbimento di Cu (II) e Cd (II) in soluzioni acquose, in un sistema discontinuo variando la dose dell’adsorbente (0,2 g – 1, 0 g); il pH della soluzione (3 – 5); la concentrazione dei due cationi (5 mg /L– 25 mg/L). La percentuale di adsorbimento è stata rispettivamente del 98, 00% e del 87,50%.

Altri ricercatori [118], hanno valutato la capacità adsorbente della goethite naturale nei confronti del Cr (VI) in soluzione acquosa. Lo studio è stato fatto in funzione delle concentrazioni iniziali di Cr (VI), il tempo di contatto, del pH, e della temperatura della soluzione. E’ stato evidenziato che il processo di rimozione del Cr (VI) è maggiore per valori di pH inferiori, il massimo dell’adsorbimento è stato ottenuto a pH 2. Inoltre, è stato messo in evidenza che l’adsorbimento del Cr (VI) è favorito dall’aumento della temperatura, poiché il processo di adsorbimento è di natura endotermica.

Ematite. E’ un minerale del ferro (un ossido di ferro con formula bruta α – Fe2O3) comunemente presente in natura in situazioni di sovrasaturazione di ossigeno. Il nome deriva dal greco “αίμα” (sangue) a causa della polvere di ematite di un rosso intenso.

In uno studio [119] sperimentale, ricercatori della “University of Texas at San Antonio United States” è stato esaminato l’adsorbimento di ioni metalli Pb (II), Cd (II), Cu (II) e Zn (II), in soluzione acquosa, in funzione della concentrazione dell’adsorbente. I dati sperimentali hanno dimostrato che la capacità di adsorbimento aumenta con l’aumentare della concentrazione dell’ematite. A 0,5 g/L di nanoematite i risultati erano i seguenti: Pb (100%), Cd (94%), Cu (89%) e Zn (100%).

Adegoke, H.I. et al. [120], ha studiato l’adsorbimento del Cr (VI) in soluzione acquosa, con l’utilizzo di nanoparticelle di ematite sintetizzata. Le dimensioni delle particelle di ematite erano comprese nell’intervallo di 15,69 – 85, 84 nm e presentavano morfologie differenti (esagonali, simili a placche, nanocubi, arrotondate e sferiche). La capacità massima di adsorbimento del Cr (VI) è stata di 6.33 – 200 mg/g per tutti i diversi campioni di ematite. L’assorbimento massimo è stato ottenuto a pH 3,0 mentre l’adsorbimento è diminuito all’aumentare del pH da pH 3,0 a pH 10,0. Inoltre, lo studio ha documentato che l’ematite con morfologia a placche aveva la più alta capacità di adsorbimento, e ciò pone in evidenza che le diverse morfologie svolgono un ruolo importante sulla capacità di adsorbimento dell’ematite nei confronti del Cr (VI) in soluzione acquosa.

Arundhati Sengupta, et. al. [121] ha assemblato un nanocomposito dall’unione di microschede di ematite modificate con nanocristalli di zirconia (ossido di zirconio) tetragonali (dimensioni di circa 4 nm). Il nanocomposito è stato sperimentato per adsorbire gli inquinanti cationi inorganici. L’efficienza di rimozione è stata di circa il 99% per Cu (II), Cd (II) e Pb (II).

Maghemite. Le nanoparticelle di maghemite (ϒ – Fe2O3), sono ampiamente utilizzate per la rimozione dei metalli pesanti nelle acque reflue. La nanomaghemite ha un’ampia superficie che contribuisce alla loro elevata capacità di adsorbimento. Inoltre, le nanoparticelle di maghemite possono essere agevolmente recuperate dalle acque reflue, dopo il loro trattamento, sottoponendo il tutto a un campo magnetico.

Un interessante studio è stato seguito da Mélanie Auffan, et al. [122], per mettere in relazione le diverse dimensioni della maghemite con la quantità di arsenico adsorbito. I risultati sperimentali hanno dimostrato che la maghemite di 20 nm, adsorbiva più As (III) in confronto con la maghemite di 300 nm. Per spiegare la differenza di capacità di adsorbimento dell’arsenico delle due nanoparticelle, l’arsenico è stato utilizzato come “sonda” per esplorare la struttura superficiale di una nanoparticella di maghemite di 6 nm. Le deduzioni ottenute nella “esplorazione” della superficie della particella di 6 nm, hanno indotto i ricercatori ha evidenziare un particolare fattore che contribuisce alla migliore reattività delle maghemite su nanoscala spinta. Fattore che è collegato a una modifica strutturale dipendente dalle dimensioni della superficie della nanoparticella, che lascia liberi, sulla particolare struttura geometrica della superficie, un numero maggiore di siti di adsorbimento.

Akhtarkhavari, A. [123], ha rapportato della rimozione del Mo (VI) dalle acque reflue usando maghemite in scala nanometrica (50 nm). L’adsorbimento massimo di 33,4 mg di Mo (VI)/g dell’adsorbente, si è verificato a pH 4,0. Il Mo in seguito è stato desorbito e recuperato.

Jing, et al. [124], ha sviluppato un metodo che combina adsorbimento del Cr (VI) con la separazione magnetica, per ottenere oltre alla rimozione del Cr (VI) anche il recupero della maghemite. Come per tutti gli altri studi sull’applicazione dell’adsorbimento, sono stati valutati i fattori che influenzano il processo di adsorbimento come: pH, temperatura, concentrazione iniziale del Cr (VI), e la quantità di nanoparticella utilizzata. Ad es. è stato riscontrato che l’adsorbimento ha raggiunto l’equilibrio dopo 15 minuti, a pH 2,5.

Rajput et al. [125], ha eseguito uno studio per sintetizzare nanoparticelle di maghemite supermagnetiche di morfologia controllata usando la tecnica della “pirolisi a spruzzo di fiamma” (Flame Spray Pyrolysis, FSP). Il lavoro dei ricercatori rappresenta il primo studio (anno 2017), di adsorbimento con nanoparticelle ϒ – Fe2O3, sintetizzate con FSP per la rimozione di Pb (II) e Cu (II) da una soluzione acquosa. Le capacità massime di adsorbimento di ioni metallici, per questo tipo di maghemite, sono state di 68,9 mg/g a 45 °C per Pb (II), e 34,0 mg/g a 25 °C per Cu (II). Inoltre, è stato stabilito che il pH ottimale era di 5,0.

Magnetite. Esiste in natura come minerale, ed è un composto che contiene contemporaneamente atomi di ferro bivalente e trivalente. E’ un ossido ferroso-ferrico. Ossido di ferro (II) (III), con formula Fe3O4 che può anche essere scritta come Fe2+ (Fe3+O2)2. La magnetite è un adsorbente simile alla maghemite, molto utilizzata per la facile disponibilità, basso costo, semplicità d’uso e di scarso impatto ambientale. Anche i nanomateriali a base di magnetite dopo il loro utilizzo possono essere facilmente recuperati mediante l’impiego di un campo magnetico.

Un nanoadsorbente magnetico [126] è stato formato dal legame covalente di 1,6-esandiammina sulla superficie delle nanoparticelle di magnetite, e impiegato per la rimozione di ioni Cu (II) da soluzioni acquose. Le prove sperimentali hanno indicato che la capacità massima di adsorbimento del Cu (II) era di 25,77 mg/g a pH 6. I parametri termodinamici hanno mostrato che il processo di adsorbimento era spontaneo, endotermico e di natura chimica. I successivi studi di adsorbimento-desorbimento hanno dimostrato che il nanoadsorbente aveva mantenuto intatte le sue proprietà per 15 cicli.

Giraldo, et al. [127], ha sintetizzato delle nanoparticelle magnetiche di magnetite con il metodo della co-precipitazione. La caratterizzazione strutturale, delle nanoparticelle, ha stabilito una dimensione media di 8 nm. Le nanoparticelle sintetizzate di Fe3O4 Sono state provate per trattamento di soluzioni acquose contenenti ioni metallici Pb (II), Cu (II), Zn (II) e Mn (II). I risultati sperimentali hanno dimostrato che la capacità massima di adsorbimento è stata per il Pb (II), e minima per il Mn (II). Tuttavia, nonostante la buona capacità adsorbente, le nanoparticelle di magnetite definite “nude”, proprio per la presenza del ferro (II) nella loro struttura, sono soggette a essere ossidate e corrose da acidi o basi, limitando di conseguenza la loro funzione. Pertanto, le nanoparticelle di magnetite sono generalmente modificate in superficie con l’unione di gruppi funzionali come: – NH2, – COOH, – SH, e altri. Le nanoparticelle di magnetite possono anche essere rivestite da un guscio protettivo.

Tan, et al. [128], ha funzionalizzato la magnetite con il gruppo funzionale – NH2, per ottenere il nanoadsorbente magnetico (MNPs-NH2). Queste nanoparticelle hanno dimostrato alta efficienza nella rimozione del Pb (II). Gli autori suggeriscono che con (MNPs-NH2) potrebbe essere rimosso il 98% del piombo (II) dalle acque reflue industriali.

Shi, et al. [129] ha inserito gruppi funzionali – COOH sulla nanoparticella magnetica mediante una serie di reazioni illustrate nello schema della figura 7. Il prodotto ottenuto ha dimostrato la massima capacità di adsorbimento per il Pb (II) di 74,63 mg/g; per il Cd (II) di 45,66 mg/g; per il Cu (II) di 44,84 mg/g, alla temperatura di 25 °C.

Figura 7. Nanoparticella di magnetite funzionalizzata con il gruppo funzionale carbossilico. Adattato dal riferimento [129].

Madrakian, et. al. [129 bis], ha rivestito nanoparticelle di magnetite con anilina (C6H5NH2) mediante una reazione con p-nitro-anilina. La presenza dell’anilina, in superficie ha incrementato sensibilmente la capacità di rimozione del Cr (III, Cd (III) e Pb (II).

14. Nanomateriali a base di ossidi di manganese

Mukherjee, et al. [130], ha utilizzato l’idrolisi del KMn04 per ottenere l’ossido di manganese nanocristallino. In seguito a varie tecniche è stato determinato che il nano ossido aveva una dimensione di 8 nm e una superficie di 145 m2/g. In virtù della grande superficie, le proprietà adsorbenti del nano ossido son eccellenti.

Nanoparticelle di MnO2 [131], sono state sperimentate per la rimozione del tallio (Tl) dalle acque naturali e sono stati ottenuti risultati interessanti. In sintesi, il tallio è stato adsorbito in 15 minuti a pH 7,0. La capacità massima di adsorbimento è stata di circa 672 mg/ g di MnO2. Gli autori della sperimentazione hanno messo in evidenza l’importanza del possibile utilizzo del MnO2 per il disinquinamento delle acque naturali.

In uno studio eseguito da Kim, et al. [132], è stato sintetizzato un nanocomposito formato da Fe3O4/MnO2 in cui il nucleo del sistema era formato da nanoparticelle di Fe3O4 rivestito da un guscio di MnO2 con una morfologia simile a un fiore, con una grande area superficiale. Il preparato ha mostrato una capacità di rimozione verso quattro diversi metalli pesanti: Cu (II), Cd (II), Pb (II) e Zn (II), più efficace rispetto alle nanoparticelle di Fe3O4 non modificate.

Biossido di manganese [133], è stato ottenuto dalla riduzione del permanganato di potassio, e la caratterizzazione con microscopia elettronica a trasmissione (TEM) e microscopia elettronica a scansione (SEM), del materiale ottenuto ha reso evidente un nanoagglomerato di 5 – 10 nm di diametro e 100 – 300 nm di lunghezza.

In considerazione del difficile utilizzo pratico delle nanoparticelle di biossido di manganese, il MnO2 è stato supportato su nanoparticelle di Al2O3 [134] per formare un nanocomposito. Nanocomposito che è stato impiegato per rimuovere, con ottimi risultati il Hg (II) presente in acque reflue. L’ossido di manganese idrato è un altro tipo di ossido, che in diversi studi sperimentali ha dimostrato dei vantaggi nella rimozione dei metalli pesanti, in virtù di un’elevata superficie di contatto, e dalla presenza di strutture porose insieme a numerosi siti per l’adsorbimento.

Van, et al. [135], ha impregnato nanomateriale biochar (BC) con nanoparticelle di ossido di manganese idrato, per formare un nanocomposito.

Il biochar è un prodotto ricco di carbonio, simile al carbone annerito che si trova sul fondo degli incendi estinti. È ottenuto attraverso un processo chiamato pirolisi, che è la scissione della materia organica, come legno, foglie, letame, gusci di noce, in ambienti ad alta temperatura con poco ossigeno disponibile. Il nanocomposito, è stato impiegato per la rimozione di Pb (II) e Cd (II) presente in acque reflue, e in particolare, si è rivelato 4-5 volte più efficace, in confronto dei due componenti utilizzati singolarmente, ciò mostra l’effetto complementare del nanocomposito.

15. Nanomateriali compositi

Per rimuovere alcuni limiti dei nanomateriali adsorbenti, in precedenza illustrati, è stata inventata una tecnica che consiste nel sintetizzare dei nanomateriali compositi (o ibridi), che assemblati sommano i vantaggi dei singoli costituenti, di conseguenza questi preparati hanno una migliore capacità di adsorbimento, selettività, e stabilità rispetto alle singole nanoparticelle [136]. I nanomateriali nanocompositi sono il risultato più evoluto della nanotecnologia applicata alla depurazione delle acque. Sono state sintetizzate e sperimentate molecole molto complesse. Il nanomateriale di supporto utilizzato può essere inorganico oppure organico. In questa sezione i nanocompositi sono raggruppati secondo il tipo di supporto impiegato.

15.1 Supporti inorganici per nanocompositi

I supporti inorganici dei nanocomposti utilizzati sono costituiti principalmente da carbone attivo (CA), nanotubi di carbonio (CNT), alcuni materiali naturali come la bentonite, la montmorillonite e la zeolite.

Il carbone attivo (CA) è uno degli adsorbenti più efficaci, economici e semplici da utilizzare per la rimozione degli inquinanti nelle soluzioni acquose [137]. Sono numerose le pubblicazioni che documentano l’ottima capacità, dei nanocompositi supportati dal carbone attivo, nel rimuovere molti metalli pesanti [138, 139, 140, 141].

Un nanotubo di carbonio a pareti multiple (MWCNT) è stato usato come supporto su cui è stato inserito il chitosano [142], che è uno dei polimeri più utilizzati per modificare i nanotubi di carbonio per ottenere un nanocomposito. Il prodotto ottenuto è stato impacchettato all’interno di una colonna di vetro, e utilizzato per la rimozione di ioni rame, zinco, cadmio e nichel, contenuti in una soluzione acquosa che è stata fatta passare all’interno della colonna. Il nano composito ha dimostrato una grande capacità di rimozione verso gli ioni presenti nella soluzione. Nella figura 8, è rappresentato uno schema del nanocomposito.

Figura 8. Schema di un nanocomposito MWCNT/CHITOSANO

Altri ricercatori [143] hanno modificato nanotubi di carbonio a parete multipla (MWCNT) con 8-idrossichinolina e utilizzati per la rimozione di Cu (II), Pb (II), Cd (II). E’ stato anche studiato l’utilizzo delle ciclodestrine per preparare un nanocomposito MWCNT/ciclodestrina per la rimozione di piombo e cobalto da soluzioni acquose [144]. Di recente [145] è stato sintetizzato un nanocomposito adsorbente PAMAM/CNT (poly-amidoamine /CNT) per la rimozione di As (III), Co (II), Zn (II), e la capacità massima di adsorbimento su colonna è stata rispettivamente di 432, 494 e 470 mg/g.

La bentonite è considerata un’ottima soluzione per il disinquinamento dell’acqua da metalli pesanti, in virtù delle sue eccellenti proprietà adsorbenti [146]. La bentonite è stata utilizzata per la formazione di diversi nanocompositi. Di seguito sono brevemente descritte solo alcune applicazioni della bentonite. Putro et al. [147], ha sperimentato un sistema binario formato da cellulosa nanocristallina/bentonite per valutare la capacità adsorbente nei confronti di Pb (II) e Hg (II) presenti in una soluzione acquosa, con risultati positivi. La rimozione dei metalli pesanti è stata studiata [148] con un nanocomposito formato da bentonite/ nZVI (nano-Zero Valent Iron).

La zeolite è un altro tipo di materiale molto impiegato per la formazione di nanocompositi. Alcuni ricercatori [149] hanno proposto una preparazione di zeolite/ossido di zinco per verificare la capacità di adsorbimento di Pb (II) e AS (II), in soluzione acquosa. I risultati hanno dimostrato che il preparato formato da nanoparticelle di ZnO delle dimensioni di 4,5 nm inserite nella zeolite, sono stati ottimi. Un nanocomposito [150], formato da idrossiapatite/zeolite è stato sperimentato sia per la rimozione di Pb (II) e Cd (II) in soluzione acquosa, sia per valutare l’attività antibatterica in vitro di Bacillus subtilis (Gram +) e Pseudomonas aeruginosa (Gram -). I risultati hanno dimostrato un grande potenziale di adsorbimento; circa il 95% il per Pb (II) e per il Cd (II), e una eccellente attività antibatterica. Esistono molti altri supporti inorganici per la formazione di nanocomposti, come GO (ossido di grafene), sabbia, argilla, ecc.

15.2 Polimeri come supporto per nanocompositi

I nanocompositi funzionalizzati con polimeri (Polymer-Functionalized Nanocomposites – PFNCs), ad azione adsorbente, sono di grande interesse per la rimozione di metalli emetalloidi presenti nelle acque di diversa origine [151]. I PFNCs forniscono gruppi funzionali tramite i quali il nanocomposito esplica maggiore capacità adsorbente [151].

I polimeri utilizzati come supporto per i nanocompositi sono: 1) polimeri organici sintetici e 2) biopolimeri.

Dei ricercatori [152] hanno miscelato il poli (N-polivinilcarbazolo) (PVK) con l’ossido di grafene (GO), per formare un nanocomposito PVK/GO utilizzato per adsorbire metalli pesanti in soluzioni acquose. I risultati mostrano che la capacità di adsorbimento di Pb 2+ da parte del nanocomposito è aumentata con l’aumentare della quantità di GO. Questo fenomeno è stato attribuito alla crescente concentrazione di gruppi funzionali contenenti ossigeno disponibili nel nanocomposito. La capacità di adsorbimento del nanocomposito PVK/GO nei confronti del Pb2+ è stata di 887,98 mg/g. Un nanocomposito [153], formato da poli-anilina (MPANI) e Mn2O3 è stato sottoposto alle usuali indagini strumentali, normalmente utilizzate, per definirne le caratteristiche, tra cui la microscopia elettronica a scansione (Scanning Electron Microscopy-SEM). L’immagine SEM ha dimostrato che il preparato ha una struttura simile a una spugna agglomerata di 200-500 nm. La nanostruttura è stata usata come adsorbente per la rimozione di ioni Pb (II), Ni (II), e Cd (II) in matrici acquose.

Oltre ai polimeri organici sintetici, sono ampiamente utilizzati come supporti di nanocompositi i biopolimeri come cellulosa, chitosano, alginato e altri. La cellulosa, è uno dei biopolimeri più comuni che possiede gruppi idrossilici sul suo anello di glucosio che forniscono abbondanti siti di coordinamento per ioni di metalli pesanti. Pertanto, la cellulosa è un materiale importante per la formazione di nanocompositi ad azione adsorbente. Il chitosano è un altro materiale che ha un grande potenziale di adsorbimento nei confronti dei metalli pesanti per la contemporanea presenza di gruppi funzionali – NH2 e – OH nella sua struttura. L’alginato è un biopolimero atossico e biodegradabile che viene estratto dalle alghe brune.

Abdel, et al. [154] ha realizzato un nano composito con un nucleo di ZnO @ Chitosan / a guscio organico (ZOCS) per rimuovere gli ioni Pb (II), Cd (II) e Cu (II) dall’acqua inquinata. I risultati della caratterizzazione hanno rivelato che le particelle erano di forma rotonda con dimensioni medie di 58 nm. La rimozione ottimale per Cu (II), Pb (II) e Cd (II) è stata ottenuta a pH 4, 6 e 6,5 rispettivamente. La capacità di adsorbimento degli ioni metallici è stata di 476,1, 135,1 e 117,6 mg / g, rispettivamente per Pb (II), Cd (II) e Cu (II). Un nano composito [155] formato da chitosano/alginato, è stato sperimentato per la rimozione del cromo (VI) da scarichi idrici con eccellenti risultati.

15.3 Nanocompositi magnetici

I nanocompositi magnetici si basano principalmente sul ferro magnetico e ossidi di ferro. La produzione di questi nanocompositi può essere fondamentalmente ottenuta mediante tre procedimenti:

(1) modifica della superfici delle nanoparticelle magnetiche di ferro, e nanoparticelle di ossido di ferro con l’introduzione di gruppi funzionali come: – NH2, – SH;

(2) incapsulando nanoparticelle di ossido di ferro con altri materiali come acido umico, polietilenimmina, polirodanina, MnO2, polipirrolo (PPy) e altri materiali, per creare una struttura a guscio;

(3) ricoprendo alcuni materiali porosi come ossido di grafene, o CNT, con le nanoparticelle di ferro o di ossido di ferro.

Mdrakian, et al. [156], ha modificato nanoparticelle di maghemite con un nuovo omopolimero formato dalla ripetizione di un monomero chiamato mercaptoetilammina. Questo monomero, a sua volta, è stato ottenuto dalla reazione dell’anidride maleica con una soluzione di cisteamina cloridrato, a una temperatura di 120 °C. Il prodotto ottenuto, la mercaptoetilammina, sulla superficie della maghemite (che costituisce il nucleo) subisce un processo di polimerizzazione formando il guscio organico del nanocomposito. Di questo nanocomposito si è voluto intenzionalmente fornire una spiegazione chimica più dettagliata per mettere in risalto la complessità di queste nanostrutture. Uno schema della successione delle reazioni è illustrato nella figura 9.

Figura 9. La sintesi inizia con l’anidride maleica (1) che reagisce con una soluzione di cisteamina cloridrato (2). La soluzione è stata portata a 120 °C fino a quando tutta l’acqua è stata rimossa, e la cisteamina ha reagito con l’anidride maleica attraverso l’apertura dell’anello dell’anidride maleica, per formare il monomero mercaptoetilammina (3). Il monomero in presenza delle nanoparticelle di maghemite (MPM), e di una soluzione d’iniziazione, subisce un processo di polimerizzazione per formare un guscio organico. Il riferimento (4) schematizza una nanoparticella di maghetite circondata dal polimero rappresentato da palline nere.

Jing-Fu et. al. [157], ha incapsulato nanoparticelle di Fe3O4 con acido umico (HAs) per realizzare un nanocomposito magnetico (Fe3O4/ HAs) impiegato per rimuovere Hg (II), Cd (II), Cu (II) in acqua. Il nanocomposito è stato poi recuperato dall’acqua mediante l’utilizzo di un campo magnetico. Song, et al. [158] ha sintetizzato un nanocomposito formato da nanoparticelle magnetiche incapsulate da polirodanina (Ƴ – Fe2O3/polirodanina), per l’adsorbimento di ioni Hg (II) in soluzione acquosa con ottimi risultati. L’impiego di questo tipo di nanocomposito è particolarmente consigliato perché, dopo l’utilizzo di un campo magnetico, il nano composito può essere riutilizzato. Un nanocomposito [159] magnetico formato da Fe3O4 rivestito da MnO2, (Fe3O4/ MnO2), è stato utilizzato per rimuovere diversi metalli pesanti Cu (II), Cd (II), Pb (II) e Zn (II). La caratterizzazione strutturale del nanocomposito ha evidenziato che il nucleo di nanoparticelle di Fe3O4 era rivestito da un guscio di MnO2 con una morfologia simile a un fiore. Anche questo nanomateriale magnetico è riutilizzabile dopo l’impiego di un campo magnetico. Anche il polipirollo (PPy) [160] è stato utilizzato come materiale di rivestimento di nanoparticelle di Fe3O4 per la formazione di nanocomposito magnetico Fe3O4/ (PPy). Questo tipo di nanocomposito, nelle prove sperimentali, ha dimostrato proprietà di adsorbimento nei confronti del Cr (VI), soluzione acquosa, fino al 99%. Ricoprendo l’ossido di grafene (GO) con Fe3O4 [161] è stato preparato un nanocomposito supermagnetico (GO)/ Fe3O4 adoperato come adsorbente per il disinquinamento delle acque reflue. L’associazione ha fornito prova di alta efficienza di adsorbimento per la purificazione delle acque reflue contaminate da coloranti organici. La capacità massima di adsorbimento è stata di circa 546,45 mg/g per il blu di metilene, e di circa 628,93 mg/g per la tintura anionica rosso Congo. Anche in questo caso, mediante passaggio in un campo magnetico, il preparato nanocomposito è stato rigenerato e riutilizzato.

16. Conclusioni

I nanomateriali sono utilizzati per rimuovere i metalli pesanti nelle acque reflue di qualunque origine. In questo lavoro sono stati descritti solo i principali nanomateriali con capacità adsorbente, ponendo in evidenza soltanto gli aspetti essenziali delle singole nanoparticelle, con lo scopo di fornire un primo approccio alle soluzioni che la nanotecnologia propone per la depurazione delle acque. Pur nei limiti di questo lavoro, l’autore spera che siano evidenti gli straordinari fondamenti teorici che sostengono le possibili applicazioni pratiche della nanotecnologia, anche nel campo ambientale. Volutamente, in questa pubblicazione non sono stati trattati alcuni aspetti connessi con l’utilizzo dei nanomateriali. Ci sono ancora alcuni problemi che devono essere superati per utilizzare al meglio i nanomateriali, poiché parte di questi nanomateriali sono instabili e tendono ad aggregarsi, riducendo la loro capacità di adsorbimento. Inoltre, può risultare difficile separare i nanomateriali dall’ambiente acquoso in modo rapido ed efficace. I processi di sintesi delle nanoparticelle, e il loro impiego a lungo termine, necessitano di ulteriori approfondimenti. Di particolare importanza è lo studio dell’impatto ambientale di questi prodotti, al fine di definire i rischi tossicologici per l’uomo e per tutti i componenti della catena alimentare. Senza dubbio, questo aspetto dell’utilizzo dei nanomateriali rappresenta una priorità. Le ricerche sulla biocompatibilità delle nanoparticelle sono attualmente insufficienti, come sono carenti le normative che regolano l’uso di questi materiali. In questa sintesi degli argomenti che rappresentano l’altra faccia della medaglia della nanotecnologia, trova il suo spazio anche una considerazione di tipo economico; poiché i costi di questi prodotti dovrebbero essere ottimizzati per consentire una maggiore commercializzazione. Ne consegue che i nanomateriali disponibili per la rimozione dei metalli pesanti su scala industriale sono rari. Tuttavia, nonostante la validità delle riflessioni sinteticamente descritte, resta estremamente valida la necessità della rimozione dei metalli pesanti dalle acque reflue per la protezione dell’ambiente e la salute del genere umano; e la straordinaria novità dei nanomateriali ha fornito un’alternativa molto promettente ai tradizionali adsorbenti adoperati per il disinquinamento delle acque reflue. E’ auspicabile che nel futuro tutti gli sforzi siano compiuti per permettere un pratico e sicuro utilizzo della nanotecnologia per la depurazione delle acque reflue.

 

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