ANÁLISIS DE AGUAS
INTRODUCCIÓN
El agua es un líquido anómalo porque
es una mezcla de 18 compuestos posibles derivados de los tres isótopos que presenta
cada uno de los átomos que componen su molécula, H2O: 1H, 2H y 3H para el hidrógeno
y 16O, 17O y 18O para el oxígeno. En la práctica es el agua ligera, peso molecular 18
g/mol, el componente más abundante.
su calor específico es elevado lo que conlleva la absorción de grandes cantidades de
calor con pequeñas variaciones de la temperatura lo que permite la regulación de ésta en
la Tierra.
Tiene mayor densidad en estado líquido que en estado sólido, es decir, se expande al
solidificar alcanzando el máximo valor a 4ºC aproximadamente. Este dato, que podría
ser una nimiedad, es muy importante ya que el hielo sólido flota sobre el agua líquida y,
además, a partir de un cierto espesor actúa como aislante impidiendo la congelación
total de la masa de agua (los ríos se convertirían en glaciares) y la muerte de los seres
vivos, que se congelarían.
desde el punto de vista químico debería ser un gas a temperatura ambiente. Esto no es
así por la presencia de enlaces por puente de hidrógeno, los cuales también explican el
comportamiento señalado en el epígrafe anterior.
Además, tiene
1. elevada conductividad térmica
2. fuerte poder ionizante
3. elevada constante dieléctrica (aislante)
4. gran poder disolvente
Finalmente, el agua tiene la propiedad de producir la disociación electrolítica y la hidrólisis.
A todo lo anterior hay que añadir que es
la única sustancia que se encuentra sobre la Tierra en los tres estados
el componente mayoritario de los seres vivos en los que juega un papel fundamental.
Las propiedades anteriores, unidas a su abundancia y distribución hacen del agua el
compuesto más importante de la superficie terrestre.
Otros datos de interés
El agua es un compuesto esencial para la vida, hasta el punto de que ésta no sería
posible sin ella. Se utiliza en la alimentación de los seres vivos, en la agricultura, en la
industria, etc.
El agua es el medio en el que se producen la mayoría de las reacciones físicas químicas
y bioquímicas que son fundamentales para la vida.
El volumen de agua presente en los seres humanos depende de la edad y del tipo de
tejido. El contenido de ésta es superior en el hombre que en la mujer y el promedio está
en torno al 65%. Este volumen de agua sirve para transportar sustancias y como
regulador de la temperatura corporal. El aporte diario de agua ha de ser de unos 2 L
para compensar la pérdida por la orina, a través de la piel por sudoración, en el
intercambio respiratorio y por el intestino.
El principal factor de riesgo para numerosas intoxicaciones e infecciones es el
intercambio fisiológico del agua, siempre que ésta se encuentre alterada, mediante
contaminación, en sus parámetros físicos, químicos o biológicos. Dependiendo del uso
que se vaya a hacer, es de máximo interés controlar analíticamente la calidad del agua.
Pequeños cambios en la presencia de algunas sustancias pueden variar sensiblemente
las propiedades del agua, hacerlas inservibles y hasta peligrosas para la salud.
Abundancia.
Para hacernos una idea he aquí unos datos:
• El volumen total de agua del planeta equivale a 1400 millones de km3. Si esta
cantidad cayese sobre España la cubriría con un espesor de 2800 km. El 90% no es
utilizable por los seres vivos por estar combinada en la litosfera. El 10% restante se
distribuye así: 97.6% en los océanos; 1.9% en los casquetes polares y glaciares y
sólo el 0.5% como agua dulce, la mayor parte (94% en los acuíferos). Por tanto,
sólo el 0.03% son aguas superficiales libres en la corteza terrestre.
• Cerca de 12000 km3 de agua, la mayor parte en forma de vapor, se encuentra en
cualquier momento en la atmósfera. Si todo este vapor se precipitase en forma de
agua en toda la Tierra, ésta sería cubierta en su totalidad por sólo 2.5 cm de altura.
• Cada día se evaporan o transpiran 1120 km3 de agua dentro de la atmósfera.
Las aguas subterráneas, que representan el 0,47 % de los recursos totales, juegan un
papel muy importante como reguladoras de las variaciones pluviométricas de un lugar. Los
acuíferos de aguas subterráneas aportan el 30% del caudal de los ríos, mientras que los
embalses sólo regulan el 15% de los caudales.
Existen dos tipos de acuíferos subterráneos:
1. acuíferos libres: cubiertos por terrenos permeables en los que existen fisuras y los
niveles que contienen pueden variar en función de la capacidad de recarga,
principalmente a través de la superficie. Son mejores reguladores de las variaciones
en las precipitaciones.
2. acuíferos cautivos: cubiertos por terrenos casi impermeables en los que el agua se
encuentra cautiva o presurizada, en cantidades poco variables. Son considerados
como minas de agua y su regeneración requiere cientos de años.
Hoy día, las reservas de agua explotables son las que están poco implicadas en el
ciclo del agua, acuíferos cautivos. Se descartan las que están implicadas en el ciclo
hidrológico, como lagos, ríos, embalses y aguas subterráneas poco profundas. La
explotación de los recursos no renovables se está llevando a cabo en zonas muy áridas con
recursos renovables escasos y muy explotados.
El agua de mar constituye el 97.6 % de los recursos de agua pero su uso está muy
restringido para la actividad humana dada su elevada concentración en sales: 3.5%.
Los porcentajes de los compuestos más abundantes son:
2.7% de cloruro sódico
0.3% de cloruro magnésico
0.2% de sulfato magnésico
0.1% de sulfato cálcico
0.2% de otras sales.
Llama poderosamente la atención la ausencia de sales de potasio cuando su
solubilidad es igual o superior a la de la mayoría de sales presentes en el agua marina.
Hay varios motivos que lo explican, siendo el más importante su desaparición durante el proceso
que transcurre desde la disolución de los minerales por los agentes atmosféricos hasta su
llegada al mar, debido a que es uno de los principales nutrientes de los vegetales.
Las aguas naturales, bien sean superficiales o subterráneas, presentan unas
características determinadas que han sido compatibles con la vida vegetal y animal a lo
largo de los siglos. La progresiva contaminación debida a la industria, la agricultura o a las
aglomeraciones urbanas, cambia sustancialmente las propiedades del agua y comporta un
nivel de exigencia cada vez mayor en los sistemas de control.
Las filtraciones, los vertidos y la contaminación atmosférica (la lluvia ácida, por
ejemplo) han originado que, en muchos casos, el agua natural no sea agua potable. Esto ha
originado la necesidad de utilizar parámetros de control. Estos parámetros dependen de la
procedencia del agua y de su uso (consumo humano, uso industrial, vertidos, etc.).
El control de la calidad de las aguas incluye la problemática del muestreo (número
de muestras, frecuencia, lugares de muestreo), la conservación de las muestras, la selección
de los parámetros de control, la elección de los métodos analíticos y el control de calidad de
los análisis.
CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS DE LAS AGUAS.
Las aguas naturales, al estar en contacto con diferentes agentes (aire, suelo,
vegetación, subsuelo, etc.), incorporan parte de los mismos por disolución o arrastre, o
incluso, en el caso de ciertos gases, por intercambio. A esto es preciso unir la existencia de
un gran número de seres vivos en el medio acuático que interrelacionan con el mismo
mediante diferentes procesos biológicos en los que se consumen y desprenden distintas
sustancias.
Esto hace que las aguas dulces pueden presentar un elevado número de sustancias
en su composición química natural, dependiendo de diversos factores tales como las
características de los terrenos atravesados, las concentraciones de gases disueltos, etc. Entre
los compuestos más comunes que se pueden encontrar en las aguas dulces están:
como constituyentes mayoritarios los carbonatos, bicarbonatos, sulfatos, cloruros y
nitratos.
como constituyentes minoritarios los fosfatos y silicatos, metales como elementos traza
y gases disueltos como oxígeno, nitrógeno y dióxido de carbono.
El agua de lluvia presenta los cationes:
Na+, K+, Ca2+, Mg2+ los aniones: HCO3 −, Cl−, Br−, I−, SO4 2−, NO3 −, PO4 3−
y dióxido de carbono, oxígeno, ozono, nitrógeno, argón, etc.
La composición química natural de las aguas puede verse alterada por actividades
humanas: agrícolas, ganaderas e industriales, principalmente. La consecuencia es la
incorporación de sustancias de diferente naturaleza a través de vertidos de aguas residuales
o debido al paso de las aguas por terrenos tratados con productos agroquímicos o
contaminados.
Estas incorporaciones ocasionan la degradación de la calidad del agua provocando
diferentes efectos negativos como
la modificación de los ecosistemas acuáticos
la destrucción de los recursos hidráulicos
riesgos para la salud
incremento del coste del tratamiento del agua para su uso
daño en instalaciones (incrustaciones, corrosiones, etc.)
destrucción de zonas de recreo.
Las aguas contaminadas presentan compuestos diversos en función de su
procedencia: pesticidas, tensoactivos, fenoles, aceites y grasas, metales pesados, etc.
La composición específica de un agua determinada influye en propiedades físicas
tales como densidad, tensión de vapor, viscosidad, conductividad, etc.
Los parámetros de control se pueden agrupar de la siguiente manera:
Físicos
Características organolépticas
Color, olor, sabor
Elementos flotantes
Temperatura
Sólidos
Conductividad
Radioactividad
Químicos
pH
Materia Orgánica (Carbono orgánico total ,COT)
DBO
DQO
Nitrógeno y compuestos derivados (amoniaco, nitratos, nitritos, etc.)
Fósforo y compuestos derivados (fosfatos)
Aceites y grasas
Hidrocarburos
Detergentes
Cloro y cloruros
Fluoruros
Sulfatos y sulfuros
Fenoles
Cianuros
Haloformos
Metales
Pesticidas
Gases disueltos
Oxígeno
Nitrógeno
Dióxido de carbono
Metano
Ácido sulfhídrico
Biológicos
•Coliformes totales y fecales
Estreptococos fecales
Salmonellas
Enterovirus
Parámetros físicos
Color
Es el resultado de la presencia de materiales de origen vegetal tales como ácidos húmicos,
turba, plancton, y de ciertos metales como hierro, manganeso, cobre y cromo, disueltos o en
suspensión. Constituye un aspecto importante en términos de consideraciones estéticas. Los
efectos del color en la vida acuática se centran principalmente en aquellos derivados de la
disminución de la transparencia, es decir que, además de entorpecer la visión de los peces,
provoca un efecto barrera a la luz solar, traducido en la reducción de los procesos
fotosintéticos en el fitoplancton así como una restricción de la zona de crecimiento de las
plantas acuáticas.
Olor
Es debido a cloro, fenoles, ácido sulfhídrico, etc. La percepción del olor no constituye una
medida, sino una apreciación, y ésta tiene, por lo tanto, un carácter subjetivo. El olor
raramente es indicativo de la presencia de sustancias peligrosas en el agua, pero sí puede
indicar la existencia de una elevada actividad biológica. Por ello, en el caso de aguas
potable, no debería apreciarse olor alguno, no sólo en el momento de tomar la muestra sino
a posteriori (10 días en recipiente cerrado y a 20ºC).
Turbidez
Es una medida de la dispersión de la luz por el agua como consecuencia de la presencia en
la misma de materiales suspendidos coloidales y/o particulados. La presencia de materia
suspendida en el agua puede indicar un cambio en su calidad (por ejemplo, contaminación
por microorganismos) y/o la presencia de sustancias inorgánicas finamente divididas
(arena, fango, arcilla) o de materiales orgánicos. La turbidez es un factor ambiental
importante en las aguas naturales, y afecta al ecosistema ya que la actividad fotosintética
depende en gran medida de la penetración de la luz. Las aguas turbias tienen, por supuesto,
una actividad fotosintética más débil, lo que afecta a la producción de fitoplancton y
también a la dinámica del sistema. La turbidez del agua interfiere con usos recreativos y el
aspecto estético del agua. La turbidez constituye un obstáculo para la eficacia de los
tratamientos de desinfección, y las partículas en suspensión pueden ocasionar gustos y
olores desagradables por lo que el agua de consumo debe estar exenta de las mismas. Por
otra parte, la transparencia del agua es especialmente importante en el caso de aguas
potables y también en el caso de industrias que producen materiales destinados al consumo
humano, tales como las de alimentación, fabricación de bebidas, etc.
Sólidos en suspensión
Comprenden a todas aquellas sustancias que están suspendidas en el seno del agua y no
decantan de forma natural.
Temperatura
La temperatura de las aguas residuales y de masas de agua receptora es importante a causa
de sus efectos sobre la solubilidad del oxígeno y, en consecuencia, sobre las velocidades en
el metabolismo, difusión y reacciones químicas y bioquímicas. El empleo de agua para
refrigeración (por ejemplo en las centrales nucleares) conlleva un efecto de calentamiento
sobre el medio receptor que se denomina “contaminación térmica”. Su alteración suele
deberse a su utilización industrial en procesos de intercambio de calor (refrigeración).
Influye en la solubilidad de los gases y las sales. Temperaturas elevadas implican
aceleración de la putrefacción, con lo que aumenta la DBO y disminuye el oxígeno
disuelto.
Densidad
Las medidas de densidad son necesarias en aguas de alta salinidad para convertir medidas
de volumen en peso. Es práctica común medir volumétricamente la cantidad de muestra
usada para un análisis y expresar los resultados como peso/volumen (por ejemplo, mg/L).
Aunque ppm y mg/L sólo son medidas idénticas cuando la densidad de la muestra es 1,
para muchas muestras se acepta el pequeño error que se introduce al considerar que 1 ppm
es 1 mg/L.
Sólidos
De forma genérica se puede denominar sólidos a todos aquellos elementos o compuestos
presentes en el agua que no son agua ni gases. Atendiendo a esta definición se pueden
clasificar en dos grupos: disueltos y en suspensión. En cada uno de ellos, a su vez, se
pueden diferenciar los sólidos volátiles y los no volátiles.
La medida de sólidos totales disueltos (TDS) es un índice de la cantidad de sustancias
disueltas en el agua, y proporciona una indicación general de la calidad química. TDS es
definido analíticamente como residuo filtrable total (en mg/L) Los principales aniones
inorgánicos disueltos en el agua son carbonatos, bicarbonatos, cloruros, sulfatos, fosfatos y
nitratos. Los principales cationes son calcio, magnesio, sodio, potasio, amonio, etc.
Por otra parte, el término sólidos en suspensión, es descriptivo de la materia orgánica e
inorgánica particulada existente en el agua (aceites, grasas, arcillas, arenas, fangos, etc.). La
presencia de sólidos en suspensión participa en el desarrollo de la turbidez y el color del
agua, mientras que la de sólidos disueltos determina la salinidad del medio, y en
consecuencia la conductividad del mismo.
Por último, la determinación de sólidos volátiles constituye una medida aproximada de la
materia orgánica, ya que a la temperatura del método analítico empleado el único
compuesto inorgánico que se descompone es el carbonato magnésico.
Conductividad
La conductividad eléctrica de una solución es una medida de la capacidad de la misma para
transportar la corriente eléctrica y permite conocer la concentración de especies iónicas
presentes en el agua. Como la contribución de cada especie iónica a la conductividad es
diferente, su medida da un valor que no está relacionado de manera sencilla con el número
total de iones en solución. Depende también de la temperatura. Está relacionada con el
residuo fijo por la expresión
conductividad (μS/cm) x f = residuo fijo (mg/L)
El valor de f varía entre 0.55 y 0.9.
Radiactividad
La contaminación radiactiva puede ser originada por los radioelementos naturales,
principalmente uranio, torio y actinio, y sus productos de descomposición, procedentes
tanto de fuentes naturales, como por las actividades humanas: pruebas de armamento
nuclear, operaciones relacionadas con la obtención de energía atómica, extracción de
minerales, generación de energía, usos industriales o en medicina, etc.
La mayoría de los compuestos radioactivos tienen muy baja solubilidad en agua y son
adsorbidos en las superficies de las partículas, por lo que los niveles de radiactividad en
aguas naturales son normalmente bajos. Por otra parte, las aguas superficiales presentan
unas concentraciones de estos compuestos más bajas que las aguas subterráneas.
Parámetros químicos
pH
Se define como el logaritmo de la inversa de la concentración de protones:
pH = log 1/[H+] = - log [H+]
La medida del pH tiene amplia aplicación en el campo de las aguas naturales y residuales.
Es una propiedad básica e importante que afecta a muchas reacciones químicas y
biológicas. Valores extremos de pH pueden originar la muerte de peces, drásticas
alteraciones en la flora y fauna, reacciones secundarias dañinas (por ejemplo, cambios en la
solubilidad de los nutrientes, formación de precipitados, etc.).
El pH es un factor muy importante en los sistemas químicos y biológicos de las aguas
naturales. El valor del pH compatible con la vida piscícola está comprendido entre 5 y 9.
Sin embargo, para la mayoría de las especies acuáticas, la zona de pH favorable se sitúa
entre 6.0 y 7.2. Fuera de este rango no es posible la vida como consecuencia de la
desnaturalización de las proteínas.
La alcalinidad es la suma total de los componentes en el agua que tienden a elevar el pH del
agua por encima de un cierto valor (bases fuertes y sales de bases fuertes y ácidos débiles),
y, lógicamente, la acidez corresponde a la suma de componentes que implican un descenso
de pH (dióxido de carbono, ácidos minerales, ácidos poco disociados, sales de ácidos
fuertes y bases débiles). Ambos, alcalinidad y acidez, controlan la capacidad de
tamponamiento del agua, es decir, su capacidad para neutralizar variaciones de pH
provocadas por la adición de ácidos o bases.
El principal sistema regulador del pH en aguas naturales es el sistema carbonato (dióxido
de carbono, ión bicarbonato y ácido carbónico).
Materia orgánica
La materia orgánica existente en el agua, tanto la que se encuentra disuelta como en forma
de partículas, se valora mediante el parámetro carbono orgánico total (TOC, total organic
carbon). Los compuestos orgánicos existentes en el medio acuático se pueden clasificar en
dos grandes grupos atendiendo a su biodegradabilidad, es decir, a la posibilidad de ser
utilizados por microorganismos como fuente de alimentación y para su medida se utilizan
los parámetros denominados DQO (Demanda Química de Oxígeno) y DBO (Demanda
Bioquímica de Oxígeno), que exponemos a continuación.
Demanda química de oxígeno DQO
Es la cantidad de oxígeno consumido por los cuerpos reductores presentes en el agua sin la
intervención de los organismos vivos. Efectúa la determinación del contenido total de
materia orgánica oxidable, sea biodegradable o no.
Demanda bioquímica de oxígeno DBO
Permite determinar la materia orgánica biodegradable. Es la cantidad de oxígeno necesaria
para descomponer la materia orgánica presente, por la acción bioquímica aerobia. Esta
transformación biológica precisa un tiempo superior a los 20 días, por lo que se ha
aceptado, como norma, realizar una incubación durante 5 días, a 20ºC, en la oscuridad y
fuera del contacto del aire, a un pH de 7-7.5 y en presencia de nutrientes y oligoelementos
que permitan el crecimiento de los microorganismos.
A este parámetro se le denomina
DBO5.
Nitrógeno y derivados
Las formas inorgánicas del nitrógeno incluyen nitratos (NO3
−) y nitritos (NO2
−), amoníaco
(NH3) y nitrógeno molecular (N2). De forma natural, en el medio acuático, también se
producen compuestos orgánicos nitrogenados que contienen nitrógeno amínico o amídico,
constituyendo compuestos heterocíclicos tales como purinas y piridinas.
El amoníaco es un gas incoloro a presión y temperatura ambiente, con un olor picante
característico, que es altamente soluble en agua. Cuando se disuelve en agua se forman
iones amonio (NH4
+), estableciéndose un equilibrio químico entre ambas formas, la no
ionizada (amoníaco) y la ionizada (amonio). El término amonio total se refiere a la suma de
ambas especies. El amoníaco es tóxico para los peces.
La presencia de nitratos proviene de la disolución de rocas y minerales, de la
descomposición de materias vegetales y animales y de efluentes industriales. Tampoco
puede descartarse la contaminación proveniente del lavado de tierras de labor en donde se
utiliza profusamente como componente de abonos y fertilizantes.
En aguas residuales, su presencia es mínima habida cuenta del estado reductor de este
medio. Por el contrario, la producción de NO3
− en depuradoras de aguas residuales debe
tenerse en cuenta, pues se convierte en factor limitante del crecimiento en sistemas hídricos
si existe abundancia de fósforo, promoviendo fenómenos indeseables como la
eutrofización.
El nitrógeno Kjeldahl (NTK) mide la cantidad de nitrógeno amoniacal y de nitrógeno
orgánico. Indica el contenido proteínico del agua.
Fósforo y derivados
El fósforo elemental no se encuentra habitualmente en el medio natural, pero los
ortofosfatos, pirofosfatos, metafosfatos, polifosfatos y fosfatos orgánicamente unidos sí se
detectan en aguas naturales y residuales. El fósforo es considerado como un macronutriente
esencial, siendo acumulado por una gran variedad de organismos vivos.
Aceites y grasas
En este grupo se incluyen los aceites y las grasas que se encuentren en estado libre, ya sean
de origen animal, vegetal o mineral, destacando entre estos últimos por su especial
importancia los derivados del petróleo. La mayoría de estos productos son insolubles en el
agua, pero pueden existir en forma emulsionada o saponificada. Según su mezcla con los
hidrocarburos, dan un aspecto irisado al agua, así como un sabor y un olor particulares.
Hidrocarburos
Bajo la denominación de hidrocarburos se encuentran agrupados una serie de compuestos
cuya característica común es el presentar en su estructura átomos de carbono y de
hidrógeno. Entre todas estas sustancias, se pueden diferenciar dos grupos que presentan una
mayor importancia, los hidrocarburos derivados del petróleo y los hidrocarburos aromáticos
policíclicos (PAHs). Estos últimos son cancerígenos.
Detergentes
Como detergentes se designan a las sustancias que poseen unas importantes propiedades
limpiadoras. Se trata de productos complejos constituidos por uno o varios agentes
surfactantes, compuestos minerales (carbonatos, fosfatos, polifosfatos, perboratos),
frecuentemente asociados a materias orgánicas mejorantes, a enzimas y a secuestrantes. De
todos ellos, los más característicos son los surfactantes, productos químicos orgánicos que
reducen la tensión superficial del agua y de otros líquidos.
Cloro y cloruros
El cloro elemental es un gas amarillo-verdoso altamente soluble en agua. Cuando se
disuelve en ausencia de sustancias nitrogenadas (con la materia orgánica nitrogenada forma
cloraminas) u otros productos que puedan interferir, el cloro es rápidamente hidrolizado a
ácido hipocloroso (HOCl) y ácido clorhídrico (HCl). A su vez el ácido clorhídrico se
disocia fácilmente a iones hidrógeno y cloruro, mientras que el ácido hipocloroso, que es un
ácido débil, se disocia parcialmente en iones hidrógeno e iones hipoclorito (OCl−). Las
proporciones relativas de Cl2, HOCl y OCl−
en equilibrio (especies que en conjunto se
denominan cloro libre disponible) se encuentran controladas por el pH, la temperatura y la
fuerza iónica.
El cloro en agua reacciona fácilmente con las sustancias nitrogenadas para producir mono-,
di- y triaminas, N-cloraminas y N-cloramidas y otros compuestos N-clorados (conocidos en
conjunto como cloro disponible combinado).
Tanto las formas de cloro libre como las de cloro combinado participan en diversas
reacciones con compuestos orgánicos para generar productos clorados. El cloro que
permanece en agua después de un tratamiento se denomina cloro residual. El conjunto de
cloro libre y cloro combinado se nombra como cloro residual total (TRC total residual
chlorine). La medida de TRC se considera suficiente para definir las toxicidad sobre los
organismos acuáticos de agua dulce.
El ión cloruro se encuentra ampliamente distribuido en el medio ambiente, generalmente en
forma de cloruro sódico, potásico o cálcico. El gran inconveniente de los cloruros es el
sabor desagradable que comunican al agua. Son también susceptibles de ocasionar una
corrosión en las canalizaciones y en los depósitos, en particular para los elementos de acero
inoxidable.
Fluoruros
La mayoría de los fluoruros asociados con cationes monovalentes son solubles en agua,
pero aquellos formados con cationes divalentes son normalmente insolubles.
Sulfatos
El ión sulfato (SO4
2−) es la forma oxidada estable del azufre, siendo muy soluble en agua.
Sin embargo, los sulfatos de plomo, bario y estroncio son insolubles. El sulfato disuelto
puede ser reducido a sulfito y volatilizado a la atmósfera como H2S, precipitado como sales
insolubles o incorporado a organismos vivos. Los sulfatos sirven como fuente de oxígeno a
las bacterias, en condiciones anaeróbicas, convirtiéndose en sulfuro de hidrógeno. Pueden
ser producidos por oxidación bacteriana de los compuestos azufrados reducidos, incluyendo
sulfuros metálicos y compuestos orgánicos.
Fenoles
Los compuestos fenólicos pueden afectar a las especies piscícolas de diversas formas: por
toxicidad directa tanto a los peces como a los organismos que les sirven como alimento
(son extremadamente tóxicos) y por disminución de la cantidad de oxígeno disponible por
la elevada demanda de oxígeno de los compuestos.
Cianuros
Como cianuros se incluyen una serie de diversos compuestos orgánicos caracterizados por
el grupo −C≡N. Los gérmenes aerobios responsables de la depuración y los peces son
sensibles a un contenido de 0,1 mg/L de HCN.
Haloformos
Los derivados orgánicos de halógenos (C1, F, Br, I) presentes en el agua se clasifican con
el nombre de haloformos. Los compuestos que se han identificado más a menudo en agua
son los trihalometanos, así como también el tetracloruro de carbono y el dicloroetano.
Metales
Bajo este epígrafe se agrupan los compuestos constituidos por los diferentes elementos
metálicos, por lo cual las características de los mismos dependen, entre otros factores, del
metal que esté incorporado. Desde la perspectiva de los potenciales efectos que pueden
generar, quizás los de mayor importancia son los compuestos de mercurio y de cadmio.
El mercurio puede formar numerosas especies, algunas con una apreciable solubilidad
mientras que otras son bastante insolubles. La concentración de mercurio en medios
acuosos es relativamente pequeña, encontrándose normalmente unido a materia particulada
y al sedimento. El mercurio presenta una elevada toxicidad potencial, principalmente como
consecuencia de los procesos de bioacumulación.
En las aguas naturales el cadmio se encuentra normalmente en la forma divalente,
formando compuestos orgánicos e inorgánicos, principalmente como ión libre, cloruros y
carbonatos. Los carbonatos, sulfuros, e hidróxidos de cadmio presentan una baja
solubilidad en agua, mientras que la solubilidad del ión cadmio disminuye con el
incremento de pH porque se favorece la formación del hidróxido. El cadmio presenta una
toxicidad elevada con efecto acumulativo.
Pesticidas
Se clasifican según sus usos, en insecticidas, fungicidas, herbicidas, acaricidas,
nematocidas, rodenticidas, etc.
También pueden clasificarse atendiendo a sus características químicas. Además de
sustancias minerales (azufre, sulfato de cobre, arseniato de plomo y de calcio), se emplean
particularmente los compuestos orgánicos clorados, como son los insecticidas: DDT,
lindano, aldrín, dieldrín, etc; o los herbicidas derivados de fenoxiácidos. Entre los demás
compuestos orgánicos se encuentran principalmente los ésteres fosforados utilizados como
insecticidas (paratión, malatión, etc). Pero existen también compuestos orgánicos u
organometálicos, cuyas moléculas llevan incorporadas grupos funcionales muy variados:
derivados de la urea, de las triacinas, empleados como herbicidas, carbamatos y
ditiocarbamatos utilizados como fungicidas, etc.
En el medio acuático, la toxicidad de los pesticidas varía en función de su naturaleza y
según las especies y su estado de desarrollo (huevo, alevín, adulto), así como dependen del
medio en el que viven las especies piscícolas (contenidos en gases disueltos, temperatura y
pH). Para los peces, los insecticidas clorados son mucho más tóxicos (apróx. 100 veces)
que los derivados organofosforados. Los herbicidas son mucho menos tóxicos que los
insecticidas (2000 a 3000 veces menos). Considerados en su conjunto, los pesticidas
fosforados son mucho más tóxicos para el hombre y los mamíferos que los pesticidas
clorados.
Oxígeno disuelto
Es necesario para la vida de los peces y otros organismos acuáticos. El oxígeno es
moderadamente soluble en agua, dependiendo la solubilidad de la temperatura, la salinidad,
la turbulencia del agua y la presión atmosférica: disminuye cuando aumenta la temperatura
y la salinidad, y cuando disminuye la presión atmosférica. La solubilidad del oxígeno
atmosférico en aguas dulces, a saturación y al nivel del mar, oscila aproximadamente entre
15 mg/L a 0ºC y 8 mg/L a 25ºC.
MUESTREO
La toma de muestras de aguas es una faceta importante a considerar previa al análisis, pues
de nada servirá realizar determinaciones analíticas muy precisas si las muestras que llegan
al laboratorio no son representativas para los fines que se realiza el análisis. Los aspectos
principales objeto de atención en la toma de muestras son:
Parámetros de estudio
Serán enumerados los parámetros fisico-químicos, microbiológicos y toxicológicos
objeto de estudio. Por otra parte, se establecerá cuales de ellos serán determinados
in situ y cuales en laboratorio, en función de los objetivos del estudio y las
posibilidades técnicas en cada caso.
Tipo de muestras a recoger
Según los objetivos del estudio de los vertidos o cauces naturales y los recursos con
que se cuente se pueden recoger y analizar muestras únicas (sencillas); formadas
por diferentes submuestras tomadas en un mismo punto en diferentes momentos,
(muestras compuestas); muestras tomadas en diferentes puntos en un mismo
momento, (muestras integradas). Estas últimas tienen la ventaja de la reducción
del número de análisis para una misma precisión de estudio pero cuenta con la
desventaja de no registrar picos de contaminación y no ser utilizable para la
determinación de algunos parámetros (microbiológicos y gases disueltos).
Volumen de la muestra
Es esencial, en esta fase previa, la definición de la cantidad de muestra de aguas a
recoger. Esta debe ser suficiente para llevar a cabo todos los análisis y ensayos
previstos y realización de repeticiones en caso necesario (control de calidad,
contraste frente a disconformidades, etc.).
Número de muestras a determinar
Uno de los aspectos principales de la planificación de los trabajos de campo es la
elección adecuada del mínimo número de muestras a recoger y analizar para que el
muestreo del vertido de aguas residuales resulte estadísticamente representativo.
Diversos parámetros varían con el tiempo, por lo que si no pueden evaluarse in situ,
deben preservarse mediante aditivos. Los aditivos varían según el compuesto específico a
determinar por lo que puede ser necesario tomar varias muestras.
La temperatura, el pH y los gases deben determinarse inmediatamente en el lugar de
muestreo.
Muestreo en ríos
• Se efectúa 50 m antes del vertido
• En el vertido
• Después del vertido, en la zona de mezcla, 100 m (las aguas no se han mezclado
completamente con el cauce receptor)
• A distancias crecientes del vertido, hasta que la influencia del mismo no se manifieste
• No en remansos.
Muestreo en lagos
• Lejos de las orillas
• A profundidad variable
• Lejos del fondo para no incluir sedimentos.
Volumen muestra
• 2-4 litros
Envases
• Vidrio o polietileno
• Lavado con HCl 1N y H2O destilada
• Esterilización en autoclave.
El tiempo transcurrido entre el muestreo y el análisis ha de ser el mínimo posible.
Un método general de conservación es mantener la muestra a 4ºC en la oscuridad. La tabla
recoge, para diversos compuestos, el tiempo máximo que debe transcurrir entre la toma de
muestra y el análisis, así como el método de conservación.
Los métodos de conservación de muestras de agua son:
1.- Refrigeración a 4ºC
2.- H2SO4 (pH =2)
3.- H2SO4 (pH < 2)
4.- NaOH (pH =12)
5.- Congelación y oscuridad
6.- 20 mg/L HgCl2
7.- H3PO4
(pH <4 1 g/L CuSO4)
8.- Filtrar in situ
9.- HNO3 (pH < 2)
10.- 2 mL acetato de zinc 2N
Determinación Conservación Tiempo máximo
Acidez-alcalinidad Refrigeración a 4ºC 24 horas
Amonio Refrigeración a 4ºC o H2SO4 (pH =2) 24 horas
Carbono orgánico total Refrigeración a 4ºC o H2SO4 (pH =2) 24 horas
Cianuros Refrigeración a 4ºC o NaOH (pH =12) 24 horas
Cloro Inmediato
Cloruros 7 días
Color Refrigeración a 4ºC 24 horas
Conductividad Refrigeración a 4ºC 24 horas
DBO Refrigeración a 4ºC 6 horas
DQO H2SO4 (pH < 2) Lo antes posible
Detergentes 20 mg/L HgCl2 24 horas
Dióxido de carbono Inmediato
Fenoles H3PO4
(pH <4 1 g/L CuSO4) 24 horas
Fluoruros 7 días
Fosfatos disueltos Filtrar in situ y Refrigeración a 4ºC 24 horas
Fósforo total Refrigeración a 4ºC o H2SO4 (pH < 2) 7 días
Grasas y aceites Refrigeración a 4ºC y H2SO4 (pH < 2) 24 horas
Metales HNO3 (pH < 2) 6 meses
Nitratos Refrigeración a 4ºC o H2SO4 (pH < 2) 24 horas
Nitritos Refrigeración a 4ºC y H2SO4 (pH < 2) 24 horas
Olor Refrigeración a 4ºC Lo antes posible
Oxígeno disuelto Inmediato
Ozono Inmediato
pH Inmediato
Residuos Refrigeración a 4ºC 7 días
Sabor Inmediato
Sílice Refrigeración a 4ºC 7 días
Sulfatos Refrigeración a 4ºC 7 días
Sulfuros 2 mL acetato de zinc 2N 24 horas
Temperatura Inmediato
Turbidez Refrigeración a 4ºC Lo antes posible
SELECCIÓN DE PARÁMETROS DE CONTROL
La selección de parámetros a controlar en las aguas viene determinada en función de
la procedencia de éstas, su tratamiento y el destino final de las mismas.
Así, para aguas potables, deben determinarse caracteres organolépticos, físicoquímicos
y microbiológicos principalmente. Dentro de los caracteres físico-químicos están
fijados niveles de referencia para compuestos no deseables y tóxicos. La legislación
española establece un tipo de análisis mínimo, uno normal y uno completo, a realizar con
una frecuencia que depende del número de habitantes de la población abastecida.
Para aguas que garanticen la vida piscícola, los parámetros que se determinan son:
temperatura, pH, materia en suspensión, DBO5, fósforo total, nitritos, fenoles,
hidrocarburos, amoníaco, ión amonio total, cloro residual, zinc y cobre. En estas aguas se
distinguen dos tipos denominados S (salmonícolas) y C (ciprinícolas).
En aguas destinadas a cría de moluscos se determinan temperatura, pH, coloración,
materias en suspensión, salinidad, oxígeno disuelto, hidrocarburos, sustancias
organohalogenadas, metales (plata, arsénico, cadmio, cromo, cobre, mercurio, níquel,
plomo, zinc), coliformes fecales y sustancias que influyen en el sabor de los moluscos.
Para aguas dulces superficiales aptas para el baño se determinan pH, color, aceites
minerales, sustancias tensioactivas, fenoles, transparencia, oxígeno disuelto, residuos de
alquitrán y flotantes así como parámetros microbiológicos (coliformes totales y fecales,
estreptococos fecales, salmonellas y enterovirus).
En aguas residuales están fijados niveles máximos para diversas sustancias y en
particular para mercurio, cadmio, hexaclorociclohexano HCH, tetracloruro de carbono,
diclorodifeniltricloroetano DDT y pentaclorofenol.
Igualmente existe una lista de sustancias a controlar en los vertidos al mar desde
tierra.
Uno de los parámetros de medida in situ más importantes, sobre todo cuando se
trata de aguas residuales, es el caudal, ya que de él van a depender el diseño y cálculo del
plan de tratamiento de las mismas. Se entiende por caudal el volumen de agua por unidad
de tiempo, siendo muy importante conocer, así mismo, su variación a lo largo del día y
estacionalmente, sus máximos y mínimos y los valores punta que puedan producirse.
MÉTODOS ANALÍTICOS
Parámetros físicos
Color
Usualmente cuando se examina el agua, las primeras propiedades que se suelen considerar
son las siguientes: color, sabor y olor, características inherentes a ella.
El agua de uso doméstico e industrial tiene como parámetro de aceptación la de ser
incolora, pero en la actualidad, gran cantidad del agua disponible se encuentra coloreada y
se tiene el problema de que no puede ser utilizada hasta que no se le trata removiendo dicha
coloración.
Las aguas superficiales pueden estar coloreadas debido a la presencia de iones metálicos
naturales (hierro y manganeso), humus, materia orgánica y contaminantes domésticos e
industriales como en el caso de las industrias de papel, curtido y textil; esta ultima causa
coloración por medio de los desechos de teñido los cuales imparten colores en una amplia
variedad y son fácilmente reconocidos y rastreados.
Se pueden efectuar dos medidas de color en el agua: real y aparente. El color real del agua
natural es el que presenta cuando se ha eliminado la turbidez (filtrando o centrifugando),
siendo principalmente causado por materiales húmicos coloidales. Por el contrario, el color
aparente es determinado directamente de la muestra original (sin filtración ni
centrifugación), es debido a la existencia de sólidos en suspensión.
Para la determinación de color en el agua existen dos métodos:
1.- Método espectrofotométrico, que se usa principalmente en aguas industriales
contaminadas que tienen colores poco usuales, y que no pueden ser igualados por el método
colorimétrico.
El color se determina mediante un espectrofotómetro, cuyo esquema de funcionamiento se
recoge en la figura, a tres longitudes de onda distribuidas por el conjunto del espectro
visible: λ1 = 436 nm; λ2 = 525 nm y λ3 = 620 nm.
2.- El método del platino-cobalto: por comparación visual de la muestra con soluciones
coloreadas de concentraciones conocidas o discos de cristal de color calibrados
previamente con soluciones preparadas. La unidad para medición del color que se usa como
estándar, es el color que produce 1 mg/L de platino en la forma de cloroplatinato. La
relación de cobalto a platino, se puede variar para igualar el matiz. La proporción Pt-Co que
se utiliza en este método es normalmente la adecuada para la mayoría de las muestras. El
color puede cambiar con el pH de la muestra, por lo que es necesario, que al medir el color,
se reporte también el pH de la muestra. En caso necesario la muestra se centrifuga para
eliminar la turbidez. La comparación se realiza con las soluciones que tengan colores de 5,
10, y hasta 70 unidades contenidas en tubos nessler.
Material
1 gradilla para tubos nessler (tubos de colorimetría)
14 tubos nessler forma alta, de 50 mL
1 matraz aforado de 1 litro
Reactivos
Preparación de solución patrón de 500 unidades de color
Se disuelven 1.246 g de cloroplatinato de potasio K2PtCl6 (equivalente a 500 mg de platino
metálico) y 1 g de cloruro de cobalto(II) hexahidratado CoCl2.6H20 (equivalente a
aproximadamente 250 mg de cobalto matálico) en 100 mL de HCl concentrado, aforar a
1000 mL con agua destilada. La solución tiene un color estándar de 500 unidades Pt-Co.
Estandarización
En tubos Nessler se preparan soluciones patrón de color de 5 a 70 unidades de color con
ayuda de la siguiente tabla. Hay que proteger las soluciones evitando la evaporación y los
vapores de amoníaco, pues su absorción aumenta el color.
Almacenaje de la muestra
La muestra debe ser recolectada en envases de plástico y debe almacenarse en el
refrigerador. El análisis debe de llevarse a cabo en un lapso no mayor de 24 horas.
Campo de aplicación
Este método es aplicable a la totalidad de las muestras de agua potable.
Aguas contaminadas con ciertos desechos industriales, pueden producir colores poco
usuales, que no pueden ser igualados por las soluciones de comparación utilizadas en este
método.
Esta determinación es muy importante en agua de abastecimiento doméstico por razones
de higiene y salud.
Para aguas industriales, la importancia es por razones económicas. Ya que existen gran
cantidad de industrias en cuyos procesos requieren agua perfectamente limpia y clara, por
lo que, las aguas con color necesitan un tratamiento especial para su eliminación.
Se recomienda que para las aguas de uso doméstico no excedan de 20 unidades de color en
la escala platino cobalto.
Interferencias
La causa principal de interferencias en el color del agua es la turbiedad, la cual produce un
color aparente más alto que el color verdadero. Para eliminar la turbidez, se recomienda la
centrifugación, la filtración no se debe usar, ya que puede eliminar algo del color verdadero
además de la turbidez.
PREPARACIÓN DE SOLUCIONES PATRÓN DE COLOR
mL de solución de 500 unidades diluida a
50 mL con agua destilada Color en unidades de platino-cobalto
0.5 5
1.0 10
1.5 15
2.0 20
2.5 25
3.0 30
3.5 35
4.0 40
4.5 45
5.0 50
5.5 55
6.0 60
6.5 65
7.0 70
Procedimiento
Se centrifuga el agua si es necesario y posteriormente se observa el color de la muestra,
llenando un tubo nessler hasta la marca de 50.0 mL y se procede a comparar con la serie de
estándares contenidos en tubos nessler del mismo tamaño.
Se deberán ver los tubos, verticalmente hacia abajo. Se ilumina la parte inferior de los
tubos, reflejando la luz por medio de una superficie blanca o especular.
Si el color de la muestra excede de 70 unidades, hay que diluir la muestra con agua
destilada en proporciones conocidas, hasta que su valor se encuentre en el ámbito de las
soluciones patrón.
Al final multiplicar por el factor de dilución correspondiente.
Cálculos
Calcular las unidades de color utilizando la siguiente fórmula:
Unidades de color = A x 50
V
donde
A es igual a las unidades de color de la muestra diluída.
V es el volumen en mL de muestra tomados para la dilución.
Hay que anotar también el valor del pH del agua.
Anotar los resultados de color en números enteros de acuerdo a la siguiente tabla:
Unidades de
color
Redondear al valor
más cercano a
1 a 50 1
51 a 100 5
101 a 250 10
251 a 500 50
Bibliografía
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por APHA. 1995
Método para Determinación del color del agua 2120-B.
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la APHA.
Método 206/9-85. Método espectrofotométrico para determinar color en el agua. 1985.
Olor
Se cuantifica mediante un test de dilución hasta desaparición del olor.
Turbidez
El método más empleado para determinar la turbidez del agua es la nefelometría. Se basa
en que al incidir en una muestra de agua un rayo luminoso, las partículas en suspensión
dispersan parte de la luz que penetra en la muestra. Esa luz dispersada se recoge sobre una
célula fotoeléctrica provocando una corriente eléctrica en función de su intensidad y, por lo
tanto, del grado de turbidez de la muestra.
Nefelometría o turbidimetría. Turbidímetro de Jackson.
Unidades nefelométricas de formacina U.N.F. o unidades Jackson.
Temperatura
Existe una serie de métodos para medir la temperatura de forma continua. La medida de
este parámetro se puede hacer de manera sencilla y exacta mediante el empleo de sensores
basados en el cambio de la resistencia de un resistor metálico o de un termistor. La
termometría de resistencia se basa, pues, en el cambio en la resistencia de elementos
conductores y semiconductores metálicos como una función de la temperatura.
Termometría.
Unidades: ºC.
Densidad
Densímetro.
Unidades: g/mL.
Sólidos en suspensión
Para su determinación se filtra la muestra de agua bien homogeneizada a través de un papel
de filtro de 0.45 μm que se seca a peso constante a temperatura de 105ºC. El incremento de
peso del filtro antes y después de filtrar la muestra indicará el contenido en materias en
suspensión de la muestra problema.
Gravimetría. Filtración, secado a 105-110ºC y pesada.
Unidades: mg/L.
Sólidos. Residuo total
Gravimetría. Evaporación a 105-110ºC y pesada.
Unidades: mg/L.
Residuo fijo.
Gravimetría. Calcinación a 600ºC y pesada.
Unidades: mg/L.
Sólidos sedimentables
Sedimentación de la muestra en cono Imhoff, durante un tiempo determinado (2 horas).
Conductividad
La conductividad eléctrica de un agua es la conductancia de una columna de agua
comprendida entre dos electrodos metálicos de 1 cm2 de superficie separados entre sí 1 cm.
La medida se basa en el puente de Wheatstone, que utiliza como cero un galvanómetro o
una imagen catódica.
La conductividad específica, K, de un agua se define como la conductividad de una
columna de agua comprendida entre dos electrodos metálicos separados 1 cm.
Para la medida de la conductividad específica K, se mide la conductividad C de una
columna de agua entre dos electrodos de A cm2 separados 1 cm. Por definición:
C = K x (A/1)
Entonces
K = C x (1/A) = C x K1
donde
K1 es igual a 1/A = constante de la celda (cm−1)
C es la conductividad medida experimentalmente (ohm−1)
K es la conductividad específica (ohm−1 cm−1)
El efecto de la temperatura sobre la conductividad es muy complejo: por ejemplo, la
conductividad del agua del mar a 30ºC es casi el doble que a 0ºC. Por lo tanto, para poder
realizar comparaciones, es esencial que las medidas se corrijan para una temperatura de
referencia seleccionada, habitualmente 25ºC.
Tabla de cálculo de la mineralización a partir de la conductividad
Conductividad (μS/cm) Mineralización (mg/L)
Inferior a 50 1.365079 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Comprendida entre 50 y 166 0.947658 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Comprendida entre 166 y 333 0.769574 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Comprendida entre 333 y 833 0.715920 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Comprendida entre 833 y 10000 0.758544 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Superior a 10000 0.850432 x conductividad (μS/cm) a 20ºC
Radiactividad
Contadores de radiaciones: de centelleo, Geiger.
Parámetros químicos
pH
El método de medida más común es usar una celda electroquímica, consistente en un
electrodo indicador sensible a la concentración de protones, [H+], un electrodo de referencia
y la muestra (como electrolito de la celda). El potencial de la celda está relacionado con el
pH.
Electrometría. pHmetro. Determinación in situ.
Unidades pH.
Alcalinidad
La alcalinidad en el agua tanto natural como tratada, usualmente es causada por la
presencia de iones carbonatos (CO3
2–) y bicarbonatos (HCO3
–), asociados con los cationes
Na+, K+ Ca+2 y Mg+2.
Se aplica para la determinación de la alcalinidad de carbonatos y bicarbonatos, en aguas
naturales, domésticas, industriales y residuales. La medición de la alcalinidad, sirve para
fijar los parámetros del tratamiento químico del agua, así como ayudarnos al control de la
corrosión y la incrustación en los sistemas que utilizan agua como materia prima o en su
proceso.
La alcalinidad se determina por titulación de la muestra con una solución valorada de un
ácido fuerte como el HCl, mediante dos puntos sucesivos de equivalencia, indicados por
medio del cambio de color de dos indicadores ácido-base adecuados:
CO3
2–
-HCO3 y HCO3
–
-H2CO3
Cuando se le agrega a la muestra de agua indicador de fenolftaleína y aparece un color rosa,
esto indica que la muestra tiene un pH mayor que 8.3 y es indicativo de la presencia de
carbonatos.
Se procede a titular con HCl valorado, hasta que el color rosa vire a incoloro, con esto, se
titula la mitad del CO3
2–.
En enseguida se agregan unas gotas de indicador de azul bromofenol, apareciendo una
coloración azul y se continúa titulando con HCl hasta la aparición de una coloración verde.
Con esto, se titula los bicarbonatos (HCO3
–) y la mitad restante de los carbonatos (CO3
2–).
Si las muestras de agua tienen un pH menor que 8.3 la titulación se lleva a cabo en una
sola etapa. Se agregan unas gotas de indicador de azul de bromofenol, apareciendo una
coloración azul y se procede a titular con solución de HCl hasta la aparición de un color
verde con eso se titula los HCO3
–.
Na+ ] HCl ----->
K+ ] CO3
2− + HCl -----> NaCl + Na+ + HCO3
- ----> NaCl + H2CO3 <----
CO2 + H2O
Ca2+ ]
Mg2+ ]
El color de la muestra, alta concentración de cloro y la formación de precipitados al titular
la muestra, interfieren, ya que pueden enmascarar el cambio de color del indicador.
El material necesario es:
2 Matraces volumétricos de 1000 mL
2 Matraces volumétricos de 100 mL
1 Cápsula de porcelana
1 Soporte con pinzas para bureta
1 Bureta de 25 mL
1 Pipeta de 5 mL
2 Goteros
2 Matraces erlenmeyer de 125 mL
Los reactivos son:
Agua destilada
Debe cumplir la especificación ASTM D 1193 tipo I, además, deberá estar libre de CO2 y
tener un pH a 25°C entre 6.2 y 7.2
Fenolftaleína (0.25%)
Disolver 0.25 de fenolftaleina en 100 mL de etanol al 50 %
Azul de bromofenol (0.04%)
Disolver 0.04 g de azul de bromofenol en 15 mL NaOH 0.01N y aforar a 100 mL con agua
destilada.
Solución de HCl 0.01N
Diluir 0.83 mL de HCl al 37 % en agua destilada y aforar a 1000 mL con agua destilada.
Solución de Na2C03 0.01 N
Na2CO3 secado a 110°C durante dos horas.
Disolver 0.530 g de Na2CO3 en agua destilada y aforar a 1000 mL
Valoración de la solución de HCl
Colocar 15.0 mL de la solución de Na2CO3 0.01N en un matraz erlenmeyer de 125 mL y
agregar 3 gotas de azul de bromofenol. La muestra adquiere un color azul. Titular con
solución de HCl hasta que aparezca un color verde.
Calcular la normalidad:
Na2CO3 HCl
V1 x N1 = V2 x N2
V1xN1
N2= ---------
V2
donde
V1 es el volumen de la solución de Na2CO3
N1 es la normalidad de la solución de Na2CO3
V2 es el volumen de la solución de HCl gastado en la titulación
N2 es la normalidad de la solución de HCl
Procedimiento
• Colocar 5 mL de muestra de agua en un matraz erlenmeyer de 125 mL
• Agregar 3 gotas de indicador fenolftaleína al 0.25%
• Si aparece un color rosa, titular con HCl 0.01N hasta un vire incoloro, si no aparece
el color rosa, indicar que la concentración de carbonatos es igual a cero.
• Calcular CO3
2–
• Agregar 3 gotas de azul de bromofenol 0.04% al mismo matraz apareciendo un
color azul. Continuar titulando con HCl 0.01N hasta la aparición de un color verde
• Calcular HCO3
–
Cálculos
2V x N x 1000
meq/L de CO3 = ------------------------
mL de muestra
donde
V son los mL de HCl gastados
N es la normalidad del HCl usado
(T - 2V) x N x 1000
meq/L de HCO3 = ---------------------------
mL. de muestra
donde
T son los mL de HCl gastado en las 2 titulaciones
V son los mL gastados en la primera titulación
N es la normalidad del HCl
Precisión
Este método tiene una precisión de ± 0.5 %
Bibliografía
American Society for Testing and Materials. Annual book of Standards. 1994
Determinación de Alcalinidad del agua.
Método ASTM D 1067-92
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la APHA.
Determinación de Alcalinidad en agua, Método 2320 B - 1995
Carbono orgánico total
El carbono orgánico total, COT, es esencialmente valioso en el control de procesos cuando
incluso la determinación de DQO puede ser demasiado lenta. Los métodos de COT son más
reproducibles que aquellos de la DBO o de la DQO y permiten el análisis de un gran
número de muestras.
Se utilizan métodos instrumentales, dando resultados en pocos minutos, y requiriendo
menos de 1 mL de muestra. El procedimiento más general implica la introducción de una
micromuestra en un tubo de combustión catalítica mantenido a 960ºC, que vaporiza el
agua. En una corriente de aire la materia orgánica se convierte en CO2 y H2O. El agua se
condensa, y la corriente de gas se pasa, a través de una celda de flujo continuo, a un
analizador de infrarojos (IR). La cantidad de CO2 registrada es proporcional al contenido de
carbono de la muestra. Hay una serie de instrumentos en el mercado basados en el
procedimiento señalado.
Uno de los problemas de estos métodos es que también liberan CO2 los carbonatos
inorgánicos a altas temperaturas de combustión que usan. Para acabar con este problema se
realizan dos determinaciones. Una de carbono total, en la que la muestra ha pasado por un
reactor que contiene ácido fosfórico que convierte los carbonatos inorgánicos en CO2 y
después por el tubo de combustión catalítica en la que se transforma el carbono orgánico.
En una segunda determinación la muestra sólo pasa por el reactor de ácido fosfórico por lo
que sólo estamos determinando carbono inorgánico. La diferencia de las dos
determinaciones nos da carbono orgánico total (ver figura).
Unidades: mg/L.
Oxígeno disuelto
Electrometría o volumetría. El método electroquímico es polarográfico o con electrodos
específicos. El método clásico es el de Alsterberg: se fija el oxígeno en la muestra mediante
la adición de álcali-ioduro-nitruro y sulfato de manganeso, se añade ácido sulfúrico que
libera iodo y se valora éste con tiosulfato sódico utilizando almidón como indicador.
Unidades: mg O2/L.
Demanda bioquímica de oxígeno, DBO5
Se determina el contenido de oxígeno en una muestra y lo que queda después de 5 días de
incubación en una muestra semejante. La diferencia es la DBO5.
Uno de los métodos más utilizados es el método respirométrico. Consiste en una botella de
digestión que se encuentra unida a un manómetro. El volumen de muestra utilizado está en
función de la DBO5 prevista. Durante la determinación los microorganismos respiran el
oxígeno disuelto en el agua de la muestra y a medida que éste se va consumiendo el
oxígeno contenido en el aire de la botella va pasando a la muestra. En el transcurso de la
oxidación de la materia orgánica se genera CO2 que pasa al volumen de aire. En el digestor
de goma hay NaOH que retiene el CO2 y lo elimina del volumen de aire, creándose una
depresión en la botella de digestión que es indicada en el manómetro.
Muestras muy polucionadas precisan más oxígeno en los 5 días que el que contiene la
muestra, por lo que se usa el método de dilución. Se añade oxígeno disuelto a la muestra, se
inocula, si es preciso, con microorganismos apropiados y se incuba durante 5 días,
determinándose la diferencia entre el oxígeno inicialmente presente y el que resta a los 5
días.
Unidades: mg O2/L.
Demanda química de oxígeno, DQO
La Demanda Química de Oxígeno, DQO, mide, expresada en oxígeno, la porción de materia
orgánica, M.O, biodegradable o no, de una muestra que es susceptible de oxidación por un
fuerte oxidante químico (dicromato potásico, Cr2O7K2, en nuestro caso). La mayor parte de la
materia orgánica resulta oxidada por una mezcla a ebullición de los ácidos crómico y sulfúrico.
Se somete a reflujo una muestra en una solución ácida fuerte con un exceso de dicromato
potásico. Después de la digestión, el dicromato no reducido que quede, se determina con sulfato
ferroso amónico, sal de Mohr: (SO4)2Fe(NH4)2, para determinar la cantidad de dicromato
consumido y calcular la M.O. oxidable en términos de equivalente de oxígeno.
Cr2O7
2– + H2O (M.O. reducida) + H+ ↔ Cr3+ + Cr2O7
2– (exceso) + H2O (M.O. oxidada)
(amarillo) (verde)
El exceso de dicromato se valora con Fe2+ uilizando como indicador, fenantrolina o ferroína,
dando lugar a un complejo de color marrón/rojizo que nos indica el punto final de la valoración.
Las muestras se recogen en frascos de cristal. Si es inevitable el retraso antes del análisis,
conservar la muestra por acidificación con ácido sulfúrico concentrado a pH < 2.
Material
- Tubos de digestión
- Calentador de bloques, a 150º C
- Bureta
- Pipetas
- Dosificador de agua destilada
- Agitador magnético para mezclar completamente.
Procedimiento
La muestra se lleva a ebullición con reflujo en presencia de sulfato de mercurio para evitar la
interferencia de los cloruros, colocando los tubos en el digestor de bloques a 150ºC durante dos
horas. Se enfría a temperatura ambiente, se quitan los tapones y se añaden dos gotas ferroína.
Agitar rápidamente con un agitador magnético mientras se titula con sal de Mohr 0,01 N. De la
misma forma se somete a reflujo y titulan dos blancos que contenienen los reactivos y un
volumen de agua destilada igual al de la muestra.
(A-B)*N*8000 * F
DQO en mg O2 / L = --------------------------
Volumen muestra (mL)
A son los mL de valorante gastados para el blanco
B son los mL de valorante gastados para la muestra
N es la normalidad del valorante
F es el factor de dilución de la muestra
N es igual a [volumen de dicromato (mL) * 0.1] / volumen sal gastado en la titulación
Reactivos
Solución de dicromato potásico 0.1 N
Añadir a 500 mL de agua destilada 4.913 g de dicromato previamente desecado, 167 mL de
sulfúrico concentrado y 33.3 g de sulfato de mercurio. Disuélvase, enfríese a temperatura
ambiente y dilúyase hasta 1000 mL.
Reactivo ácido sulfúrico
Añadir sulfato de plata sobre ácido sulfúrico concentrado, en la relación de 5.3 g de sulfato de
plata en 500 mL de SO4H2.
Solución indicadora de ferroína
Disolver 1.485 g de 1,10-fenantrolina monohidrato y 695 mg de sulfato ferroso heptahidrato en
agua destilada y diluir hasta 100 mL.
Solución de sulfato ferroso amónico para titulación 0.01 N
Disolver 3.9 g de sulfato ferroso amónico hexahidratado en agua destilada. Añadir 2 mL de
sulfúrico concentrado. Enfriar y diluir hasta 1000 mL. Estandarizar la solución a diario frente a
la solución de digestión.
Unidades: mg O2/L.
Nitratos
Se pueden determinar mediante una colorimetría. En presencia de salicilato sódico, los
nitratos dan el p-nitrosalicilato sódico de color amarillo, susceptible de una determinación
colorimétrica a 420 nm.
Espectrofotometría o cromatografía iónica.
Unidades: mg/L.
Nitritos
Su presencia en agua suele indicar la contaminación de carácter fecal frecuente, habida
cuenta de su inestabilidad.
Su determinación se puede realizar mediante una colorimetría. El nitrito presente se hace
reaccionar con 4-aminobencenosulfonamida en presencia de ácido fosfórico, a pH 1.9, para
formar una sal de diazonio que produce un compuesto coloreado con dihidrocloruro de N-
(1-naftil)-1,2-diaminoetano. El compuesto coloreado se mide a 540 nm.
Espectrofotometría o cromatografía iónica.
Unidades: mg/L.
Amoníaco/amonio
En disolución acuosa hay un equilibrio entre el amoníaco y el ión amonio:
NH3 + H2O ↔ NH4
+ + OH−
En ambas especies el nitrógeno actúa con número de oxidación −3, es decir, se trata del
compuesto más reducido para el nitrógeno.
El método de análisis más usado es la reacción de Nessler, que se basa en la formación de
una dispersión coloidal amarillo-marrón al adicionar a la muestra el reactivo K2[HgI4]:
2 K2[HgI4] + NH3 + 3 KOH → I−Hg−O−Hg−NH4 + 2 H2O + 7 KI
Las muestras deben ser pretratadas con ZnSO4 y un álcali para eliminar algunos iones
(Ca2+, Mg2+, Fe3+) que precipitan con el reactivo Nessler. En ocasiones, es conveniente
separar el NH3 por destilación, para eliminar la turbidez, el color natural y ciertos
compuestos orgánicos que interfieren en la reacción.
Unidades: mg/L.
Nitrógeno Kjeldahl
Volumetría o espectrofotometría. Mineralización, destilación método Kjeldahl y
determinación del ión amonio por espectrofotometría o volumetría.
Unidades: mg/L.
Compuestos de fósforo
En la actualidad hay una fuente mayoritaria de aporte de fósforo al medio hídrico: los
detergentes utilizados en la limpieza doméstica (se estima que aportan el 50% del fósforo
presente en aguas naturales en zonas urbanas.
El contenido en fósforo de un agua se reparte en tres tipos de compuestos: inorgánicos,
orgánicos (disueltos o en suspensión) y en tejidos vivos. En los inorgánicos, englobados
bajo la forma de fosfatos, han de considerarse los equilibrios de disociación que sufre el
ácido fosfórico:
H3PO4 ↔ H2PO4
− + H+
H2PO4
− ↔ HPO4
2− + H+
HPO4
2− ↔ PO4
3− + H+
En general, en aguas de pH normal (entre 7−8), el 10% del fósforo inorgánico se encuentra
como H2PO4
− y el 90% restante como HPO4
2−, directamente asimilable por la mayoría de
los microorganismos acuáticos.
Por otro lado, cuando el aporte del elemento a un lago o a un embalse es elevado se
produce un incremento muy notable de la producción fitoplanctónica del mismo con los
consiguientes problemas de agotamiento de oxígeno y exceso de materia orgánica del
mismo: eutrofización.
Un método de determinación es una colorimetría. Los iones fosfato, con una solución ácida
que contiene iones molibdato y antimonio forman un complejo antimonio-fosfomolibdato.
La reducción de este complejo con ácido ascórbico forma un complejo azul de molibdeno,
intensamente coloreado. La medida de absorbancia a 880 nm permite determinar la
concentración de fosfato.
Los polifosfatos y ciertos compuestos organofosforados se determinan tras su
transformación, por hidrólisis con ácido sulfúrico, en fosfatos que se determinan por el
método del molibdato.
Unidades: mg/L.
Aceites y grasas
Extracción con disolventes y análisis gravimétrico o por espectroscopia infrarroja.
Unidades: mg/L.
Hidrocarburos
Espectrofotometría de infrarrojos o cromatografía (gases o HPLC) tras extracción con
1,1,2-trifluoro2, 1,1 -tricloroetano.
Unidades: μg/L.
Detergentes o tensoactivos
Espectrofotometría.
Unidades: μg lauril sulfato/L.
Cloruros
Potenciometría con electrodo de ión específico.
Unidades: mg/L.
Fluoruros
Potenciometría con electrodo de ión específico.
Unidades: mg/L.
Sulfatos
Turbidimetría, gravimetría o cromatografía iónica.
Unidades: mg/L.
Fenoles
Espectrofotometría.
Unidades: μg C6H5OH/L.
Cianuros
Potenciometría con electrodo de ión específico tras destilación previa.
Unidades: μg/L.
Haloformos
Cromatografía de gases con detector de captura de electrones tras extracción previa.
Unidades: μg/L.
Metales
El análisis de los metales presentes en un agua puede referirse a varias fracciones, que son
diferentes y que, por tanto, ofrecerán diferentes resultados analíticos:
a) Metales disueltos: son los existentes en la muestra no acidificada y filtrada a través
de un filtro de 0.45 μm.
b) Metales en suspensión: son los retenidos en el filtro anterior.
c) Metales totales: corresponden a la concentración de metales después de someter la
muestra de agua a algún proceso de digestión.
Si se quieren determinar metales disueltos o en suspensión, lo más aconsejable es efectuar
la filtración lo antes posible desde la toma de muestras. Igual puede decirse respecto a los
metales extraíbles: la extracción, cuanto antes, mejor.
Complexometría, espectrofotometría de absorción atómica o ICP.
Unidades: mg/L.
Dureza
La dureza del agua se debe a la existencia de determinados cationes disueltos en agua que
interfieren en la producción de espuma de los jabones de sodio y potasio, debido a la
formación de un precipitado insoluble. Las aguas más duras requieren mayor uso de
jabones para lavados, con una menor tasa de aprovechamiento: cada 10 mg/L de CaCO3 de
un agua se desperdician hasta 120 mg/L de jabón. La alta dureza de un agua dificulta la
cocción de las legumbres al generar pectatos cálcicos y magnésicos insolubles. Las aguas
duras favorecen la aparición de incrustaciones.
Hablando con propiedad, la dureza de un agua la constituyen todos los cationes polivalentes
disueltos. No obstante debido a la alta proporción de sales de Ca2+ y Mg2+ frente a los
demás cationes, se suele asociar la dureza con contenidos en sales cálcicas y magnésicas. Sí
conviene recordar la relación entre consumo de aguas duras y baja incidencia de
enfermedades cardiovasculares, y desde el punto de vista contrario, la incidencia en la
formación de cálculos renales y vesiculares asociados a la ingestión de aguas duras.
La determinación de la dureza se realiza con una complexometría con AEDT (ácido
etilendiaminotetracético), y el resultado se suele expresar en mg/L de CaCO3. La suma de
Ca2+ y Mg2+ se valora con AEDT utilizado como indicador negro de eriocromo-T que
cambia de color rojo a azul en el punto final de la valoración. A medida que se adiciona
AEDT al medio se produce la valoración del Ca2+, y una vez agotado aquél se valoraría el
Mg2+.
Las reacciones que tienen lugar son:
Ca2+ +AEDT4− → AEDT-Ca2−
Mg2+ +AEDT4− → AEDT-Mg2−
La determinación de Ca2+ se valora en una muestra en medio fuertemente alcalino (se
adiciona NaOH), en el cual el Mg2+ precipita como hidróxido:
Mg2+ + 2 OH− → Mg(OH)2 ↓
Ca2+ +AEDT4− → AEDT-Ca2−
Volumetría. Valoración con complexona. Unidades mg CaCO3 /L.
Pesticidas
Están presentes en el agua en concentraciones extremadamente bajas, generalmente
menores que 0.1 μg/L. El método más usual para su determinación es la cromatografía de
gases. Son muy sensibles los detectores de captura de electrones y microculombimétricos.
La medida directa de la muestra no es factible debido a la baja concentración y a la
presencia de interferencias. Se emplea, por ello, una extracción. También se utiliza la
cromatografía líquida de alta presión.
Unidades: μg/L.
Dióxido de carbono libre
Volumetría.
Unidades: mg/L.
Aniones
Volumetría, espectrofotometría visible o cromatografía iónica.
Unidades: mg/L.
Métodos agrupados por técnicas instrumentales
ELECTRODOS SELECTIVOS
H+, NH4
+, Cd2+, Ca2+, Cu2+, Pb2+, K+, Ag+, Na+, iones totales monovalentes, iones totales
divalentes, Br−, Cl−, CN−, F−, I−, NO3
−, ClO4
−, S2−.
ESPECTROFOTOMETRÍA VISIBLE
Aniones, sílice, nitrógeno Kjeldahl, ácido sulfhídrico, fósforo, flúor, hierro, manganeso,
cobre, cinc, aluminio, cromo, amonio, cloro residual, fenoles, tensioactivos, DQO.
FOTOMETRÍA DE LLAMA
Sodio, potasio, litio, estroncio
ABSORCION ATÓMICA
Metales
ICP
Metales
CROMATOGRAFÍA IÓNICA
Br−, Cl−, NO3
−, NO2
−, SO4
2−, PO4
3−
CROMATOGRAFIA DE GASES CG, CG-EM o HPLC
Plaguicidas, hidrocarburos aromáticos
VALORACIÓN DE RESULTADOS
El producto final de los trabajos de laboratorio serán los informes de resultados tras
los diferentes análisis y ensayos realizados. Un estudio de caracterización de aguas
residuales, sin una valoración final de los resultados en función de los objetivos
inicialmente definidos, nos daría una información parcial. Por esta razón se hace necesario
una interpretación de los datos analíticos frente a diferentes criterios. Estos criterios de
valoración, apoyados generalmente en estudios científicos, han sido establecidos como guía
para alcanzar unos niveles de seguridad en la contaminación que garanticen la salud
humana, la protección del medio ambiente y la protección de los sistemas de saneamiento y
depuración.
Los criterios utilizados en la valoración de las características analizadas en los
vertidos de aguas residuales son, generalmente, aquellos reflejados en la legislación
nacional, autonómica o municipal ya revisada o aquellos propuestos en legislaciones de
otros países de alto desarrollo medioambiental, cuando para alguno de los parámetros no
contamos con nivel de referencia. Por otra parte, son de uso frecuente referencias
ambientales no incluidas en la legislación pero comúnmente aceptados en el entorno de la
actividad ambiental.
Las tablas siguientes presentan los niveles de referencia para diversos parámetros en aguas
potables y aguas residuales, respectivamente.
Aguas potables
Parámetro Nivel guía Valor máximo
Temperatura, ºC 12 20
pH 6.5-8.5 9.5
Conductividad (μS/cm, 20ºC) 200 --
Cloruros (mg/L Cl) 25 200
Sulfatos (mg/L SO4
2−) 25 250
Sílice (mg/L SiO2) -- --
Calcio (mg/L) 100 --
Magnesio (mg/L) 30 50
Sodio (mg/L) 20 150
Potasio (mg/L) 10 12
Aluminio (mg/L) 0.05 0.2
Dureza total -- --
Residuo seco a 180ºC (mg/L) -- 1500
Oxígeno disuelto (%O2
saturación) -- --
Dióxido carbono libre (mg/L) -- --
Características físico-químicas del agua potable
(Reglamento técnico sanitario, RD 1138/1990)
aguas residuales urbanas (mg/L)
Parámetro Contaminación
Fuerte
Contaminación
Media
Contaminación
Ligera
Sólidos totales 1000 500 200
Volátiles 700 350 120
Fijos 300 150 80
Sólidos en suspensión totales 500 300 100
Volátiles 400 250 70
Fijos 100 50 30
Sólidos disueltos totales 500 200 100
Volátiles 300 100 50
Fijos 200 100 50
DBO5, a 20ºC 300 200 100
Oxígeno consumido 150 75 30
Oxígeno disuelto 0 0 0
Nitrógeno total 86 50 25
Orgánico 35 20 10
Amoníaco libre 50 30 15
Nitritos (NO2
−) 0.10 0.05 0.00
Nitratos (NO3
−) 0.40 0.20 0.10
Cianuros 175 100 15
Alcalinidad 200 100 50
Grasas 40 20 0
Diagramas pe-pH
Sirven para explorar la química redox de composición conocida mostrando las
zonas de estabilidad de las diferentes especies en función de la actividad del electrón y de la
concentración de protones, es decir, pe y pH.
Dada una semirreacción redox en la que interviene el protón, H+, se pueden calcular
las concentraciones relativas del oxidante y reductor en función del pH y del pe:
Ox + n e– + m H+ = Red
pe = pe0 – [ ]
[ ] + ⋅ + H a
n
m
Ox
d
n
1 log Re log
Operando obtenemos
n(pe – pe0) + m pH = [ ]
[ d]
Ox
Re
log
Cuando la expresión de la izquierda de la igualdad es positiva, el oxidante es la
especie más importante, y viceversa.
Cuando [Ox] = [Red]
[ ]
[ ] 1
Re
=
d
Ox ; log 1 = 0
n(pe – pe0) + m pH = 0
pe = pe0 – pH
n
m
En el diagrama pe (en ordenadas) frente a pH (en abscisas) la ecuación anterior es
una recta de pendiente –m/n. El oxidante domina por encima de la línea y el reductor por
debajo.
La única dificultad es elegir el par redox correcto. Para ello se llevan a cabo
métodos de prueba y error hasta llegar al resultado deseado.
Vamos a ver algunos diagramas pe-pH importantes en la química de aguas.
Así, la química de las aguas naturales está limitada por dos fronteras redox:
• El agua se oxida a oxígeno a altos valores de pe
• El agua se reduce a hidrógeno a bajos valores de pe
La mayor parte de las aguas son anóxicas y su química está gobernada por el par
oxígeno-agua.
Constitución del diagrama pe-pH para el sistema H2O, O2,H2
Las semirreacciones son
½ O2(g) + H+ + e− = ½ H2O pe0 = 20.75
H+ + e− = ½ H2 pe0 = 0
(aunque en la segunda ecuación está implícita la disociación del agua en un protón y un
hidroxilo).
A partir de las expresiones de pe para ambos procesos, tenemos
pe + pH = 20.75 + ¼ log PO2
pe + pH = −1/2 log PH2
Como P = 1 atm es el límite superior para las presiones parciales de O2 y H2 en un
agua natural, los límites superior e inferior en el diagrama pe-pH de estas aguas serán
pe + pH = 20.75
pe + pH = 0
Por encima de la línea superior el agua es un reductor produciendo O2, y por debajo de la
inferior el agua es un oxidante produciendo H2 (ver figura):
Diagrama pe-pH para el sistema H2O, O2, H2
Líneas continuas P = 1 atm
Líneas a trazos P = 10−4 atm
El ozono y el peróxido de hidrógeno son más oxidantes que el oxígeno en el agua
produciendo, respectivamente, oxígeno y agua como especies reducidas. Para el H2O2 esto
puede parecer paradójico ya que es un producto de la reducción parcial del oxígeno y la
reacción de descomposición
H2O2 = H2O + ½ O2
es espontánea y tiende a estar muy desplazada a la derecha, con lo que [H2O2] es muy baja
en aguas naturales. De esta forma el pe de las aguas óxicas está básicamente determinado
por el par O2/H2O.
En aguas anóxicas, en las que el oxígeno se ha agotado por oxidación de la MO, el
principal oxidante es el sulfato, SO4
2−, que se reduce a sulfuro, S2−; por ello, es interesante
estudiar el sistema sulfuro-sulfato.
Constitución del diagrama pe-pH para el sistema sulfuro-sulfato
Las reacciones son:
Redox
1/8 SO4
2− + 10/8 H+ + e−→ 1/8 H2S + ½ H2O pe0 = 5.1
Ácido-base
HSO4
− → H+ + SO4
2− pK = 2.0
H2S → H+ + HS− pK = 7.0
HS− → H+ + S2− pK = 13.9
Estas tres últimas ecuaciones definen tres líneas verticales a pH = 2; pH = 7 y pH = 13.9 en
el diagrama pe-pH, que separan a las correspondientes especies ácido-base. La separación
entre SO4
2−/S2− consistirá en cuatro segmentos condicionados por estos valores de pH (ver
figura):
En la figura se puede ver una característica de estos diagramas: puntos de intersección de
tres líneas en los que las concentraciones de tres especies son iguales. Como consecuencia,
estos puntos se dan en la situación en que una de las ecuaciones es combinación lineal de
las otras dos.
Por otra parte, en el diagrama se podría haber introducido otras especies intermedias
de la oxidación de sulfuro a sulfato como sulfito, tiosulfato, polisulfuro o azufre coloidal, lo
que conduciría a otras cuatro regiones de estabilidad.
Otro diagrama importante es el sistema cloro acuoso en el que intervienen las especies
Cl2(ac), HOCl, OCl− y Cl−. El diagrama de la figura es para una concentración total de
cloro = 104 M, a 25ºC
Las conclusiones que observamos son:
• El Cl2(ac) como especie dominante sólo existe a niveles bajos de pH (por debajo de
cero).
• A valores más altos de pH el Cl2(ac) se desproporciona formando HOCl y Cl−.
• El ion Cl− es la especie estable que contiene cloro en el intervalo pe-pH de las aguas
naturales.
Otros diagramas de áreas de predominancia
Con frecuencia, la concentración de una de las especies puede influir de forma significativa
en las concentraciones de otras especies presentes; en este caso es más útil un diagrama
donde una de las variables sea la concentración de esa especie, y la otra el pH. Para
desarrollarlo habrá que eliminar pe dentro de las variables.
Los tres diagramas de área de predominancia siguientes son para las especies cloro acuoso,
bromo acuoso e yodo acuoso, a 25ºC, donde en ordenadas se recoge el logaritmo negativo
de la concentración de cloruro, bromuro y ioduro, respectivamente:
Diagramas pe-pH en que se incorporan sólidos
La última etapa en complejidad que se explora en la construcción de diagramas que
impliquen equilibrios redox es la adición de equilibrios heterogéneos a los ya clásicos
equilibrios redox y ácido base.
El diagrama utilizado como ejemplo es para especies de hierro en solución acuosa que no
contiene aniones excepto el hidróxido. Los componentes de interés son:
Sólidos: Fe(OH)2(s) y Fe(OH)3(s)
Componentes en disolución: Fe3+, FeOH2+, Fe(OH)2
+, Fe2+ y FeOH+.
El resultado es del diagrama Fe(II)-Fe(III) a 25ºC es
Una característica importante es el gran área que ocupa la especie Fe2+. Esto hace pensar
que, en ausencia de oxígeno, hay gran probabilidad de que el hierro en solución esté como
Fe(II).
Procedimientos gráficos para cálculos de equilibrios. Diagramas pC-pH
Permiten resolver los problemas de equilibrios ácido-base más rápidamente que mediante
operaciones aritméticas. Consisten en establecer ecuaciones de equilibrio y balances de
masas representándolos en una gráfica logarítmica de −log concentración (pC) frente a pH.
El primer ejemplo considera la situación en que se agrega al agua un ácido débil (sistema
cianuro-ácido cianhídrico, CT CN = 10-3 M; pKa = 9.3, a 25ºC):
Hay diagramas similares para los sistemas
• Hipoclorito-ácido hipocloroso
• Solución de NH4Cl
• Solución de ácido diprótico, H2A
• Solución de ácido triprótico, etc.
Este tipo de diagramas es inconfundible dada la presencia de las dos diagonales que lo
cruzan.
Otros aspectos
• Composición de las aguas
• Cinética
-- efecto de la temperatura sobre la velocidad de reacción
-- catálisis
-- DBO: reacción de 1er orden
• Equilibrio químico
• Conductancia específica (como medio de estimar la fuerza iónica)
• Química ácido-base
-- diagramas pC-pH
• Química de la coordinación
-- cobre
-- cinc
• Precipitación y disolución
-- producto de solubilidad
• Oxidación-reducción
-- actividad de electrones, pe
-- equilibrios redox: diagramas pe-pH
-- corrosión
-- cloro
-- hierro
-- sustancias de importancia biológica
• Determinación del carácter agresivo o incrustante de las aguas: cálculo de los
índices de Langelier (LSI), Ryznar (RSI), Puckorius (PSI), Larson-Skold (LI) y del
Índice de Saturación (IS).
• Reacciones sobre superficies sólidas: adsorción
• Fotoquímica y regulación de elementos traza.
BIBLIOGRAFÍA
APHA-AWWA- AWWA CF (1992). Métodos normalizados para el análisis de aguas
potables y residuales. Díaz de Santos, Madrid.
Catalán Lafuente, J. (1990). Química del Agua. Ed. Bellisco, Madrid.
Johnson, W. W. (1980). Handbook of acute toxicity of chemicals to fish and aquatic
invertebrales. Fish and Wildlife, Service. Resource Publication 137. United States
Departernent of the Interior, Washington D.C.
Rodier, J. (1989) Análisis de las aguas : aguas naturales, aguas residuales, agua de mar.
Omega, Barcelona.
Spehar, R.L., Christensen, G.M., Curtis, C., Lernke, A.E., Norberg, T.J. and Pickering,
Q.H. (1992). Effects of Pollution on Freshwater Fish. Water Pollution Journal WPCF 54
(6):877-922.
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