Calidad Agua Parámetros Fisicoquimicos

MANUAL CALIDAD DE AGUAS CAPITULO 5

Ana Patricia Restrepo M EIA Ingeniera Ambiental

Olga Lucia Tobon M. 1

MANUAL DE CALIDAD DE AGUAS

CAPITULO 5

I.Q. ANA PATRICIA RESTREPO MEJA

I.Q. OLGA LUCIA TOBN MEJA

EIA

FACULTAD DE INGENIERA AMBIENTAL MEDELLN

2002-10-01

EVALUACIN CALIDAD DEL AGUA

Ana Patricia Restrepo M EIA Ingeniera Ambiental Olga Lucia Tobon M. 2

INDICE 5 PARMETROS FISICOQUMICOS Error! Marcador no definido.

5.1 Partculas en el agua............................................................................................ 4 5.1.1 Slidos suspendidos....................................................................................... 5 5.2.1 Slidos disueltos............................................................................................. 5 5.3.1 Slidos coloidales........................................................................................... 6 5.4.1 Slidos Voltiles ............................................................................................. 6 5.5.1 Determinacin de slidos en agua.................................................................. 7 5.6.1 Aplicacin de los datos de slidos .................................................................. 9

5.2 TURBIEDAD.......................................................................................................... 9 5.1.1 Importancia ambiental .................................................................................. 10 5.2.1 Medicin ....................................................................................................... 10 5.3.1 Aplicaciones de los datos de turbiedad......................................................... 12

5.3 COLOR................................................................................................................ 12 5.1.1 Unidades estndar y medicin...................................................................... 14 5.2.1 Interpretacin y aplicacin de los datos de color........................................... 14

5.4 NATURALEZA DE LA TURBIEDAD Y EL COLOR............................................. 14

5.5 Sabor y olor ........................................................................................................ 15 5.1.1 Fuentes ........................................................................................................ 16 5.2.1 Deteccin y medicin.................................................................................... 16

5.6 Conductividad especfica .................................................................................. 18 5.1.1 Determinacin y unidades estndar.............................................................. 19 5.2.1 Aplicacin de los datos de conductividad...................................................... 19

5.7 PH........................................................................................................................ 20 5.1.1 Medidas del pH............................................................................................. 20 5.2.1 Aplicacin e interpretacin de los datos........................................................ 21

5.8 SISTEMA CARBONATOSO ................................................................................ 21

5.9 Acidez ................................................................................................................. 24 5.1.1 Importancia de la acidez mineral y el dixido de carbono ............................. 25 5.2.1 Mtodos de medida y unidades estndar ..................................................... 25 5.3.1 Aplicacin de los datos de acidez................................................................. 26

5.10 Alcalinidad.......................................................................................................... 28 5.1.1 Determinacin de la alcalinidad .................................................................... 28 5.2.1 Clculo de las formas de alcalinidad a partir de las medidas analticas ........ 30



5.3.1 Clculos basados en el pH y la alcalinidad ................................................... 31 5.4.1 Aplicacin de los datos de alcalinidad .......................................................... 32

5.11 Clculo de la Intensidad buffer de una corriente ............................................. 33 La capacidad buffer se [puede determinar de dos formas :.......................................... 33 1. Por titulacin de la muestra y estableciendo la pendiente en le punto de inflexin , ver Ilustracin 12.......................................................................................................... 33

5.1 Dureza Total........................................................................................................ 35 5.1.1 Causas de la dureza..................................................................................... 35 5.2.1 Mtodos de determinacin y unidades estndar........................................... 37 5.3.1 Tipos de dureza............................................................................................ 37

5.12 INDICE DE LANGUELIER................................................................................... 38

5.2 Cloruros .............................................................................................................. 42 5.1.1 Determinacin .............................................................................................. 42 5.2.1 Aplicacin de los datos de cloruros............................................................... 42

5.13 SALINIDAD: ........................................................................................................ 43

5.14 Nitrgeno ............................................................................................................ 44 5.1.1 Importancia ambiental de los datos de nitrgeno.......................................... 45 5.2.1 Mtodos de determinacin de las formas de nitrgeno................................. 46

5.14.2.1 Nitrgeno amoniacal (NH3):....................................................................................... 46 5.14.2.2 Nitrgeno orgnico:.................................................................................................... 46 5.14.2.3 Nitratos (NO3-): .......................................................................................................... 47 5.14.2.4 Nitritos (NO2-): ........................................................................................................... 47

5.15 FOSFORO ....................................................................................................... 49 5.1.1 Compuestos de fsforo de importancia ambiental ........................................ 49 5.2.1 Determinacin del fsforo............................................................................. 49 5.3.1 Aplicacin de los datos de fsforo ................................................................ 50

5.16 SULFATOS Y AZUFRE ................................................................................... 50 5.1.1 Mtodo de anlisis........................................................................................ 52 5.2.1 Aplicacin de los datos SO4= y sulfuros ........................................................ 53

5.17 Otros componentes aninicos ...................................................................... 54 5.1.1 Sodio ............................................................................................................ 54 5.2.1 Potasio ......................................................................................................... 54 5.3.1 Hierro ........................................................................................................... 54 5.4.1 Manganeso................................................................................................... 55


Ana PatriciaOlga Lucia T

5. PARMETROS FISICOQUMICOS DE CALIDAD DE AGUA

5.1. Partculas en el agua El agua por ser una molcula altamente polar es conocida como el solvente universal, por ello las partculas presentes en el agua son de diversa naturaleza, tamao y estabilidad . En la Ilustracin 1 se muestra una clasificacin general de ellas.

Ilustracin 1 clasificacin de slidos en el agua Los slidos pueden ser incorporados al agua por las diversas actividades domsticas e industriales, los materiales que producen color y turbiedad aportan slidos al agua. El contenido de slidos en un agua se refiere al material remanente luego de la evaporacin y el secado a 103-105 C. La mayor parte de las partculas presentes en aguas residuales estn en rangos de tamao de 1 x 10-7 mm en adelante. Las partculas por encima 10-3 mm pueden ser removidas por mtodos fsicos de sedimentacin o filtracin, por debajo de este tamao se requieren procesos qumicos, De acuerdo al tamao las partculas se clasifican en disueltos, coloidales y suspendidos. En la Ilustracin 2 se muestra el rango de tamao para cada uno de los slidos Ilustracin 2 C

TIPO O R G A N IC O V irus, bacterias, p lacton,acidos hum icos y fu lvicos

IN O R G A N IC O Arcillas, sed im entos, asbesto,oxidos m etalicos

TAMAO D ISU E LT O SC O LO ID E SSU SP E N D ID O S

Particulas m enores de 1 m Particulas 1 -100 m Particulas m ayores 100 m

ESTABILIDAD H ID R O FILIC O Arcillas, oxidos m etalicosM acrom olecu las

Dis

Coloidales Restrepo M EIA Ingeniera Ambiental obon M. 4

lasificacin de las partculas en el agua de acuerdo a su tamao

1 m 0.1 m ueltos Suspendidos



5.1.1. Slidos suspendidos Los slidos en suspensin, SST, son visibles a simple vista o a travs de un microscopio ordinario y algunas veces ellas son lo suficientemente grandes para ser removidas fcilmente por sedimentacin y filtracin. Tales partculas aportan turbiedad o nubosidad al agua son en su mayora de naturaleza orgnica y por ello ejercen demanda de oxgeno. Se dividen en sedimentables y no sedimentables, los no sedimentables son los que no se separan por accin de la gravedad y deben ser separados por medio de filtracin. Se pueden determinar pesando el residuo que queda en el filtro, despus de secado. Son indeseables en las aguas de proceso porque pueden causar depsitos en las conducciones, calderas, equipos, etc. Las aguas subterrneas suelen tener menos de 1 ppm, pero en las superficiales vara mucho en funcin del origen y las circunstancias de la captacin. Se separan por filtracin y decantacin.

5.1.2. Slidos disueltos

Los slidos disueltos totales, SDT, es una medida de la cantidad de materia disuelta en el agua, determinada por evaporacin de un volumen de agua previamente filtrada.

Corresponde al residuo seco con filtracin previa. El origen de los slidos disueltos puede ser mltiple, orgnico e inorgnico, tanto en aguas subterrneas como superficiales. En su mayora se componen de sales inorgnicas, pequeas cantidades de materia orgnica y gases disueltos, imparten salinidad al agua y cuando se encuentran en forma de hidrxidos afectan la acidez. En aguas naturales son bsicamente carbonatos, bicarbonatos, cloruros, fosfatos, sulfatos, nitritos y algunas trazas de hierro y manganeso.

El efecto ms importante de estos slidos es debido a la salinidad que imparten, la cual puede generar efectos negativos a las aguas. Aunque para las aguas potables se indica un valor mximo deseable de 500 ppm, el valor de los slidos disueltos no es por si solo suficiente para determinar la bondad del agua.

En los usos industriales la concentracin elevada de slidos disueltos puede ser objetable por la posible interferencia en procesos de fabricacin, o como causa de espuma en calderas. Los procesos de tratamiento son mltiples en funcin de la composicin, incluyendo la precipitacin, intercambio inico, destilacin, electrodilisis y smosis inversa.



5.1.3. Slidos coloidales

Las partculas en dispersin, que son menores de 1 y mayores que las molculas individuales presentan propiedades coloidales. Las partculas coloidales contribuyen poco a la turbiedad normal del agua, pero son enormemente responsables del color de las aguas naturales. No existen medios sencillos para medir la concentracin de partculas coloidales en agua. Cuando ellas son responsables del color, la prueba de color es una medida aproximada de concentracin.

La velocidad de sedimentacin es extremadamente baja y no es prctica la sedimentacin ordinaria. La velocidad de remocin a travs de filtros es demasiado lenta, de aqu que es necesario llevarlas a partculas de tamao suspendido antes de que puedan ser removidas efectivamente del agua. La existencia de partculas coloidales en aguas naturales es una evidencia de la estabilidad del estado coloidal. Por otra parte las partculas tambin pueden mantenerse en suspensin por su propio movimiento Browniano.

Los coloides pueden ser hidrfobos o hidroflicos. La distincin entre las dos clases de compuestos o sistemas es importante en la coagulacin debido a que en los elementos hidrfilos las partculas reaccionarn qumicamente en el agua en la que se encuentran en suspensin y con los coagulantes metlicos. Los sistemas hidrfobos puros no reaccionan con la fase acuosa y la coagulacin se consigue mediante reacciones que son mas bien de tipo fsico que qumico.

5.1.4. Slidos Voltiles Los slidos voltiles totales SVT, son la fraccin orgnica de los slidos presentes en el agua y se miden mediante la calcinacin del residuo obtenido despus de la evaporacin a una temperatura controlada de 600oC para prevenir la descomposicin o volatilizacin de la materia orgnica y garantizar su completa oxidacin a CO2 y agua. A 600C la descomposicin de material inorgnico es mnima, algunos compuestos de amonio que no se volatilizan durante el secado lo hacen a esta temperatura, las otras sales inorgnicas son relativamente estables, excepto el carbonato de magnesio que se descompone como se muestra en la siguiente reaccin: Ecuacin 1

MgCO3 MgO + CO2 350C



En la determinacin de slidos voltiles suspendidos no se tienen en cuenta las sales inorgnicas, ya que estas se remueven en el proceso de filtracin. En los anlisis de lodos, los compuestos amoniacales son completamente volatilizados durante la evaporacin y el secado.

5.1.5. Determinacin de slidos en agua Los slidos totales se determinan mediante la evaporacin de un volumen medido de agua en un recipiente previamente pesado. Tambin es usual expresar el contenido de slidos disueltos en funcin de la conductividad especfica del agua. En aguas de desecho altamente contaminadas es de mayor importancia determinar el contenido de slidos suspendidos y sedimentables. Los slidos sedimentables se determinan en conos imhof como el mostrado en la Ilustracin 3 . El valor reportado es en ml de volumen sedimentado en 1 hora por litro de agua , ( ml/l/h )

Ilustracin 3 Determinacin de slidos sedimentables en cono inhoff Los slidos suspendidos se determinan por sustraccin de los slidos totales y los disueltos (residuo filtrado). Este es uno de los parmetros ms usados en la evaluacin



de aguas de desecho y en la determinacin de la eficiencia de las unidades de tratamiento. Ilustracin 4 Diagrama explicativo de los diferentes tipos de slidos

Slidos totales (ST) T = 103 105C

Slidos inorgnicos totales o fijos (SF)

Slidos voltiles totales (SV) T = 600oC

ST = SF + SV

Slidos totales (ST) T = 103 105C

Slidos suspendidos (SS)

Slidos disueltos (SD)

Slidos suspendidos inorgnicos (SSI)

Slidos suspendidos voltiles (SSV)

SS = SSI + SSV

Slidos disueltos inorgnicos

(SDI)

SD = SDI + SDV

Slidos disueltos voltiles (SDV)



5.1.6. Aplicacin de los datos de slidos En suministros de agua potable e industriales, el contenido de slidos totales es usado para determinar la conveniencia del uso del agua para estos fines. Cuando se requiere ablandamiento del agua, el tipo de proceso a usar se selecciona con base en el contenido de slidos. Los slidos sedimentables tienen gran variedad de aplicacin, en aguas de desecho son usados para determinar la necesidad de instalar sedimentadores primarios y para determinar su eficiencia de remocin. Los slidos suspendidos y voltiles son usados para evaluar el grado de contaminacin de un desecho industrial o domstico con materia orgnica. Son particularmente usados en la determinacin de la cantidad de slidos remanentes a la salida de un sedimentador primario con el propsito de determinar la carga remanente en unidades de tratamiento secundarias. Desde el punto de vista de control de contaminacin en una corriente, la remocin de slidos suspendidos es tan importante como la remocin de Demanda Bioqumica de Oxgeno (DBO). Tanto los slidos suspendidos como los voltiles son usados para el control de aireacin en procesos de lodos activados, igualmente en el diseo y operacin de unidades de digestin de lodos, filtros y unidades de incineracin. Para agua potable es de mayor inters conocer el contenido de slidos disueltos y totales, los suspendidos se encuentran en cantidades muy pequeas y por ello es ms fcil determinar la turbiedad.

5.2. TURBIEDAD El trmino turbiedad se aplica a material suspendido o coloidal presente en las aguas y que interfiere el paso de la luz a travs del agua. Este material es difcil de decantar y filtrar, y puede dar lugar a la formacin de depsitos en las conducciones de agua, equipos de proceso, etc . Puede ser causada por una amplia variedad de materiales suspendidos, con rango de tamao entre partculas coloidales y partculas gruesas, dependiendo tambin del grado de turbulencia de la corriente del agua. En aguas de ro y subterrneas, la turbiedad es producida por las partculas coloidales del suelo, mucho de este material es de tipo inorgnico, con algo de presencia de materia orgnica. Los desechos domsticos (aguas negras) contienen gran cantidad de materia orgnica y algo y algo de material inorgnico que aporta turbiedad.



El material orgnico vertido a una corriente sirve como alimento a bacterias, lo cual contribuye a su aumento, produciendo turbiedad adicional. Los nutrientes que estn que estn presentes en una descarga estimulan el crecimiento de algas que tambin contribuyen con la turbiedad.

5.2.1. Importancia ambiental Es un parmetro importante en los suministros de agua para consumo humano, por las siguientes razones:

Estticos: Un agua turbia es asociada inmediatamente con agua contaminada. Filtrabilidad: A mayor turbiedad en un agua, aumenta la dificultad y el costo de

filtracin. Desinfeccin: Para garantizar una buena accin de los agentes desinfectantes es

necesario garantizar un buen contacto con las bacterias o microorganismos a destruir. En aguas turbias, muchos microorganismos se esconden en las partculas que causan turbiedad, por ello se ha puesto como lmite de turbiedad para agua potable 1.5 unidades de turbiedad.

Incidencia en los procesos fotosintticos: La presencia de material que aporta turbiedad impide le paso de luz necesaria para la fotosntesis de la biota acutica

5.2.2. Medicin Dado que la turbiedad es la propiedad ptica de una muestra para disipar y absorber la luz en vez de transmitirla en lnea recta, su medicin en las aguas se realiza por mtodos nefelomtricos, los cuales miden la cantidad de luz dispersa. En la Ilustracin 5 se muestra un esquema del principio de funcionamiento de un nefelmetro. Dada la amplia variedad de los materiales que causan la turbiedad en aguas naturales, se cre un estndar arbitrario: 1 mg/l SiO2 = 1 unidad de turbiedad Para la determinacin se emplean los mtodos visuales y la nefelometra, la cual mide la intensidad de la luz que dejan pasar las partculas de la turbiedad y los mtodos visuales miden la interferencia al paso de la luz. En las soluciones estndar para la calibracin de los equipos no se usan estndares de slice pura, sino de caoln o polmeros de formazina. Cuando se usa el mtodo nefelmetrico, las unidades de medida son UNT.

1 UNT = 1 mg/l de formazina


Ana PatriOlga Luci

Ilustracin 5 Esquema funcionamiento nefelmetro (Fuente : Folleto tcnico Cytec) La medicin de este parmetro, al igual que el color, es ampliamente usado para determinar la eficiencia de la coagulacin y/o precipitacin. Las aguas subterrneas suelen tener valores inferiores a 1 UNT, pero las superficiales pueden alcanzar varias decenas o valores por encima de 100. . Las aguas con 1 UNT son muy transparentes y permiten ver a su travs hasta profundidades de 4 o 5 m. Con 10 UNT, que sera el mximo deseable para la buena operacin de los filtros, la transparencia se acerca al metro de profundidad. Por encima de 100 UNT la transparencia est por debajo de los 10 cm y los filtros se obstruyen rpidamente. La norma colombiana para agua potable establece un valor mximo de 15 UNT y deseable de 5 UNT. En potabilizacin este parmetro de turbidez esta directamente relacionado con la calidad microbiolgica del agua, entre mayor sea la turbidez mayor probabilidad de encontrar microorganismos patgenos ( que le ocasionan dao al hombre) cia Restrepo M EIA Ingeniera Ambiental a Tobon M. 11



5.2.3. Aplicaciones de los datos de turbiedad Las mediciones de turbiedad son de importancia para fuentes de agua potable y aguas tratadas para consumo humano. Se emplea para determinar la eficiencia de remocin de tratamientos de floculacin y coagulacin para diferentes agentes qumicos y diversas dosificaciones (test de jarras), con el fin de determinar las dosis ptimas de coagulantes a ser adicionadas en un tratamiento. En aguas de desechos industriales, en lugar de la turbiedad, se miden slidos suspendidos en la determinacin de la eficiencia de remocin de slidos, debido a que en ste tipo de aguas no es posible correlacionar la turbiedad con la cantidad de slidos suspendidos, ya que el tamao de las partculas influye en que se reporte ms o menos turbiedad, lo que no implica necesariamente que un agua tenga ms slidos que otra.

5.3. COLOR El color es la capacidad de absorber ciertas radiaciones del espectro visible. No se puede atribuir a ningn constituyente en exclusiva, aunque ciertos colores en aguas naturales son indicativos de la presencia de ciertos contaminantes. El agua pura slo es azulada en grandes espesores. En general presenta colores producidos por materiales orgnicos de los suelos vegetales, como el color amarillento debido a los cidos hmicos, taninos o cidos flvicos provenientes del material vegetal que se descompone en las aguas. La presencia de hierro puede darle color rojizo, y la del manganeso un color pardo oscuro. El color afecta estticamente la potabilidad de las aguas. Muchas aguas superficiales que contienen color hacen que no sean aptas para fines domsticos o industriales, por su dificultad para removerlo. Los materiales coloreados resultan del contacto del agua con desechos orgnicos tales como hojas, madera, tallos en diferentes estados de descomposicin, los cuales contienen extractos vegetales de considerable variedad. Los taninos, el cido hmico, los humatos y la lignina son compuestos causantes del color. El hierro se presenta algunas veces como humato de hierro y es causante de un color intenso. El color natural se presenta en las aguas como un coloide cargado negativamente, esto facilita su remocin en el proceso de coagulacin, mediante la adicin de sales metlicas trivalentes, como el hierro y el aluminio. en la Ilustracin 6 se presenta una molcula de cido hmico donde se ven las cargas negativas, aninica, predominantes aportada por el grupo carboxilo, C-OH


Ana Patricia ResOlga Lucia Tobon

Algunas aguas superficiales se ven altamente coloreadas debido a la presencia de material suspendido coloreado, cuando en realidad el agua filtrada no tiene color, este tipo de color, debido al material suspendido, se denomina Color aparente, el cual hay que diferenciar del causado por los vegetales y los extractos orgnicos coloidales o disueltos que imparten Color verdadero.

Ilustracin 6 Molcula cido hmico que aporta color verdadero a las aguas La intensidad del olor aumenta con el aumento del pH, por lo cual siempre debe reportarse el pH acontaminan las aggeneradas en la ind ctrepo M EIA Ingeniera Ambiental M. 13

l cual fue medido. Las aguas residuales de los procesos industriales uas superficiales con grandes cantidades de color, en especial las ustria textil, el papel y la curticin.



5.3.1. Unidades estndar y medicin

Para determinar el color real en una agua debe realizarse filtracin de la misma. Se realiza por medio de la comparacin visual de la muestra con concentraciones ya conocidas de soluciones coloreadas. O por medicin espectrofotomtrica de la absorbancia a una longitud de onda de 420 nm, empleando estndares de platino cobalto, los cuales imprimen en soluciones acuosas colores reales similares a los de las aguas provenientes de fuentes naturales, de ah que le estndar de medicin del color real es la unidad platino cobalto, Pt-Co, 1 U de color es equivalente al color producido por una solucin acuosa de 1 ppm Pt-Co. En mltiples experimentos se encontr que soluciones de cloroplatino de potasio (K2PtCl6) coloreadas con pequeas cantidades de cloruro de cobalto presentan un color muy similar al de las aguas. La intensidad del color se consigue con la adicin de ms o menos cantidad de cloruro de cobalto. 1 mg/l de K2PtCl6 = 1 unidad de color En aguas residuales de procesos industriales, el color se mide en base a la absorcin de luz a diferentes longitudes de onda en el espectro de luz visible.

5.3.2. Interpretacin y aplicacin de los datos de color

Este parmetro se usa principalmente en el control de los procesos de tratamiento de agua potable. Para estos usos las unidades de color no deben exceder de 15. Las aguas subterrneas no suelen sobrepasar valores de 5 ppm de Pt, pero la superficiales pueden alcanzar varios centenares de Unidades de color. El requisito para aguas potables es de mximo 15 U Pt-Co.

5.4. NATURALEZA DE LA TURBIEDAD Y EL COLOR

5.4.1. La materia presente en el agua se puede clasificar de acuerdo a su origen como material mineral inorgnico o material orgnico carbonceo. Las sustancias que producen turbiedad son en su gran mayora inorgnica, mientras que aquellas que causan sabor, olor y color son generalmente compuestos orgnicos. Las partculas que producen turbiedad se pueden clasificar de acuerdo con su tamao, el cual puede variar desde dimensiones de 10-3 hasta 50 mayores. La fraccin mayor que 1 de dimetro se aplica generalmente a fango o cieno que sedimenta estando en reposo. Las partculas ms pequeas, que se clasifican como coloidales,



permanecen suspendidas por mucho tiempo. La principal aplicacin del uso de la coagulacin es para la remocin del material coloidal, aunque en este proceso tambin se remueve las partculas mayores.

5.5. Sabor y olor El sabor y olor del agua son determinaciones organolpticas ( que se detectan por medio de los sentidos ) de determinacin subjetiva, para las cuales no existen instrumentos de observacin, ni registro, ni unidades de medida. Tienen un inters evidente en las aguas potables destinadas al consumo humano. Las aguas adquieren un sabor salado a partir de los 300 ppm de Cl-, ( ion cloruro) y un gusto salado y amargo con ms de 450 ppm de SO4= (.Sulfatos). El CO2 (Dixido de carbono) , libre le da un gusto picante. Trazas de fenoles u otros compuestos orgnicos y la presencia de microorganismos o algas le imprimen olores y sabores desagradables

En trminos generales las sustancias que aportan olor en el agua causan sabor , pero no necesariamente lo contrario , ya que hay algunas sustancias de origen mineral que producen sabor y no generan olor . En la Tabla 5-1 se presentan descriptores tpicos para identificar cualitativamente olores y sabores en las aguas

Tabla 5-1 Descriptores de olor y sabor y sus abreviaciones

SIMBOLO

OLOR SIMBOLO OLOR

Aq acuario(combina-cin de pescado y vegetacin verde)

Io Yodo

Che Qumicos Med Medicinal Cha Tiza Met Metlico Cl Cloro Mo Lama Cu Cocombro Mu Moho, oxidado Dv Vegetacin OF Libre de olor Ea Tierra Ph Fenlico Fi Pescado Pl Plstico Fl Flores Ru Caucho Ge Geranio Se Sptico Gr Pasto Sp Especias



GV Vegetacin verde St Rancio Hay Heno We Papel hmedo Hc Hidrocarburo

SIMBOLO SABOR SIMBOLO SABOR Ast Astringente Sw Dulce Af Gustillo Sli Aceitoso Coo Fro Sa Salado Bit Picante So Acido Bur Quemante Bi Amargo Dry Seco TF Libre de sabor

5.5.1. Fuentes Las sustancias inorgnicas estn mas asociadas al sabor que al olor , por ejemplo los cloruros y sulfatos imprimen sabor salino , mientras que sustancias alcalinas le imprimen sabor amargo o astringente El material orgnico produce a la vez olor y sabor. Una gran cantidad de materiales en descomposicin bacteriana, hidrocarburos, algas que segregan sustancias oleaginosas que imprimen sabor y olor al agua. La combinacin de dos o mas sustancias pueden generar sinergismo, es decir que solas no presentan ni olor ni sabor, pero juntas , presentan alguno o ambos de ellos , vgr el cloro combinado con la materia orgnica.

5.5.2. Deteccin y medicin Para detectar el olor se puede realizar pruebas cualitativas o cuantitativas, las primeras si bien son mas sencilla son subjetivas, as que cada vez se busca mejorar la deteccin de estos parmetros , especialmente en el agua para consumo humano . En la Tabla 5-2 se presentan una relacin de compuesto que imprimen olor en las aguas con las concentraciones de umbral detectable de olor ( threshold odor level ) Puede verse como sustancias como los sulfuros orgnicos ( mercaptanos , R-SH) presentan una gran intensidad de olor , ya que an en pequeas concentraciones le imprimen olor a las aguas , eso quiere decir que a menor concentracin de umbral de olor mas olorosa es una sustancia .



Es de anotar que muchas de estos compuestos [presentan toxicidad en la biota acutica y al hombre para su consumo. Para determinar cuantitativamente el sabor y olor de una agua especifica se pueden emplear mtodos:

Cromatogrficos , que miden la concentracin del parmetro especifico que aporta olor o sabor

Comparativo de TON

Tabla 5-2 Compuestos que generan olores en aguas sin tratar

UMBRAL DE OLOR COMPUESTO OLOR Deteccin

ppm (v) Reconoci-

miento ppm(v)

Amoniaco,NH3 Amoniacal 17 37 Acido sulfdrico, H2S Huevo podrido



Ecuacin 2

Tabla 5-3 Determinacin de TON en una agua

Volumen de muestra A olorosa

Volumen de muestra B agua destilada

TON

200 1 1 150 50 1.3 100 100 2 50 150 4 40 160 8 10 190 20 1 199 200

5.6. Conductividad especfica Es la medida de la disponibilidad de una solucin para conducir la corriente elctrica y vara de acuerdo con la cantidad y el tipo de iones que contenga. La naturaleza de las sustancias disueltas, su actual y relativa concentracin, la fuerza inica y la temperatura son factores que afectan el valor de la conductividad en el agua.. Es indicativa de la cantidad de iones disueltos en el agua . El agua pura contribuye en forma muy mnima a la conductividad, y en su casi totalidad, es el resultado del movimiento de los iones de las impurezas presentes. Un sistema acuoso contiene molculas disociadas (iones), que conducen la corriente elctrica. En un campo de corriente directa los iones positivos (cationes) migran hacia el lado del electrodo negativo (ctodo) y los iones negativos (aniones) migran hacia el electrodo negativo (nodo). Muchos cidos, bases y sales inorgnicas son buenos conductores. Conservativamente las molculas de compuestos orgnicos no se disocian y por lo su conductividad es muy baja. La resistividad es la medida recproca de la conductividad. El aparato utilizado es el conductmetro, cuyo fundamento es la medida elctrica de la resistencia de paso de la electricidad entre las dos caras opuestas de un prisma rectangular comparada con la de una solucin de KCI ( cloruro de potasio) a la misma temperatura y referida a 20C.

TON = (A+B)/A


Ana Patricia Restrepo M EIA Olga Lucia Tobon M.

5.6.1. Determinacin y unidades estndar Las unidades empleadas son mhos/cm, en la prctica una celda de conductividad es calibrada para determinar la resistencia de una solucin estndar y de ah la constante de la celda es determinada por la siguiente ecuacin: Ecuacin 3 La unidad estndar de resistencia elctrica es el ohm y la resistividad de las aguas se expresa convenientemente en megaohms - centmetro., Mohms-cm,- La conductividad se expresa en el valor recproco, normalmente como microsiemens por centmetro, S/cm. . Para el agua ultra pura los valores respectivos son de 18,24 Mohms.cm y 0,05483 s/cm a 25C. Un agua desmineralizada puede tener una conductividad menor de 5 S/cm. La medida de la conductividad es una buena forma de control de calidad de un agua especialmente cuando esta es sometida a un proceso de desmineralizacin , es decir la remocin de los slidos disueltos , SD. Entre mayor sea la conductividad mayor ser el contenido de SD. La medida se efecta en una celda o puente Wheastone que internamente efectan el cociente (C/R), igualmente corrigen la variacin con la temperatura. Las mediciones de conductividad especfica son frecuentemente usados en el anlisis de aguas para obtener un rpido estimativo de los slidos disueltos contenidos en un agua. Los slidos disueltos se pueden obtener multiplicando la conductividad especfica de la solucin por un factor que vara entre 0.55 0.7, para aguas con baja salinidad puede ser 0.55 y con alta salinidad puede ser de 0.7 a 0.9. La conductividad debida a iones hidroxilo (OH-) es mucho mayor que la debida a los otros iones, por ello se debe neutralizar la muestra antes de determinar la conductividad.

5.6.2. Aplicacin de los datos de conduc La medida de conductividad tiene varias a Determinar la pureza del agua destilad Determinar la variacin del contenido

corriente de agua o en un desecho.

C = KsRs Ks: Conductividad especfica del estndar,

Rs: Resistencia tividad Ingeniera Ambiental 19

plicaciones, entre ellas las siguientes: a en concentracin de minerales disueltos en una



Determinar la cantidad de reactivos a adicionar en determinadas reacciones de precipitacin y/o neutralizacin, determinando el punto final por el cambio en la pendiente de una curva de conductividad.

Estimar el contenido de slidos disueltos, este mtodo es muy utilizado en aguas de retorno a una caldera, con el objeto de chequear la alcalinidad del vapor. En este caso los gases disueltos pueden afectar el valor de la conductividad, por lo cual deben ser eliminados

5.7. PH El pH es un trmino utilizado universalmente para expresar la intensidad de la condicin cido/base de una solucin, expresa la concentracin de iones hidroxilo (H+), por lo cual: Ecuacin 4 En la prctica ambiental, la medicin de pH es muy importante, bien sea en el campo de suministro de agua potable en el cual es un factor a considerar en los procesos de coagulacin, desinfeccin, ablandamiento y control de corrosin, como en los procesos de tratamiento biolgico, en donde el pH debe ser controlado en un rango en el cual se favorezca el crecimiento bacteriano. Dadas las relaciones fundamentales entre el pH, acidez y alcalinidad se hace necesario comprender los aspectos tericos que se desarrollan alrededor del pH.

5.7.1. Medidas del pH El electrodo de hidrgeno es el estndar absoluto en la medida del pH, este electrodo es de platino y mide el potencial de oxidacin de la sustancia y la compara con el del hidrgeno (Eo = 0) y de acuerdo a este potencial se determina la concentracin de iones H+, dando como resultado el valor del pH. Existe una amplia variedad de indicadores de cambios de pH que han sido calibrados con el electrodo de pH, determinando sus caractersticas de color a diferentes valores de pH. Usando indicadores es posible determinar valores de pH cercanos con cierto nivel de precisin de rango por cambio del color de una solucin a la cual se le ha adicionado determinado indicador, por ejemplo: Fenolftaleina, presenta cambio de color a un pH de 8.3, a valores mayores de 8.3 es

de color violeta, por debajo es incoloro.

pH = - log [ H+ ]



Naranja de metilo, presenta cambios de color a pH 4.6 (naranjado) y a pH 4.0 (rosado).

Los medidores de pH elctricos o dan un rango de precisin de +/- 0.1 unidades de pH, se estandarizan con soluciones buffer de pH conocido.

5.7.2. Aplicacin e interpretacin de los datos

Los datos de pH son interpretados en trminos de concentracin de iones H+, por ejemplo, a pH = 2, la concentracin de iones H+ es igual a 10-2 M. Es importante resaltar que el pH no es una medida de la acidez o la alcalinidad de una solucin.

Esto se puede ilustrar comparando el pH de soluciones de cido sulfrico y actico 0.1 N, ambas tienen el mismo valor de neutralizacin, pero la primera tiene un pH de 1 y la segunda de 3, esto se debe a que el grado de ionizacin de ambos cidos es diferente, el cido sulfrico es un cido fuerte que disocia el 100%, y el actico es un cido dbil que disocia parcialmente.

En algunos caso el pOH es una medida de mayor inters que el pH, es particularmente importante en reacciones que implican precipitacin con la formacin de hidrxidos, por ejemplo en los procesos de ablandamiento se remueve el Mg+2 adicionando soda.

5.8. SISTEMA CARBONATOSO

Ilustracin 7 SISTEMA CARBONATOSO EN LA NATURALEZA

CaCO3 MgCO3

H2O H+ + OH-

CO2+H2O H2CO3

H2CO3 HCO3-+ H+ H+ + CO3=

CO2

CO3= precipitacin


Ana Patricia Restrepo M Olga Lucia Tobon M.

En la Ilustracin 7 se presEnta las fuentes de carbono inorganico y suS especies en un ecosistema acuatico , puede verse como el CO2 gaseoso se solubiliza en el agua ,ver Ecuacin 5, pero adicionalmnt ido carbonico , H2CO3, que es un cido diprotico , debil que se on bicarbonato HCO3- , e ion carbonato CO3= . En la primera disociacin , Ecu rta como cido ya que libera protones y el ion bicarbonato , H ase , acepta protones En la segunda disociacion , E to se comporta como cido porque cede protones uy l;a ba abonato , CO3= Puede verse entonces que el , dependiendo del pH , puede comportarse como cido y co re al sistema carbonatoso la propiedad de comportarse com buffer, esto desde el punto de vista ambiental es bien importapara resistir cambios del Ph ant En la Ilustracin 8 , se muecarbonatosas en un rango amdiagrama de equilibrio , dondeespecies carbonatosas es funcrelaciones de acidez carbonica

Ecuacin 5

Ecuacin 6

Ecuacin 7 Ecuacin 8

Kse es su especie disociada

ion biocarbonato , HCO3- mo base. Esto le confie

o una solucin tampon o e reacciona para formar c disocia en dos especies : ie

yacin 7, el H2CO3 se compoCO3- , se compotr acomo b

cuacin 8, el ion bicarbonacrEIA Ingeniera Ambiental 22

nte , ya que es la capacidad de un ecosistema acuatico adiciones de cidos o bases fuertes .

stra una titulacin , neutralizacion, de las especies plio de pH, igualmnte puede verse la relacion con el se visualiza compo la concentracion de las diferentes

in del pH . Esto es de gran ayuda para comprender las alcalinidda en el agua

CO2 + H2O -> H2CO3

HCO3-H+ + CO3= 2 = [H+] [HCO3-]/ [H2CO3]

K2=4.78 *10-11

H2CO3 H++HCO3- K1 = [H+] [HCO3-]/ [H2CO3]

K1=4 3 *10-7

CO2 (g) CO2 (ac)



Ilustracin 8 Diagrama de equilibrio del sistema carbonatoso



5.9. Acidez La acidez de aguas naturales es causada por dixido de carbono y/o por cidos minerales fuertes. El anhdrido carbnico (CO2) es un componente normal de todas las aguas naturales. Puede ser absorbido por la atmsfera, puede ser producido tambin por reacciones de oxidacin biolgica de la materia orgnica, especialmente en aguas contaminadas. Las aguas subterrneas contienen considerables cantidades de CO2 provenientes de la oxidacin bacteriana de la materia orgnica con la cual est en contacto el agua, que al estar confinada en el subsuelo no se escapa el CO2 a la atmsfera. Dado que el CO2 es un producto tanto de la oxidacin bacteriana aerbica como anaerbica, entonces su concentracin no est limitada por la cantidad de oxgeno disuelto presente. Es comn encontrar aguas subterrneas con concentraciones de CO2 del orden de 30 a 50 ppm. Esto se da cuando las aguas percoladas pasan por suelos que no contienen la suficiente cantidad de calcio o magnesio para neutralizar el CO2 formando carbonatos de acuerdo a la siguiente reaccin:

Ecuacin 9

Ciertas aguas naturales pueden contener acidez mineral, los drenajes de minas abandonadas pueden contener significativas cantidades de cido sulfrico, o sales de cido sulfrico si hay presencia de sulfuros, azufre o piritas de hierro. Estos compuestos resultan de la oxidacin bacteriana bajo condiciones arobicas de acuerdo con las siguientes reacciones: Ecuacin 10 Las sales de metales pesados, particularmente las de iones metlicos trivalentes como Fe+3 y Al+3 se hidrolizan en el agua aumentando la acidez, por ejemplo el Fe+3 hidroliza de acuerdo con la siguiente reaccin:

CO2 + CaCO3 + H2O Ca (HCO3)2

2S + 3O2 + 2H2O +bacterias 2H2SO4

FeS2 + 3.5O2 + H2O + bacterias FeSO4 + H2SO4



Ecuacin 11 La presencia de estos compuestos se reconoce por la formacin de precipitados debido al aumento del pH durante la neutralizacin. Ejemplo: Una agua se analiz y se encontr que la concentracin del ion bicarbonato (HCO3-) era de 50 p.p.m. y CO2 30 p.p.m. pH De Ecuacin 7 [H+] =K1[H2CO3]/[HCO3-] , K1 = 4.3 * 10-7 Es necesario dar las molaridades: 30 mg/1t CO2 =30mg/44mg/mmol = 6.8 x10-4mol/l 50 ppm HCO3- = 50mg/61mg/mmol = 8.19 x10-4mol/l [H+] = 4.3 * 10-7 * 6.8 *10-4/( 8.19 * 10-4) [H+] = 3.57 *10-7 pH =-log[H+] pH = 6.44

5.9.1. Importancia de la acidez mineral y el dixido de carbono La acidez del agua es importante debido a sus caractersticas corrosivas y a los costos que involucra la remocin y control de las sustancias que causan corrosin. Cuando se hacen tratamientos biolgicos se debe controlar el pH entre 6 y 9.5, para mantener el pH en este rango es necesario adicionar durante el tratamiento productos qumicos, para determinar las dosis de estos productos se utilizan los datos de acidez.

5.9.2. Mtodos de medida y unidades estndar La acidez mineral y la de CO2 se determinan mediante titulaciones con soluciones alcalinas estndar, en general se usa NaOH. La acidez mineral se mide por titulacin con solucin alcalina hasta pH de 4.5, bien sea potenciomtricamente (pH-metro) o con indicadores, en este caso el ms usado es el naranja de metilo, por ello la acidez mineral se conoce como acidez metil orange. Cuando la titulacin de la muestra se hace desde pH original hasta pH=8.3, se obtiene la acidez total o acidez fenol (cambio del indicador de fenolftaleina). La acidez se expresa en mg/l de carbonato de calcio (CaCO3).

FeCl3 + 3H2O Fe(OH)3 +3H+ + 3Cl-



Si el objeto del anlisis es determinar la concentracin de CO2, la muestra debe ser tomada baja ciertas condiciones y titulada inmediatamente hasta pH=8.3, bien sea con NaOH (libre de carbonatos) o con carbonato de sodio, en este caso las reacciones de neutralizacin son las siguientes: 2NaOH + CO2 Na2CO3 + H2O Na2CO3 + CO2 + H2O 2NaHCO3 El resultado de la titulacin reporta el CO2 libre en el agua. La concentracin de CO2 puede ser calculada a partir de la expresin de la constante de equilibrio (ecuacin de ionizacin) del cido carbnico, en este caso se tiene en cuenta que cuando el pH es menor de 8.5, la primera ionizacin del cido carbnico es el ion bicarbonato: CO2 + H2O H2CO3 H2CO3 H+ + HCO3- Siendo la constante de ionizacin (constante de equilibrio): K1 = [H+] * [HCO3-] [H2CO3] En la prctica la [H2CO3] = [CO2] expresada en concentracin molar. En la Ilustracin 9 se esquematiza la relacin entre el pH de un agua y la presencia de las formas de acidez .

5.9.3. Aplicacin de los datos de acidez Las determinaciones de CO2 son aplicables principalmente a suministros de agua pblica. Muchos suministros de aguas subterrneas requieren tratamientos adicionales para eliminar el carcter corrosivo del agua por la presencia de CO2. La cantidad presente de este compuesto es un factor determinante en la seleccin del sistema a utilizar para su remocin, bien sea aireacin o neutralizacin, as mismo determina el tamao del equipo los productos qumicos requeridos y sus respectivas dosis. En muchos casos los desechos industriales contienen acidez mineral, la cual debe ser neutralizada antes de su vertimiento. Por lo tanto, para su neutralizacin se requiere saber el contenido para determinar la cantidad de reactivo neutralizante que se debe adicionar.



Ilustracin 9 Relacin de especies de acidez en el agua y pH

Cambio metil Cambio fenolftaleina

Acidez mineral Acidez carbnica

8.3 7 4.3

L a a cid e z se e x p re sa e nL a a cid e z se e x p re sa e n m gm g /l d e ca rb ona to d e /l d e ca rb ona to d e ca lcio (ca lcio (C a C O 3C a C O 3 ).).

(a cid e z m e til ora nge )

p H = 4 .5

A c id e z m in e r a l

N a O H N a O H

A c id e z F e n o l

p H m u e str a < 8 .3p H m u e str a < 4 .5

L a a cid e z se e x p re sa e nL a a cid e z se e x p re sa e n m gm g /l d e ca rb ona to d e /l d e ca rb ona to d e ca lcio (ca lcio (C a C O 3C a C O 3 ).).

(a cid e z m e til ora nge )

p H = 4 .5


N a O H N a O H


p H = 4 .5


N a O H N a O H


p H m u e str a < 8 .3p H m u e str a < 4 .5



5.10. Alcalinidad La alcalinidad es una medida de la capacidad de un agua para neutralizar cidos. La alcalinidad de las aguas naturales se debe bsicamente a sales de cidos dbiles, aunque tambin es posible que esta se deba a sales de bases dbiles y fuertes. Los bicarbonatos representan la mayora de las formas de alcalinidad, dado que ellos se forman en considerables cantidades por la accin del CO2, de acuerdo con la Ecuacin 9 Otras sales de cidos dbiles como bicarbonatos, silicatos, fosfatos pueden estar presentes en pequeas cantidades. Algunos cidos orgnicos que son muy resistentes a la oxidacin biolgica, por ejemplo el cido hmico, forman sales que proporcionan alcalinidad al agua. En aguas contaminadas o por efecto de oxidaciones biolgicas anaerbicas, se pueden producir sales de cidos dbiles como actico, propinico, hidrosulfrico, los cuales proporcionan alcalinidad al agua. Tambin es posible que compuestos de amonio y otros hidrxidos contribuyan a la alcalinidad total del agua. Bajo ciertas condiciones las aguas naturales pueden contener apreciables cantidades de carbonatos e hidrxidos como alcalinidad, por ejemplo las aguas de calderas contienen alcalinidad carbonato e hidrxido, las aguas qumicamente tratadas, particularmente las producidas luego de tratamientos de ablandamiento con soda, contienen carbonatos y exceso de hidrxidos. En resumen, muchos materiales pueden contribuir con la alcalinidad, pero bsicamente es de tres clases: Hidrxido Carbonatos y Bicarbonatos La alcalinidad de las aguas se debe, como ya se mencion, a sales de cidos dbiles y tales sustancias actan como soluciones buffer que resisten cambios sustanciales en el pH al adicionar cidos o bases. La alcalinidad por lo tanto es una medida de la capacidad buffer de un agua.

5.10.1. Determinacin de la alcalinidad La alcalinidad se mide volumtricamente titulando con un cido fuerte, el ms comnmente usado es el cido sulfrico (H2SO4) 0.02N y se reporta en mg/l de CaCO3. Cuando el agua tiene pH por encima de 8.3 se procede en dos etapas: 1. En la primera el pH se baja hasta el cambio de la fenolftaleina (pH=8.3). 2. En la segunda el pH se lleva hasta 4.5, correspondiente al cambio de color del

indicador naranja de metilo.



3. Cuando el pH de la muestra este por debajo de 8.3 se hace una sola titulacin hasta pH=4.5.

El cambio a pH = 8.3 que es el punto final de la primera etapa corresponde al punto de equivalencia para la conversin del in carbonato (CO32-) en in bicarbonato: CO32- + H+ HCO3- KB = 2.1*10-4 El cambio de pH alrededor de 4.5, como punto final de la segunda etapa de la titulacin corresponde aproximadamente al punto de equivalencia de la conversin del in bicarbonato a cido carbnico. HCO3- + H+ H2CO3 Lo anterior se puede corroborar en la Ilustracin 8 Entre pH 4.5 y 8.3 las especies predominantes son los bicarbonatos (HCO3-), por encima de pH 8.3 predominan las especies carbonatos e hidrxilos. Por lo tanto puede concluirse que la alcalinidad fenol (P) se debe a OH- y carbonatos y la alcalinidad metil (M) a bicarbonatos. En la determinacin volmetrica de la alcalinidad no se especifica que cantidad es aportada por cada especie, simplemente se reporta como alcalinidad fenol (P) y alcalinidad total. Alcalinidad fenol (P), mg/l de CaCO3 = V1 * N * F * 1000 V de muestra Alcalinidad total, mg/l de CaCO3 = V2 * N * F * 1000 V de muestra Donde: V1 = Volumen de titulante empleado desde pH inicial hasta pH 8.3 V2 = Volumen de titulante desde pH inicial hasta pH 4.5 N = Normalidad del titulante F = Peso eq-gr de CaCO3 = 50 mg/meq. En algunos casos se requiere determinar la concentracin de cada una de las especies que aportan alcalinidad por separado, es decir expresar la cantidad de OH-, CO32-, y HCO3- que hay en el agua. Estos clculos pueden hacerse de diversas maneras:



De las medidas realizadas analticamente. De los valores de alcalinidad y pH y De las ecuaciones de equilibrio.

Ilustracin 10 Titulacin de la alcalinidad

5.10.2. Clculo de las formas de alcalinidad a partir de las medidas analticas En este procedimiento se determinan analticamente la alcalinidad total y la fenol, en este procedimiento se asume que si existe alcalinidad hidrxido no existe alcalinidad bicarbonato. Esto permite entonces cinco posibilidades: Solo alcalinidad hidrxido Slo alcalinidad carbonato Alcalinidad hidrxido ms carbonato Alcalinidad carbonato ms bicarbonato Slo alcalinidad bicarbonato En la siguiente tabla se resumen las cinco posibilidades:

Titula cin con cid o sulfrico 0-02 NpH > 8.3

Predomina O H -

Prim era eta pa

pH = 8.3

PredominaHCO 3-

Segun da eta pa

pH = 4.5

CO 32- + H + H CO 3-

K B = 2.1*10-4

Alca lin ida d fen ol (P)Alca lin ida d fen ol (P)Alca lin ida dAlca lin ida d M etilM etil(M )(M )

Titu la cin con cid o sulfrico 0-02 NpH > 8.3

Predomina O H -

Prim era eta pa

pH = 8.3

PredominaHCO 3-

Segun da eta pa

pH = 4.5

CO 32- + H + H CO 3-

K B = 2.1*10-4

Alca lin ida d fen ol (P)Alca lin ida d fen ol (P)Alca lin ida dAlca lin ida d M etilM etil(M )(M )



Tabla 5-4 Relaciones de Alcalinidad vs especies carbonatosa e hidrxidos

Resultados titulacin

Alcalinidad hidrxido, mg/l

CaCO3

Alcalinidad carbonato, mg/l

CaCO3

Alcalinidad bicarbonato, mg/l

CaCO3 P = 0 0 0 T

P < 1/2T 0 2P T-2P P = 1/2T 0 2P 0 P > 1/2T 2P-T 2(T-P) 0

P = T T 0 0 T = Alcalinidad total P = Alcalinidad fenol

5.10.3. Clculos basados en el pH y la alcalinidad En este mtodo se requiere medir de manera precisa el pH inicial de la muestra, el clculo se basa en la ecuacin de disociacin del agua: [OH-] = Kw/[H+] Dado que la [OH-] est dada en mol/l, se debe hacer la conversin a mg/l (ppm) de carbonato de calcio (CaCO3): 1 mol/l = 50000 mg/l de CaCO3 Alcalinidad hidrxido = 50000 mg/l CaCO3 * 10pH - pkw ppm CaCO3 Donde pKw = 14 a 24oC, si la temperatura es diferente se debe corregir este valor. Conocida la alcalinidad hidrxido se determinan los otros dos tipos de alcalinidad: Alcalinidad carbonato = 3P - 2*alcalinidad hidrxido ppm CaCO3 Alcalinidad bicarbonato = T - 2P + alcalinidad hidrxido ppm CaCO3 Algunas veces se requiere conocer la concentracin de carbonatos y bicarbonatos, entonces se realizan las siguientes conversiones: mg/l CO32- = mg/l CaCO3 * 1 meq CaCO3 * 1 meq CO32- * 60/2 mg CO32- 100 mg/2 CaCO3 1 meq CaCO3 Lo cual indica que: mg/l CO32- = ppm CaCO3 * 0.6 [Alcalinidad carbonato] mg/l HCO3- = mg/l CaCO3 * 1 meq CaCO3 * 1 meq HCO3- * 61 mg HCO3- 100 mg/2 CaCO3 1 meq CaCO3 Lo cual indica que: mg/l HCO3- = ppm CaCO3 * 1.22 [Alcalinidad bicarbonato] Las concentraciones molares se obtienen de la siguiente forma: [CO32-] mol/l = mg/l CO32- / 60000 [HCO3-] mol/l = mg/l HCO3-/61000



Ilustracin 11 Relacin de alcalinidad vs pH

5.10.4. Aplicacin de los datos de alcalinidad Coagulacin: Los productos coagulantes adicionados al agua y aguas de desecho

reaccionan con la alcalinidad para formar hidrxidos insolubles que se precipitan, los iones H+ remanentes reaccionan con la alcalinidad del agua, as la alcalinidad acta como buffer del agua en el rango de pH donde puede ser ms efectivo el coagulante. Si hay alcalinidad en exceso es necesario adicionar cido para que la cogulacin sea ms efectiva.

Ablandamiento: La alcalinidad es el mejor parmetro considerado en los clculos de los requerimientos de soda y carbonato de sodio utilizados para precipitar la dureza en los procesos de ablandamiento del agua.

Control de corrosin: La alcalinidad es uno de los parmetros a considerar en la determinacin del Indice de Languelier, el cual indica la tendencia corrosiva o incrustante de un agua.

Cambios de pH durante la aireacin del agua: La aireacin es un proceso muy utilizado en la remocin de CO2, dado que este es un gas cido, su remocin tiende a aumentar el pH, de acuerdo con las Ecuacin 7 y Ecuacin 8

Se puede calcular el pH del agua conociendo el contenido de alcalinidad bicarbonato y el contenido de CO2 de un agua aireada hasta que el CO2 en el aire quede en equilibrio. Aguas con alta alcalinidad tienden a tener un pH alto bajo aireacin y aguas con baja alcalinidad tienden a tener un pH ms bajo.

Cambios de pH en presencia de florecimiento de algas: Muchas aguas superficiales soportan un florecimiento de algas, se han observado valores de pH de 10 en reas donde las algas crecen rpidamente. Las algas usan CO2 en su actividad fotosinttica y su remocin hace que el pH sea alto, ya se vi que para aguas con moderadas alcalinidades (50 - 200 ppm) la remocin de CO2 aplica un pH entre 8 y 9, por lo tanto las algas al remover CO2 incrementan el pH y las formas de alcalinidad varian, ya que al aumentar el pH las formas bicarbonato se desplazan a carbonatos o hidrxilos, al

Cambio metil Cambio fenolftaleina

Alcalinidad Metil

8.3 7 4.3

Alcalinidad fenol



aumentar la concentracin de carbonatos estos precipitan en forma de CaCO3 formando depsitos marmleos en los lagos.

Alcalinidad en aguas de calderas: Las aguas de caldera contienen alcalinidad carbonato e hidrxido, ambas provienen de los bicarbonatos en las aguas de alimentacin. El CO2 es insoluble en aguas de calderas ya que es removido en el vapor, esto incrementa el pH y vara las formas de alcalinidad de bicarbonatos a carbonatos e hidrxidos.

5.11. Clculo de la Intensidad buffer de una corriente Una solucin buffer es la que resiste cambio en la concentracin de OH- y H+ , ante adiciones de cidos y bases fuertes. La presencia del ion bicarbonato en las aguas naturales o residuales , le confiere la capacidad buffer , La intensidad buffer mide la capacidad de una corriente de agua para neutralizar cidos o bases , la intensidad buffer (), se define como sigue: Ecuacin 12 Es la cantidad de moles de H+ u OH- requeridos para producir un cambio de una unidad

en el pH de 1 litro de agua La capacidad buffer se [puede determinar de dos formas : Por titulacin de la muestra y estableciendo la pendiente en le punto de inflexin , ver

Ilustracin 12

Ilustracin 12 Curva titulacin para determinar

= dCB / dpH = - dCA / dpH CB = concentracin de base CA = concentracin de cido

pH

Volumen de bbase

dpH

dCb


Ana PatriciaOlga Lucia T

Por calculo terico aplicando las relaciones de equilibrio del sistema carbonatoso La intensidad buffer de una solucin se calcula a partir de una de las siguientes ecuaciones: Ecuacin 13 Donde : = K1/ (K1 + H+ + K1K2/H+) [H+ ]= 10-pH mol/l [OH- ]= 10(-14+pH) mol/l Alcalinidad = meq/l = alc ppm CaCO3 x 1 meq/50 mg K1 y K2 constantes de equilibrio que en funcin de la temperatura se pueden calcular con

base en las siguientes ecuaciones ; Ecuacin 141 o = [H2CO3]/CT, 1 = [HCO3-]/CT, 2 = [CO3-]/ CT o = [H+]2 / [H+]2 + K1[H+] + K1K2 1 = [H+]*K1 / [H+]2 + K1[H+] + K1K2 2 = K1K2 / [H+]2 + K1[H+] + K1K2 Ecuacin 15

1 Ramalho , Intro

= 2.3{ x ([alc] [OH-]+ [H+])([H+] + K1K2/ [H+] + 4K2) + H+ + OH-} K1(1 + 2K2 / H+)

Log K1 = -17052/T-215.21xlogT+0.12675xT +545.56 , T K Log K2 = -2902.39/T-0.02379xT+ 6.498 = 2.3{ [OH-] + [H+]+ o1 CT + 12 CT) } Restrepo M EIA Ingeniera Ambiental obon M. 34

duction to wastewater treatment process . pp 157



5.1 Dureza Total Se consideran aguas duras aquellas que requieren considerables cantidades de jabn para hacer espuma y tambin las que producen incrustaciones en tuberas de agua caliente, intercambiadores de calor, calderas y otras unidades donde la temperatura del agua se incrementa. La dureza del agua vara considerablemente de un sitio a otro, en general las aguas superficiales son ms blandas que las subterrneas. La dureza del agua refleja la naturaleza de las formaciones geolgicas con las cuales ha estado en contacto. Las aguas en trminos de dureza se clasifican en la siguiente forma:

Tabla 5-5 Clasificacin de aguas vs Dureza

Mg/l de CaCO3 Grado de dureza 0 - 75 Blandas

75 - 150 Medianamente duras

150-300 Duras

Ms de 300 Muy duras

5.11.1. Causas de la dureza La dureza es causada por cationes metlicos divalentes, dichos cationes son capaces de reaccionar con el jabn formando precipitados y con ciertos aniones presentes en el agua forman incrustaciones. Los principales cationes causantes de la dureza son el calcio, el magnesio, el hierro ferroso (Fe+2) y manganeso (Mn+2). Estos cationes, ms los aniones con los cuales se encuentran generalmente asociados son los siguientes:

Tabla 5-6 cationes que aportan dureza

Cationes Aniones

Ca2+ HCO3-

Mg2+ SO42-

Fe2+ Cl-

Mn2+ SiO3



El aluminio y los iones frricos (Fe+3) son considerados algunas veces como contribuyentes a la dureza del agua. Esta es derivada en su mayora del contacto con el suelo y las formaciones rocosas, el agua lluvia que cae a la tierra no es capaz de disolver la gran cantidad de slidos que se encuentran en las aguas naturales. La capacidad de disolucin es mejorada en el suelo cuando el CO2 es liberado por accin bacteriana, en ese momento el agua contenida en los suelos comienza a estar altamente cargada con CO2, el cual est en equilibrio con el cido carbnico. En condiciones de pH bajo, los materiales bsicos, especialmente las formaciones de caliza se disuelven, en la Ilustracin 13 se muestra como el CO2 origina y ataca carbonatos solubles en el suelo y formaciones de caliza convirtindolos en bicarbonatos solubles. Dado que la caliza no es un carbonato puro, presenta compuestos de sulfatos, cloruros y silicatos, los cuales son expuestos a la accin solvente del agua. En general las aguas duras se presentan donde la capa vegetal es delgada y hay presencia de rocas calizas.

Ilustracin 13 Disolucin de sustancias que causan dureza

Suelo superficial

Zona de intensa actividad bacterial, alta produccin de CO2 Accin sobre los compuestos bsicos CaCO3 + H2CO3 ----! Ca(HCO3)2, etc.

Subsuelo

Zona de menor actividad bacterial, baja produccin de CO2 Accin sobre los compuestos bsicos CaCO3 + H2CO3 ----! Ca(HCO3)2, etc.

Formaciones de caliza

Zona de intensa accin qumica CaCO3 + H2CO3 ----! Ca(HCO3)2 MgCO3 + H2CO3 ---! Mg(HCO3)2


Ana Patricia Restrepo Olga Lucia Tobon M.

5.11.2. Mtodos de determinacin y unidades estndar La dureza normalmente se expresa en trminos de CaCO3, muchos son los mtodos propuestos para su determinacin, los propuestos por el estndar mtodos de la AWWA y APHA son los siguientes: El mtodo ms seguro es calcular la dureza basada en los iones divalentes

determinados en un anlisis completo, este mtodo tiene el inconveniente de no poder hacerse como anlisis de rutina. En forma general la frmula es la siguiente:

Ecuacin 16 M+2 representa el in metlico divalente. Titulacin con EDTA, en este mtodo se usan soluciones de cido

etilendiaminotetractico (EDTA) o sus sales de sodio como agente titulante, los compuestos de EDTA son agentes quelantes que forman un compuesto muy estable con los iones Mg+2 y Ca+2 y otros iones que causan dureza, la reaccin es la siguiente:

El EDTA se usa debido a que existen indicadores que muestran cuando el EDTA est en exceso o cuando los iones que causan dureza han sido acomplejados.

5.11.3. Tipos de dureza La dureza se clasifica en dos grupos:

Con respecto al in me

Con respecto al ion as Dureza clcica y mag

proporcin causan ducalcio y magnesio en e

Ecuacin 17 Dureza carbonatosa y

equivalente a la alca

Dureza, ppm CaCO3 = M+2 mg/l * 100 PM de M+2

tlico

ociado con los iones metlicos. M2+ + EDTA (M. EDTA) M EIA Ingeniera Ambiental 37

nsica: El calcio y el magnesio son los cationes que en mayor reza, debido a ello es importante conocer las cantidades de l agua. En general se puede decir que:

no carbonatosa: La parte de la dureza que es qumicamente linidad bicarbonato ms carbonato presente en el agua, se

Dureza total = dureza magnsica + dureza clcica


Ana Patricia RestrepOlga Lucia Tobon M.

considera como dureza carbonatosa, dado que la alcalinidad y la dureza se expresan en mg/l de CaCO3, la dureza carbonatosa se puede hallar de las siguientes ecuaciones:

Ecuacin 18 La dureza carbonatosa es ms sencilla de remover ya que los iones carbonato y bicarbonato a los cuales se haya asociado tienden a precipitar a elevadas temperaturas o durante procesos de ablandamiento con cal. Ca+2 + 2HCO3- Calor CaCO3 (precipitado) + CO2 + H2O Ca+2 + 2HCO3- + Ca(OH)2 2CaCO3 + H2O La dureza carbonatosa es tambin conocida como dureza temporal, debido a que puede ser removida por ebullicin. La cantidad de dureza que est en exceso, adems de la carbonatosa se denomina no carbonatosa y puede ser calculada restando a la dureza total la dureza carbonatosa. Dado que todos los trminos se expresan en mg/l de CaCO3, los clculos pueden hacerse directamente, esta es una de las razones por las cuales la alcalinidad se expresa en estas unidades. La dureza no carbonatosa se debe a aniones tales como sulfatos, fosfatos asociados a cationes metlicos divalentes, es tambin llamada dureza permanente por no poder ser removida por ebullicin.

5.12. INDICE DE LANGUELIER El indice de Languelier indica la tendencia de las aguas, bien sea naturales o tratadas, a ser corrosivas o incrusta de saturacin del agua en carbonatos de calcio analizar los siguientes parmetros fisicoqumico pH Dureza clcica, mg Alcalinidad total, mg Slidos disueltos mg

Dureza carbonatosa = alcalinidad total Cuando: Alcalinidad < dureza total Dureza carbonatosa = dureza total

Cuando: alcalinidad >= dureza total ntes, as mismo permite conocer el grado . Para determinar este ndice se deben s: o M EIA Ingeniera Ambiental 38

/l de CaCO3 /l de CaCO3 /l



El ndice se calcula mediante la siguiente frmula: Ecuacin 19 en donde: Ecuacin 20 A y B se determinan a partir de las curvas de las Ilustracin 14 e Ilustracin 15 . En caso de no conocer los SDT , se puede calcula con base en : Ecuacin 21 PK2 = -log K2 , ver Ecuacin 14 PKs = -log Ks ( CaCO3) a 25 C pKs = 8.00 PCa = -log [Ca+2] , mol /l PAlc= -log [Alc] en mol/l De acuerdo con el valor del ndice se define la tendencia del agua en la siguiente forma: Si el pH real del agua est por debajo del nivel del pH de saturacin, el Indice de

Languelier es negativo e indica que el agua disuelve el Carbonato de calcio (CaCO3) y por lo tanto es corrosiva.

Si el pH real es mayor que el pH de saturacin, el Indice de Languelier es positivo e indica que el agua est saturada con carbonato de calcio y por lo tanto es probable que forme depsitos.

IL = pH(s) - pH

pH(s) = A + B- log [Ca+2] - log [alcalinidad]

pH(s) = pk2+ pKs+pCa+palc

EVALUACIN DE LA CALIDAD DEL AGUA


Indice de Languelier - Constante A

1.85

1.9

1.95

2

2.05

2.1

15 17 19 21 23 25 27 29 31

temperatura grados C

c

o

n

s

t

a

n

t

e

A

Ilustracin 14 Cosntante A - Clculo Indice de Languelier



Indice de Languelier - Constante B

9.70

9.72

9.74

9.76

9.78

9.80

9.82

9.84

9.86

9.88

9.90

9.92

9.94

9.96

9.98

10.00

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600 650 700 750 800 850 900 950 1000

slidos disueltos, mg/l

c

o

n

s

t

a

n

t

e

B

Ilustracin 15 Constante B, Clculo del Indice de Languelier



5.2 Cloruros Los cloruros se encuentran en todas las aguas naturales a diferentes concentraciones. El contenido de cloruros normalmente aumenta cuando el contenido de minerales aumenta. El agua de mar, representa el residuo de la evaporacin parcial de aguas naturales que fluyen en l y por lo tanto los niveles de cloruros son muy altos. Los excrementos humanos, especialmente la orina, contienen cloruros en una cantidad casi igual a los cloruros consumidos en los alimentos. La cantidad promedio de cloruros de 6 g/da y por persona incrementan en los deshechos de aguas negras el contenido de cloruros. Muchos deshechos industriales contienen apreciables cantidades de cloruros: Importancia para la salud pblica Los cloruros en una concentracin razonable no son perjudiciales a la salud humana. Una concentracin de 250 p.p.m. de cloruros imparten cierto sabor salino al agua la cual es objetable para algunas personas, por ello se ha fijado de 250 ppm como el lmite mximo en aguas potables. Los cloruros se han empleado ampliamente como trazadores en la prctica de ingeniera ambiental, an cuando han sido reemplazados por materiales radioactivos y colorantes.

5.12.1. Determinacin Pueden ser fcilmente determinados por procedimientos volumtricos empleando indicadores internos. El mtodo Mohr, en el cual se usa nitrato de plata como titulante y dicromato de potasio como indicador es un buen mtodo y de fcil ejecucin. Tambin se puede determinar por empleo de electrodo de ion selectivo

5.12.2. Aplicacin de los datos de cloruros En muchas regiones la concentracin de cloruros presentes en el agua es un indicador importante en relacin con la seleccin de fuentes para suministros de agua potable. Tambin se emplea como control de aguas de pozo donde la contaminacin por agua de mar es un problema Estos se encuentran en todas las aguas naturales, siendo muy variada su concentracin, encontrndose por lo general que a mayor contenido de minerales, mayor concentracin de cloruros. El agua de mar, representa el residuo de la evaporacin de las aguas que fluyen por l y por esta razn los valores de Cl- son altos, del orden de 18000 a 20000 ppm. Aguas de pozo pueden tener concentraciones desde 1000-5000 ppm y se consideran no aptas para consumo humano, ocasionando adems problemas de corrosin en las tuberas metlicas, ya que el ion cloruro oxida el Fe constituyente de las mismas.



Por su alta solubilidad y afinidad inica por el agua , representa un slido en verdadera solucin y su remocin del agua no es sencilla, requirindose de tratamientos avanzados, tales como desalinizacin fsica, osmosis reversa. Un alto contenido de iones cloruro aumenta considerablemente la fuerza y actividad inica de una solucin acuosa y ocurre el fenmeno de solvatacin, en el que las molculas de agua se "pegan" de otros iones libres presentes en ella. El oxgeno se disuelve menos en agua que est enlazada a unos iones ,de manera que un volumen total determinado de agua disolver menor cantidad de oxgeno en el equilibrio entre mayor sea su contenido de salinidad. Este efecto de disminuir la solubilidad de especies moleculares, como es el oxgeno disuelto, al aumentar la concentracin de sales se denomina efecto de desalado o "salting out"

5.13. SALINIDAD: El valor lmite de 250 ppm Cl- para aguas que van a someterse a procesos de potabilizacin, tiene que ver con el sabor "salino" que concentraciones de este orden le imprimen a una agua, aunque este es algo subjetivo ya que existen personas que detectan salinidad en el agua a slo 100 ppm Cl-, mientras que otras no reportan sabor salino a valores de 700 ppm, esto parece indicar que el efecto de salinidad no se debe nicamente a los cloruros presentes, sino tambin a la combinacin de los mismos con otros iones, por ejemplo cuando existe dureza , la salinidad se ve aumentada. Por lo tanto este parmetro al igual que el sabor, se cataloga como una propiedad organolptica. Se suele expresar la salinidad como las ppm de Cl-. En aguas de altas concentraciones de minerales, la salinidad es la suma total de aniones y cationes presentes expresada en mg/l

Tabla 5-7 Anlisis estndar de un agua de mar:

ANION mg/l meq/l CATION mg/l meq/l Cl- 19880 560 Ca+2 440 22

SO4= 2740 57 Mg+2 1315 108

NO3- - - Na+ 11040 480

HCO3- 183 3 K+ 390 10

Br- 68 0.9 Sr+ 1.3 0.3 TOTAL 22871 620.9 13186.3 620.3 SALINIDAD TOTAL = 22.871+13.186 = 36.05 g/l



Tabla 5-8 SALINIDAD ORIGEN SALINIDAD g/l

Mar baltico 17 Atlntico y Pacfico 32-35

Mediterrneo 38-40 Mar Rojo 43-45

Mar Muerto 270

5.14. Nitrgeno Los compuestos de nitrgeno son de gran inters en la ingeniera ambiental por la importancia de stos en la atmsfera y en los procesos de vida de las plantas y los animales. La qumica del nitrgeno es compleja por sus variados estados de oxidacin y los cambios en el estado de oxidacin pueden ser perjudiciales para la vida de los organismos. Desde el punto de vista qumico, el nitrgeno puede presentar siete estados de oxidacin:

-3 0 1 2 +3 -2 +5 NH3, N2, N2O, NO, N203, NO2, NO3

Desde el punto de vista de la importancia para los procesos biolgicos y ambientales, las formas de oxidacin (-3, +3, +5) son las que dan lugar al nitrgeno amoniacal y sus derivados orgnicos, a los nitritos (NO2-) y a los nitratos (NO3-). Las relaciones que existen entre los diversos estados de oxidacin del nitrgeno se resumen en el ciclo del nitrgeno que se muestra en la Ilustracin 16 Los nitratos se usan para fertilizar las plantas, en ste proceso son convertidos en protenas. Ecuacin 22

NO3- + CO2 + plantas verdes + luz solar protenas


Ana Patricia RestrepOlga Lucia Tobon M.

El nitrgeno en las aguas residuales est constituido por protenas y rea que por accin bacteriana se descomponen en amoniaco (NH3) segn la siguiente reaccin: Ecuacin 23 En el material orgnico no digerible permanecen algunas fracciones de nitrgeno pasando a formar parte de los desperdicios en un agua o del humus de los suelos. El nitrgeno amoniacal en ambiente aerbico puede ser oxidado por las bacterias nitrosomas a nitritos segn la ecuacin: Ecuacin 24 Los nitritos a su vez son oxidados por las nitrobacterias segn la ecuacin: Ecuacin 25 Los nitratos formados sirven como fertil exceso son arrastrados por las aguas a travs de los suelos, subterrneas con altas concentraciones de NO3-. Bajo condiciones anaerbicas nitratos y nitritos pueden ser reducidos por un proceso denominado denitrificacin. Presumiblemente los NO3- pasan a NO2- u estos se reducen a NH3 o N2 que escapa a la atmsfera, esta formacin de gases es un problema muchas veces en los procesos de lodos activados. Esta misma reduccin se emplea para evitar crecimiento de algas en las aguas receptoras.

5.14.1. Importancia ambiental de los datos de nitrgeno Como indicador de la calidad sanitaria de un agua, el nitrgeno en todas sus formas (NH3, NO3- , NO2- ) permite determinar si un suministro de agua potable es apto o no. Aguas con contenido de NO2- niacal altos pueden ser interpretados en tr y por lo tanto son altamente cuestionablesespecialmente en los ni

Protena (N orgnico) + Bacterias NH3

2NH3 + 302 2NO2- + 2H+ + 2H20

bacterias

2NO2- + O2 2NO3- nitrobacterias son objetables, contenidos de nitrgeno amominos de que la contaminacin es reciente

-o M EI

. Un alto conteos , en los cuaizantes, los producidos enencontrndose as aguasA Ingeniera Ambiental 45

nido de NO3 , es nocivo para la salud humana les produce la enfermedad de los bebes azules,



ya que reacciona con la hemoglobina y reemplaza el oxgeno en la sangre , por ello se ha puesto un lmite de 10 p.p.m. NO3-.,. En los procesos de tratamiento biolgico que dependen del crecimiento de los microorganismos empleados, es importante conocer si el desecho contiene suficiente nitrgeno, como nutriente, para los microorganismos, si hay deficiencia esta debe ser suministrada adicionalmente, por lo tanto, es importante el anlisis frecuente de NH3 y N orgnico. Tambin es importante el nitrgeno en los lagos y los embalses, altos contenidos de nitrgeno indican que hay posibilidad de que se presente eutrofizacin. Tal como se discuti en el capitulo 4 .

5.14.2. Mtodos de determinacin de las formas de nitrgeno Nitrgeno amoniacal (NH3): Se determina por destilacin, el ion amonio existe en equilibrio con el NH3 y el ion H+ a pH cercano a 7.0, el equilibrio es desplazado a la derecha liberando el amoniaco como gas que sale en el vapor producido al ebullir la muestra. En el proceso de destilacin se lleva a cabo la siguiente reaccin

Ecuacin 26

Si se condensan los vapores, el NH3 es absorbido en el condensado, la remocin de NH3 en el condensado desprende iones H+ que disminuyen el pH de la muestra, por lo tanto debe adicionarse una buffer para mantener el pH = 7.2 y 7.4. El condensado es absorbido cido brico que hace de buffer; el cual se combina con el amoniaco (NH3) para formar in amonio de acuerdo con la siguiente reaccin:

Ecuacin 27

Los iones NH4+ aumentan el pH y es entonces determinado por retrotitulacin. Nitrgeno orgnico: Este est en forma de aminocidos, aminas, amidas, nitroderivados y muchos otros compuestos, muchos de ellos en forma de polipeptidos en las aguas residuales. El mtodo de determinacin se basa en destruir por oxidacin el amoniaco. El mtodo Kjedhal emplea el cido sulfrico como agente oxidante fuerte, el amonio liberado no se escapa ya que en el medio cido se forma una sal de amonio, para liberar este amonio es necesario alcalinizar la muestra despus de la digestin de la materia orgnica, la cual se efecta a altas temperaturas (340C). Una vez alcalinizada la muestra se determina el nitrgeno amoniacal por destilacin.

NH4 + NH3 + H+

NH3 + H3BC3 NH4+ + H2BO3-



Nitratos (NO3-): Existen varios mtodos para su determinacin, el ms sencillo en cuanto a tiempo y reactivos es el mtodo ultra-violeta (U.V), que se basa en la propiedad de que a una longitud de onda 220 nm los NO3- absorben radiacin ultravioleta, la determinacin se efecta por la calibracin de unos estndares conocidos, leyendo la absorbancia y basndose en la ley de Beer que da la linealidad de absorbancia vs. concentracin. Nitritos (NO2-): Estos raramente aparecen en concentraciones mayores de 1 p.p.m, por esta razn son necesarios mtodos colorimtricos sensibles a bajas concentraciones, para el anlisis se emplean dos reactivos orgnicos: El cido sulfanlico y N- (naftil) - etilendiamina dihidrocloruro, reactivos que se acomplejan con los nitritos (NO2-) formando compuestos coloreados cuya intensidad de color rojo producido es proporcional a la concentracin, la cual se determina espectrofotomtricamente por la ley de Beer. Para la determinacin se construye una curva de absorbancia vs. Concentracin conocida de una serie de estndares. :



NH3Nitrgeno amoniacal

M

u

e

r

t

e

y

d

e

s

c

o

m

p

o

s

i

c

i

n

b

a

c

t

e

r

i

a

l

Protena animalN orgnico

Materia fecal Urea

D

e

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c

o

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i

c

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n

b

a

c

t

e

r

i

a

l

H

i

d

r

l

i

s

i

s

NH3Nitrgeno amoniacal

Oxidacin bacteriana (nitrosomonas)

Reduccin bacteriana

NO3-

Nitratos

O

x

i

d

a

c

i

n

b

a

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R

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b

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c

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r

i

a

n

a

N2Nitrgeno

atmosfrico

Reduccin

Descargaselctricas

Procesos decombustin

Manufacturaqumica

Protena vegetalN orgnico Fertilizantes para plantas

Alimento para animales

Fertilizantes para plantasM

u

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c

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i

c

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n

b

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a

l

Ilustracin 16 ciclo nitrgeno



5.15. FOSFORO Los fosfatos estn presenten en ciertas rocas y arenas, en las aguas negras, en los abonos naturales y en el suelo, por lo tanto es comn encontrarlos en las aguas naturales. Adems de los fosfatos de origen natural, casi siempre se adicionan otros fosfatos a los abastecimientos de agua, que provienen de escurrimientos agrcolas y del uso extendido de detergentes con fosfatos. En las aguas subterrneas, el fosfato se encuentra en pequeas cantidades, dependiendo de la concentracin original. Muy frecuentemente los fosfatos y polifosfatos se emplean en el tratamiento de aguas de calderas. Los metafosfatos se emplean como aditivos estabilizadores en los suministros de aguas pblicas y tambin como inhibidores de corrosin y preventivos de formacin de incrustaciones. Dado que el fsforo junto con el nitrgeno acta como nutriente de las algas, existen limitaciones de la cantidad presente en un lago o embalse, debido a la eutrofizacin. El aumento del contenido de fsforo en las aguas residuales domsticas es debido, ms que todo, al uso intenso de detergentes sintticos ricos en polifosfatos, algunos con contenidos entre 50 y 70% de fsforo. La orina, la materia fecal y los desperdicios aportan de un 30% a un 50% de este elemento. Uno de los mayores problemas en tratamientos de desechos es la disposicin de los lodos remanentes de los procesos aerbicos y anaerbicos. Teniendo en cuenta, que estos lodos contienen cantidades significativas de nitrgeno y fsforo, estos pueden ser utilizados como fertilizantes.

5.15.1. Compuestos de fsforo de importancia ambiental Las formas ms comunes y de inters son los ortofosfatos, los polifosfatos, y los fosfatos orgnicos. Todos los polifosfatos gradualmente se hidrolizan en soluciones acuosas y revierten a ortofosfatos, la rata de reaccin depende de la temperatura, y del pH, este hecho de la reversin de polifosfatos a ortofosfatos permite la determinacin analtica por separado de los ortofosfatos y polifosfatos por separado.

5.15.2. Determinacin del fsforo El fsforo que se presenta como ortofosfatos puede ser medido por gravimetra, volumetra, o colorimetra. Los mtodos gravimtricos son aplicables a grandes cantidades, el mtodo volumtrico se aplica en concentraciones que exceden las 50 ppm de fosfatos, estas concentraciones se encuentran principalmente en aguas de calderas, el



mtodo conlleva formacin de un precipitado, filtracin, lavado y titulacin, requiere mucho cuidado y tiempo. Los mtodos colorimtricos son varios, esencialmente tienen el mismo principio pero difieren en la naturaleza del agente adicionado para el desarrollo del color final. La qumica que involucra estas reacciones es la siguiente: El in fosfato se combina con el molibdato de amonio bajo condiciones cidas para formar un complejo coloreado denominado fosfomolibdato. PO4-3 + 12 (NH4)2 MoO4 + 24H+ (NH4)3PO4.12MoO3 + 21NH4+ + 12H2O El color producido por el compuesto coloidal (cuando las concentraciones son bajas) es amarillo, existen modificaciones que mejoran la sensibilidad del mtodo, una de ellas es el mtodo heteropoly, que consiste en adicionar un agente reductor para producir un color azul, el agente reductor empleado es cloruro estanoso (SnCl2) y cido ascorbico. Los resultados se obtienen de la curva de calibracin previamente construida segn la ley de Beer. Las unidades se expresan en ppm de PO4-3 o ppm de P (ppm PO4-3 - P). Los polifosfatos pueden ser convertidos a ortofosfatos por ebullicin de la muestra acidificada para propiciar la hidrlisis y convertirlos a ortofosfatos determinndose por mtodos descritos en el prrafo anterior. El resultado obtenido es de fosfatos totales, o sea que los polifosfatos seran la diferencia de fosfatos totales - ortofosfatos.

5.15.3. Aplicacin de los datos de fsforo Son usados principalmente en el control de tratamiento de aguas de calderas y en tratamientos de prevencin de corrosin e incrustacin. Tambin en la determinacin del potencial productivo biolgico de un agua de suministro o fuente de agua.

5.16. SULFATOS Y AZUFRE En la Ilustracin 17 se visualiza el ciclo del azufre en la naturaleza El in sulfato SO4-2 es uno de los iones ms frecuentes en las aguas naturales, su importancia en aguas de suministro pblico es por el efecto laxante que produce en los humanos si se encuentra en grandes cantidades, por sta razn se recomiend

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Calidad Agua Parámetros Fisicoquimicos