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TALLER DE LICENCIATURA COMPARACIÓN ENTRE DIFERENTES METODOLOGÍAS PARA EL ANÁLISIS QUÍMICO DE NITRATO EN AGUA Alumno: Marcela Norambuena Fetis Profesor guía: Dr. Eduardo Salgado V Profesor corrector: Dr.Alexander Neaman Quillota, 2008 Pontificia Universidad Católica de Valparaíso Fundación Isabel Caces de Brown Estación Experimental La Palma Casilla 4-D, Quillota-Chile Teléfonos 56-32-274501- 56-33-310524 Fax 56-32-274570, 56-33-313222 http://www.agronomia.ucv.cl
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TALLER DE LICENCIATURA
COMPARACIÓN ENTRE DIFERENTES METODOLOGÍAS PARA EL ANÁLISIS QUÍMICO DE NITRATO EN AGUA
Alumno: Marcela Norambuena Fetis Profesor guía: Dr. Eduardo Salgado V
Profesor corrector: Dr.Alexander Neaman
Quillota, 2008
Pontificia Universidad Católica de Valparaíso Fundación Isabel Caces de Brown Estación Experimental La Palma
Casilla 4-D, Quillota-Chile Teléfonos 56-32-274501- 56-33-310524
Fax 56-32-274570, 56-33-313222 http://www.agronomia.ucv.cl
La razón es exigencia de totalidad, pasión y exigencia de conocimiento de todo.
L. Giussani.
Índice Resumen Summary 1. Introducción................................................................................................................ 1 2. Revisión bibliográfica ................................................................................................. 3 2.1 Contaminación por nitratos........................................................................................ 3 2.2 Consecuencias .......................................................................................................... 3 2.2.1 Efectos en la salud humana ...................................................................................... 3 2.2.2 Efectos en el ecosistema........................................................................................... 4 2.3 Normativas existentes sobre calidad de agua........................................................... 4 2.3.1 Normativa internacional ............................................................................................. 4 2.3.2 Normativa nacional .................................................................................................... 5 2.4 Técnicas analíticas utilizadas para la determinación de nitratos en agua................ 6 2.4.1 Método del electrodo selectivo de iones (ESIs) ........................................................ 6 2.4.2 Método espectrofotométrico ultravioleta.................................................................... 7 2.4.3 Método de Kjeldahl .................................................................................................... 7 2.5 Sistemas automáticos de análisis.............................................................................. 9 2.5.1 Ventajas de los sistemas automáticos ...................................................................... 9 2.6 Descripción de fuentes de error en análisis de laboratorio..................................... 10 2.6.1 Influencia del muestreo............................................................................................ 10 2.6.2 Efecto del almacenaje.............................................................................................. 10 3. Materiales y métodos............................................................................................... 12 3.1 Metodología experimental........................................................................................ 12 3.1.1 Muestreo de aguas .................................................................................................. 13 3.1.2 Análisis de muestras................................................................................................ 13 3.1.3 Análisis de datos ...................................................................................................... 15 3.2 Puesta a punto del módulo multi-sensor ................................................................. 16 3.2.1 Montaje..................................................................................................................... 16 3.2.2 Comprobación del funcionamiento .......................................................................... 17 3.2.3 Calibración ............................................................................................................... 17 3.3 Puesta a punto del flow-tracer ................................................................................. 18 4. Resultados y discusión ............................................................................................ 19 4.1 Análisis de métodos................................................................................................. 19 4.2 Incidencia del pH, CE, T º y oxígeno disuelto en las diferencias existentes entre los
métodos de análisis ................................................................................................. 22 5. Conclusión................................................................................................................ 26 6. Literatura citada ....................................................................................................... 27 Anexos
Resumen
Un sistema automático de análisis fue comparado con métodos estándar de laboratorio, con el fin de determinar diferencias significativas en el análisis de nitrato. Dada la importancia del ión nitrato en la contaminación de las aguas superficiales y subterráneas, es relevante llevar a cabo una determinación exacta. En el presente estudio, se analizaron muestras de agua del canal Ovalle y distintos puntos del estero Pocochay, ambos ubicados en la Provincia de Quillota. Estas muestras fueron analizadas por medio de tres metodologías: sensor selectivo de iones (módulo multi-sensor), espectrofotómetro y destilación de Kjeldahl. Al analizar dichas muestras se comprobó que existen diferencias significativas entre ellos. El método espectrofotométrico sobrestima la concentración de NO3
- respecto al convencional método de Kjeldahl. Lo contrario ocurrió para el sistema automático el cual presentó estrechas diferencias respecto a Kjeldahl. Sin embargo, el método de almacenaje utilizado para las muestras analizadas por fotómetro podría ser la causa de las diferencias respecto a Kjeldahl. Además se evidenció que las diferencias no se explican por variaciones de CE, T º y oxígeno disuelto.
Summary An automatic system was compared with standard laboratory methods, in order to determine significant differences in nitrate analysis. Given the importance of nitrate ion in the contamination of surface and ground water, it is important to conduct an accurate determination. In the present study, water samples from the Ovalle channel and different points of the Pocochay stream, both located in the Province of Quillota, were analyzed. These samples were analyzed through three methods: ion selective electrode (multi-sensor module), spectrophotometer and Kjeldahl distillation. In analyzing these samples using the three methods, significant differences were found among them. The spectrophotometric method overestimates the concentration of NO3
- with regard to conventional Kjeldahl method. The opposite happened to the automatic system which presented small differences regarding Kjeldahl. However, the method used for storage of samples analyzed by photometer could be the cause of differences regarding Kjeldahl. It is also demonstrated that the differences were not explained by changes in pH, CE, Tº and dissolved oxygen.
1. Introducción
El ión nitrato en forma natural se encuentra presente tanto en aguas superficiales como
en subterráneas en bajas concentraciones (Le Goff et al., 2002). La práctica agrícola, no
obstante, puede provocar incrementos sustanciales de esta concentración, debido
principalmente a la alta movilidad del ión nitrato en el suelo, las prácticas de riego
ineficientes y las lluvias de alta intensidad. Lo anterior puede significar un alza en la
concentración de nitratos en aguas subterráneas originadas en el fenómeno de lixiviación
y un alza de la concentración en aguas superficiales debido a la escorrentía (Abdirashid et
al., 2002).
Un exceso de nitratos puede generar trastornos serios en la salud humana como es el
síndrome del bebe azul. Por otro lado, éste puede provocar graves problemas de
eutrofización de los cauces, disminuyendo sus capacidades de flujo (World Health
Organization, 1985 y Sharpley et al., 2003).
El análisis de nitrato en la mayoría de las investigaciones se lleva a cabo por medio de
técnicas estándar de laboratorio. Técnicas tales como cromatografía de iones, inyección
de flujo, destilación de Kjeldahl y colorimétricos (Yang et al., 1998). El monitoreo de la
calidad del agua requiere un muestreo seguido de almacenaje y posterior análisis en
laboratorio. Cabe destacar que durante el transporte y almacenaje la integridad de las
muestras no se mantiene, incluso siguiendo estrictamente el protocolo de muestreo, pues
esto induce una serie de cambios biofísicos y químicos en la muestra. Por lo tanto, la
problemática es como mantenerla en estado original (Buffle et al., 1997 y Capelo et al.,
2007).
Una alternativa nueva consiste en realizar mediciones en el lugar de interés, in situ,
utilizando sistemas automáticos. Estos eliminan el error de tipo experimental debidos a
toma y almacenaje de las muestras que incluyen los métodos estándar de laboratorio. En
el presente trabajo se realizará una comparación entre métodos espectrofotométrico,
destilación de Kjeldahl y sensor selectivo de iones (in situ). Se estima que no existen
diferencias significativas entre el método automático sensor selectivo de iones y los
métodos de laboratorio, fotómetro y destilación de Kjeldahl
Objetivos
• Evaluar las diferencias en las concentraciones de nitrato determinadas por los
métodos del fotómetro y sensor selectivo de iones respecto de la determinada por
el método de Kjeldahl.
• Evaluar el efecto de pH, conductividad eléctrica, temperatura y oxígeno disuelto
sobre las posibles diferencias encontradas en la medición de nitrato entre los
métodos.
1. Revisión bibliográfica
1.1 Contaminación por nitratos
El deterioro de la calidad del agua a causa de la contaminación por nitratos, es un tema
de interés mundial por sus repercusiones tanto en la salud humana como en el
ecosistema. Las actividades agrícolas son consideradas como la principal fuente de
contaminación por nitrato (Abdirashid et al., 2002). Mohammad (2006) indica que
numerosos acuíferos en zonas agrícolas constantemente exceden el máximo nivel
permitido de 10 mg/L nitrógeno medido como nitrato. Prácticas agrícolas tales como
fertilización nitrogenada y riego, realizados de manera inapropiada y excesiva producen la
pérdida de nitrato (Zhu et al., 2005).
El ión nitrato es altamente móvil. Es soluble en agua y al presentar carga negativa al igual
que los coloides del suelo, no es fijado por éste. Por lo tanto, lo que no es absorbido por
las plantas queda libre para ser arrastrado por el agua mediante percolación profunda o
escorrentía, causando la contaminación de aguas subterráneas y superficiales
respectivamente (Waskom, 1994).
2.2 Consecuencias
2.2.1 Efectos en la salud humana
La ingestión de nitratos es un problema preocupante por los efectos que puede tener en la
salud humana (Thorburn et al., 2003). El nitrato es responsable de causar el síndrome del
bebé azul (metahemoglobinemia). Este ión al ser ingerido se reduce fácilmente a nitrito
por medio de bacterias presentes en la saliva y tracto grastointestinal. El nitrito es
altamente tóxico, dado que es un poderoso agente oxidante, capaz de convertir la
hemoglobina de la sangre en metahemoglobina, la cual no es capaz de transportar
oxígeno. Infantes menores de tres meses son los más susceptibles, pueden sufrir desde
anoxia celular hasta cianosis clínica, cuando aproximadamente el 10% de la hemoglobina
total se ha convertido en metahemoglobina (World Health Organization, 1985).
El nitrato además podría ser indirectamente responsable del cáncer gástrico. Este ión
podría convertirse en N-nitroso el cual a su vez puede originar nitrosaminas las que son
potencialmente cancerígenas. Muchas investigaciones epidemiológicas han tratado de
encontrar una relación pero no se han logrado respuestas certeras (World Health
Organization, 1985).
2.2.2 Efectos en el ecosistema
En los últimos años se ha relacionado el incremento de las pérdidas de nitrato en ríos y
costas oceánicas con la eutrofización (Mc Isaac et al., 2001). La eutrofización es un
proceso natural de envejecimiento de lagos y ríos enriquecidos con nutrientes. Este
proceso puede ser acelerado por la actividad humana ya que incrementa las tasas de
aporte de nutrientes al agua. Es así como la eutrofización ha sido utilizada para medir el
deterioro de la calidad del agua subterránea (Sharpley et al., 2003).
El aumento de la concentración de nitrato incrementa el crecimiento de algas y plantas
acuáticas. Esto origina una escasez de oxígeno, lo que acelera la muerte y
descomposición de la vida acuática. Por lo tanto, la eutrofización restringe el uso del agua
con fines recreativos hasta su consumo humano (Sharpley et al., 2003).
1.3 Normativas existentes sobre calidad de agua
1.3.1 Normativa internacional
La legislación europea posee tres directivas relacionadas con la problemática asociada a
la contaminación por nitratos (Blöch, 2005).
Directiva del Consejo 75/440/CEE, relativa a la calidad requerida para las aguas
superficiales destinadas a la producción de agua potable en los estados miembros. La
finalidad es proteger la salud pública y ejercer un control sobre dichas aguas. En cuanto al
nivel de nitrato la norma determina como límite máximo aceptable una concentración de
50 mg/L y se recomienda que estos niveles no excedan los 25 mg/L de nitrato.
Directiva del Consejo 80/778/CEE, establece la calidad requerida para las aguas
destinadas al consumo humano. En cuanto al nivel de nitrato, la norma determina los
mismos límites señalados en la norma anterior.
Directiva del consejo 91/676/CEE referente a la protección de las aguas contra la
contaminación producida por nitratos utilizados en la agricultura. El objetivo es reducir
fuentes de nitratos de origen agrícola, como fertilizantes y residuos procedentes de la
ganadería.
En cuanto a la legislación estadounidense, podemos mencionar que sólo fija un límite en
cuanto a la calidad del agua potable, siendo el límite máximo igual a 10 mg/L de nitrógeno
medido como nitrato (EPA, 2007).
1.3.2 Normativa nacional
La norma de calidad de agua para uso potable NCh 409/1.Of2005 establece los criterios y
límites máximos permisibles para consumo humano. Sólo para este uso en específico se
consideran los niveles de nitratos como relevantes, donde el límite máximo permisible es
50 mg/L de nitrato (INN, 2005).
La normativa chilena coincide tanto con la norma estadounidense como con la europea.
Lo que varía es la forma en que se expresa la concentración de nitrato. Por lo tanto, 10
mg/L de nitrógeno medido como nitrato es igual a 50 mg/L de nitrato (EPA, 2007).
1.4 Técnicas analíticas utilizadas para la determinación de nitratos en agua
1.4.1 Método del electrodo selectivo de iones (ESIs)
Los ESIs son un tipo de sensor electroquímico basados en membranas permeoselectivas.
Éstas son capas continuas que separan dos fases distintas y son las responsables del
potencial de respuesta y de la selectividad del electrodo (Fonseca, 2003).
Existe un amplio grupo de ESI con diferentes grados de especificidad y selectividad. En
general utilizan una membrana para limitar la solución de referencia interna y un electrodo
de referencia externo. Ambos electrodos hacen contacto simultáneamente con la solución
desconocida. La membrana en cada uno de estos electrodos actúa por un mecanismo de
intercambio iónico (Ewing, 1978).
El potencial del electrodo está dado por la ecuación de Nerst, que relaciona
cuantitativamente el potencial de éste con la actividad de los iones o indirectamente
permite calcular el cambio de potencial (Fifield y Kealey, 1995).
El electrodo es un sensor selectivo que desarrolla un potencial a través de una membrana
fina, porosa e inerte inmersa en un intercambiador iónico líquido inmiscible con el agua.
Éste responde a una actividad iónica del NO3- entre 10–5 y 10-1
M (0,14 a 1400 mg N-NO3
-
/L) (Fifield y Kealey, 1995).
Las interferencias son principalmente por iones cloruros y bicarbonatos cuando sus
coeficientes de peso son > 10 y > 5 respectivamente (Clesler et al., 2005).
1.4.2 Método espectrofotométrico ultravioleta
Se basa en la absorción de radiación electromagnética en las regiones visible y
ultravioleta del espectro, las que resultan en cambios en la estructura electrónica de iones
y moléculas (Fifield y Kealey, 1995).
La absorción de la radiación en las regiones visibles y ultravioleta del espectro
electromagnético resultan en transiciones eléctricas entre los orbitales moleculares. Los
cambios de energía son relativamente largos, corresponde a una longitud de onda de 200
a 800 nm (Fifield y Kealey, 1995).
La principal limitante de esta técnica es que sirve sólo para aguas filtradas y con bajo
contenido de materia orgánica, en cursos naturales de agua sin contaminación y en
suministros de agua potable, pues todo método colorimétrico requiere una muestra
ópticamente clara (Clesler et al., 2005).
La medición de la absorción UV a 220 nm permite una rápida determinación de nitrato. La
materia orgánica disuelta también puede absorber a los 220 nm y el nitrato no puede
absorber a 275 nm , por lo que una segunda medición a 275 nm corrige el valor de NO3-
(Clesler et al., 2005).
Las principales interferencias son la materia orgánica disuelta, surfactantes, NO2- y Cr 6+.
Otros iones inorgánicos interfieren pero no se encuentran normalmente en aguas
naturales , como cloruros y cloratos (Clesler et al., 2005).
1.4.3 Método de Kjeldahl
El análisis de Kjeldahl es uno de los métodos más utilizados para determinar nitrógeno en
sustancias orgánicas y se basa en una valoración ácido-base. Este método (o alguna de
sus modificaciones) es la manera estándar de determinar nitrógeno en proteínas, cereales
y azucares (Harris, 1996; Sogorb y Vilanova, 2004; Skoog et al., 2005).
• Descripción del método tradicional nitrógeno total de Kjeldahl (NTK).
Los componentes sólidos son los que primero se digieren (descomponen y disuelven) en
contacto con ácido sulfúrico, los cuales se convierten en ion amonio NH4+ y el carbono en
CO2:
ebullición
Digestión de Kjeldahl: C, H, N NH4+ + CO2 + H2O
H2SO4
Compuestos como el selenio, mercurio y cobre catalizan el proceso de digestión. Una vez
que finaliza la reacción, la solución contiene NH4+ en medio básico, y libera amoníaco NH3
al ser destilado en un recipiente que contenga un volumen conocido de HCl. El exceso
que no reacciona con el HCL es valorado con NaOH para determinar cuanto HCl fue
consumido por NH3 (Harris,1996).
Neutralización de NH4+: NH4
+ + OH- NH3 (g) + H2O
Destilación de NH3+ en HCl estándar : NH3
+ + H+ NH4+
Titulación de lo que no reaccionó con HCl con NaOH: H+ + OH- H2O
(Harris, 1996).
• Descripción método Kjeldahl modificado para determinación de nitrato.
El método para determinar nitrato en aguas es una modificación del utilizado para
nitrógeno total de Kjeldahl tradicional. El principio de funcionamiento es el mismo, aunque
varía la matriz y los reactivos utilizados.
El ión nitrato se reduce a amonio con una aleación Devarda (50% de Cu +45% de Al +5%
de Zn). La aleación se añade a una solución fuertemente alcalina en un matraz de
Kjeldahl, que transforma el amonio generado en amoníaco. El amoníaco formado se
destila después de que se haya completado la reacción y se realiza la valorización
(Sogorb y Vilanova, 2004; Skoog et al., 2005).
1.5 Sistemas automáticos de análisis
En los últimos años se han desarrollado técnicas de análisis in situ para el control
continuo de las aguas. Permiten automatizar las distintas operaciones que se realizan en
el laboratorio como la toma de muestra, dilución, mezcla con reactivos, extracción, lectura
y cálculos (Armijo, 2000).
1.5.1 Ventajas de los sistemas automáticos
Un método analítico totalmente automatizado tiene numerosas ventajas sobre la versión
manual (Fifield y Kealey, 1995; Buffle et al., 1997; Rubinson y Rubinson, 2001):
• Puede ser usado en terreno, donde las muestras se toman directamente del flujo
de agua.
• Permite llevar a cabo numerosos análisis o realizar un monitoreo continuo.
• Requiere un mínimo de operación siendo los resultados obtenidos frecuentemente
más confiables.
• Un instrumento donde no se sufre lo tedioso del trabajo repetitivo, y no hace juicios
subjetivos de las lecturas.
• Elimina el error proveniente de la manipulación de la muestra.
• No requiere almacenaje por lo que la muestra no sufre transformaciones en el
tiempo.
• Minimiza el costo del muestreo y recolección de datos.
• Oportunidad de realizar un análisis en tiempo real lo que permite detectar
rápidamente un alza en la concentración del contaminante de interés.
• Capacidad de obtener la variación espacio temporal de un ecosistema completo a
través de una detallada base de datos.
• Posibilidad de realizar mediciones en sitios de difícil acceso.
1.6 Descripción de fuentes de error en análisis de laboratorio
1.6.1 Influencia del muestreo
Frecuentemente la toma de muestras es el factor que limita la precisión y exactitud de un
análisis, pues deben ser representativas y homogéneas. La representatividad se refiere a
que la composición de la porción de la muestra debe ser igual a la original. Homogéneo
se refiere a que la muestra debe ser similar en cualquiera de sus partes. Por lo que
mientras más representativas y homogéneas sean las muestras menor será el error
derivado de ellas. Al realizar un muestreo de agua se podría pensar que por ser líquido,
éstas obviamente serían homogéneas. Sin embargo, éstas podrían contener partículas
grandes que aunque se encuentren en menor cantidad conducirían a análisis menos
precisos. Por consiguiente, las muestras podrían no representar la realidad continua
existente en el cauce de agua, pues una fuente extraña puntual podría alterar la muestra
en el momento de su recolección (Rubinson y Rubinson, 2001).
Otro punto a considerar es la integridad de las muestras entre el período de muestreo y
análisis. Pues para asegurarse que las muestras permanecen invariables, se requiere
conocimiento del comportamiento químico de todos los componentes y del medio donde
han sido tomados (Rubinson y Rubinson, 2001).
1.6.2 Efecto del almacenaje
Es prácticamente imposible preservar de manera completa e inequívoca las muestras
acuosas. Independiente del tipo de muestra, nunca se puede lograr la completa
estabilidad de cada constituyente. En el mejor de los casos, las técnicas de preservación
pueden únicamente retardar los cambios químicos y biológicos que inevitablemente
continúan después de remover la muestra de la fuente (UNAM, 2008).
La adición de ciertos compuestos químicos facilita la conservación de las muestras
durante un período limitado de tiempo. No obstante, ciertos parámetros deben ser
determinados dentro de las 24 h siguientes (por ejemplo, color, turbidez, residuos,
cianuros, fenoles, detergentes, compuestos nitrogenados, etc.) aun añadiéndole dichos
agentes preservantes (Morillo, 2008).
Para conservar muestras para el análisis de nitrato Morillo (2008) recomienda añadir 40
mg/L de cloruro de mercurio y no almacenar por más de 6 h. Otros autores señalan que
las muestras para análisis de aniones no deben ser acidificadas y que una vez
recolectadas deben analizarse antes de las 48 h manteniéndolas refrigeradas a 4ºC
(Sadzawka, 2006; UNAM, 2008).
2. Materiales y métodos
2.1 Metodología experimental
Los análisis de agua se realizaron en el Laboratorio de Riego y de Suelos y Análisis Foliar
ambos de la Facultad de Agronomía de la Pontificia Universidad Católica de Valparaíso.
Los muestreos de agua se efectuaron en cinco sitios dentro del área que se indica en la
Figura 1. Uno en el Canal Ovalle y cuatro en el Estero Pocochay ubicados en las
localidades de Pocochay, La Palma y San Isidro en la Provincia de Quillota.
Figura 1. Ubicación geográfica del área de muestreo.
2.1.1 Muestreo de aguas
Los muestreos de agua se realizaron entre los meses de agosto y octubre del año 2007.
El muestreo propiamente tal se realizó siguiendo las recomendaciones descritas por
Bartram y Ballance (1996). La recolección consistió en obtener dos muestras de agua en
cada estación de monitoreo bisemanalmente. Para esto se utilizaron botellas de
polietileno de 0.5 mL se marcaron señalando sitio, fecha y número de muestra. Éstas
fueron transportadas en una hielera hasta el laboratorio, donde se analizaron. En caso
que las muestras no fuesen analizadas dentro de 24 h, éstas se estabilizan con cinco
gotas de ácido sulfúrico al 30% y luego se conservan refrigeradas a 4ºC.
2.1.2 Análisis de muestras
Las muestras de agua se analizaron en cuanto a nitratos por medio de tres métodos, el
espectrofotómetro UV/visible, Kjeldahl y sensor selectivo de iones (módulo multi-sensor).
Los análisis se realizaron en laboratorio, incluyendo el módulo multi-sensor, el cual se
utiliza instalado en terreno con funcionamiento automático. Por fines prácticos se utilizó en
laboratorio para así lograr analizar muestras de distintos sectores.
Para el método espectrofotométrico el instrumento corresponde al espectrofotómetro
UV/visible marca Hach modelo ODYSSEY DR/2500, y se utilizó un set de reactivos para
la determinación de nitrógeno-nitrato marca HACH (Nitraver X Nitrógeno, reactivo B para
nitrato).
El análisis mediante sensores selectivos corresponde al módulo multi-sensor marca UIT
Dresden, el que para medir nitratos utiliza específicamente un electrodo selectivo de iones
con membrana de PVC y una celda electroquímica de Ag/AgCl (modelo Gs/Nit).
El análisis mediante Kjeldahl se llevó a cabo en un destilador de nitrógeno, los reactivos
utilizados corresponden a ácido bórico, óxido de magnesio, aleación Devarda y ácido
sulfúrico.
Además en los sitios de muestreo se analizó in situ pH, CE y oxígeno disuelto, utilizando
los sensores multi 340i marca WTW .
Cuadro 1. Resumen de variables analizadas y método utilizado.
Variables Unidad Método
mg/L Destilador de nitrógeno Kjeldahl, DNK
mg/L Módulo multi-sensor marca UIT Dresden, MMS
Nitrato (NO3)
mg/L Espectrofotómetro UV/visible marca Hach
modelo ODYSSEY DR/2500, UVV
Potencial de hidrógeno (pH) - Sensores multi 340i marca WTW
Conductividad eléctrica (CE) mS/m Sensores multi 340i marca WTW
Temperatura (T º) º C Sensores multi 340i marca WTW
Oxígeno disuelto % Sensores multi 340i marca WTW
2.1.2.1 Procedimientos de análisis.
Método Kjeldahl: Agregar 10 mL de muestra a un matraz de destilación, agregar 0.2 g de
óxido de magnesio, luego se conecta el matraz al destilador, y una vez que el matraz
receptor ha destilado 30 mL, se incorporan 0.25 g de aleación Devarda, se eliminan los 30
mL de destilado y se cambia por una matraz con 5 mL de ácido bórico, una vez que éste
ha destilado 40 mL se procede a retirar el matraz y se titula con ácido sulfúrico 0.0025 M
hasta que la solución cambie de color verde a rosado. El valor obtenido mediante la
titulación con ácido sulfúrico se utiliza para calcular la concentración de nitrato mediante la
siguiente fórmula.
[ ] 000.140*Ab)*M(aN ÷−=
LmgnitratoNNmuestrademLA
SOHdelmolaridadMblancoeltitularengastadosSOHmLbmuestralatitularengastadosSOHmLa
Donde
/
:
42
42
42
−===
==
Método espectrofotométrico: Incorporar 1 mL de muestra en un tubo de ensayo, luego
éste se tapa y se agita 10 veces, se introduce en el espectrofotómetro y se analiza como
blanco, luego se saca y se le incorpora el reactivo, se agita 10 veces y se deja reposar 10
min, finalmente se analiza en este equipo y este da una lectura automática en N-NO3 en
mg/L.
Método del sensor selectivo de iones: agregar 200 mL de muestra en un recipiente y
luego introducir la sonda multi-parámetro en ella y esperar la estabilización de la
medición, el resultado lo da el equipo automáticamente y se expresa en mg/L de nitrato.
2.1.3 Análisis de datos
Los datos se analizaron mediante el cálculo de las diferencias existentes entre los
métodos de análisis respecto al método Kjeldahl. Los resultados se expresaron en
porcentajes de diferencia. Se utilizó el método Kjeldahl como referente de comparación,
pues este método presentó resultados más bajos que los demás, de esta forma los
porcentajes resultan en su mayoría positivos; además Kjeldahl es un método estándar,
ampliamente conocido y validado.
Además las diferencias existentes entre los métodos se relacionarán con los datos de pH,
conductividad eléctrica, temperatura y oxígeno disuelto, mediante análisis de regresión.
2.2 Puesta a punto del módulo multi-sensor
La primera etapa del trabajo consistió en la puesta a punto del equipo automático módulo
multi-sensor.
El módulo multi-sensor (MMS) es un equipo que mide diversos parámetros de calidad de
agua en forma simultánea tales como temperatura, pH, conductividad eléctrica, potencial
redox, concentración de nitratos y oxígeno disuelto. Este equipo puede ser utilizado tanto
en laboratorio como en terreno, ya que puede ser programado para funcionar
automáticamente. Es capaz de realizar un control continuo de calidad de agua, mediante
un análisis rápido y seguro que permite obtener un gran número de datos. Al obtener
datos in situ todas las operaciones de laboratorio se ven simplificadas. Además, el MMS
puede ser utilizado para medir calidad de agua subterránea alcanzando profundidades
cercanas a los 100 m.
2.2.1 Montaje
Consistió en adquirir conocimiento y lograr la identificación de las partes que constituyen
el equipo, con el fin de unir los componentes del sistema siguiendo las instrucciones del
manual del módulo multiparámetro. Finalmente de esta manera se llegó a su instalación
en laboratorio.
Descripción de los componentes del sistema:
• Sonda de medición contiene los sensores de temperatura, conductividad, de
referencia, pH, electrodo redox y electrodo ión selectivo para nitrato, además
posee compartimentos electrónicos que contienen los amplificadores de señal y el
data logger interno.
• Cable de la sonda establece la conexión eléctrica entre la sonda y el módulo
acumulador y sirve para sostener la sonda en una medición en terreno.
• Módulo acumulador es un acumulador de energía de 12 V/10 Ah, maneja el
encendido automático y también iguala la presión entre la sonda y la atmósfera.
• Cable interfase conecta el módulo acumulador con el PC. Esta conexión se
requiere sólo para programar y calibrar la sonda y para leer los datos de las
mediciones.
• Computador (PC) para programar, calibrar y extraer los datos almacenados.
• Logger firmware controla el data logger interno de la sonda, mediante la conexión
del cable interfase y el programa viewM instalado en el computador.
• Software viewM se ejecuta en el PC, es un visualizador gráfico que permite
controlar las funciones de la sonda.
2.2.2 Comprobación del funcionamiento
Para esto se requirió conocer a fondo los componentes del sistema (hardware) y el
funcionamiento del programa viewM (software). Una vez ya solucionado lo anterior, se
procedió a comprobar lo descrito en el manual con el funcionamiento real del equipo.
Funciones básicas:
• Medición instantánea
• Medición continua
• Configuración de los parámetro del logger
• Almacenar, leer y eliminar datos
• Calibración
• Programación del funcionamiento automático
2.2.3 Calibración
La calibración consiste en comparar los valores que indica el instrumento y lo que debería
medir de acuerdo a un estándar de referencia con valor conocido. Esta etapa es crítica
para lograr obtener datos exactos. Por lo que, para llevar a cabo la calibración del equipo
se realizó un estudio previo sobre el protocolo de calibración para cada sensor y sus
respectivas soluciones estándar.
El sensor de nitrato se calibró con el método de dos puntos de calibración. Para esto se
utilizó una solución de nitrato de potasio en dos concentraciones a 1*10-3 y 1*10-5 M. Ésta
se diluyó en una solución de cloruro de calcio a una concentración de 0.01 M, la cual
simula la conductividad eléctrica presente en esteros de la provincia de Quillota.
2.3 Puesta a punto del flow-tracer
El flow-tracer es un instrumento capaz de medir el caudal de un cauce de agua. El
principio de funcionamiento se basa en incorporar una solución salina en un punto del
cauce de agua, y medir con el instrumento a una distancia conocida el cambio de
conductividad que se produce durante el paso de esta solución, y al medir el grado de
dilución de la solución salina, este equipo es capaz de calcular el caudal.
Este trabajo consistió en lograr un entendimiento sobre el funcionamiento y utilización de
este equipo. Luego se procedió a realizar la calibración del instrumento y finalmente se
realizó una prueba en terreno, con el fin de comprobar su funcionamiento.
3. Resultados y discusión
3.1 Análisis de métodos
Los métodos mantienen una tendencia general (Figura 2). Sin embargo, las diferencias
entre las concentraciones de nitratos arrojadas para una misma muestra son importantes.
El método espectrofotométrico en todos los casos sobrestima la concentración de nitratos
en comparación a los otros dos métodos, donde la diferencia entre ellos es más estrecha.
05
10152025303540
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29Nº Muestras
NO
3 (m
g/L)
Sensor Fotómetro Kjeldahl
Figura 2. Concentración de nitrato en las cinco estaciones de monitoreo analizados por medio de tres métodos.
-20-10
01020304050607080
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29
Nº Muestras
DIF
(%)
Sensor-Kjeldahl Fotómetro-Kjeldahl
Figura 3. Porcentajes de diferencias encontrados en la medición de nitratos respecto a Kjeldahl.
En la Figura 3, se observa como el fotómetro en la mayoría de los casos posee
diferencias respecto a Kjeldahl sobre el 25%, incluso en algunos casos presenta
diferencias que superan el 60%. Respecto al sensor selectivo de iones, éste presenta
diferencias que se encuentran la mayoría bajo el 20 %, alcanzando como máximo el 30%
en un caso puntual. Estas diferencias no concuerdan con lo señalado por Capelo et al.
(2007), pues estudiaron las diferencias entre un método espectrofotométrico, un sensor
selectivo de iones y una sonda instalada en terreno. En este estudio concluyen que según
los resultados obtenidos los métodos tienen una buena concordancia.
Las diferencias pueden ser explicadas por tres razones:
• Error de método o instrumento. Pues son técnicas experimentales muy distintas y
además difieren en el equipo utilizado. El método de Kjeldahl es una técnica
volumétrica que se basa en el volumen de una solución estándar que reacciona
con el analito en cuestión. El fotómetro se fundamenta en una técnica
espectrofotométrica que consiste en medir la intensidad de la radiación
electromagnética emitida o absorbida por el analito. El sensor es una técnica
electroquímica que relaciona el potencial del electrodo con la actividad de los
iones (Fifield y Kealey, 1995).
• Error de muestreo. Parte del error podría provenir del muestreo, pero éste no
explica las diferencias entre los métodos de análisis, pues todas las muestras
analizadas fueron obtenidas de la misma forma, por lo que afectó a todos los
métodos por igual. Sin embargo, Rubinson y Rubinson (2001) afirman que la toma
de muestras es un factor que limita la precisión y exactitud de un análisis.
• Error asociado al método de almacenaje. Las diferencias existentes entre los tres
métodos de análisis se pueden relacionar con el tiempo de almacenaje y
acidificación para la conservación de las muestras.
Tiempo de almacenaje. Éste fue distinto para cada caso. Es así como en el
método del sensor, las muestras fueron analizadas el mismo día de muestreo; el
análisis mediante Kjeldahl se realizó al día siguiente del muestreo, manteniendo
las muestras a 4ºC. Sin embargo, en el método espectrofotométrico los análisis se
realizaron hasta dos semanas después del muestreo, donde se almacenaron las
muestras a una temperatura de 4ºC y acidificadas con ácido sulfúrico.
La acidificación realizada con ácido sulfúrico en las muestras analizadas por el
espectrofotómetro no concuerda con lo señalado por UNAM (2008) y Sadzawka
(2006), pues indican que en el caso de muestras para análisis de aniones éstas no
deben ser acidificadas, y sólo pueden ser conservadas refrigeradas a 4ºC. La
acidificación se recomienda en el caso de análisis de metales, siendo el nitrato un
anión no metálico. Por otro lado, Morillo (2008) recomienda que las muestras de
agua para determinación de nitrato deben ser conservadas por medio de la adición
de HgCl2 (40 mg/L) durante 6 h como máximo. Por lo tanto, la comparación entre
fotómetro y Kjeldahl no es válida debido al método de almacenaje utilizado ya que
éste podría ser el factor que induzca diferencia entre ellos.
3.2 Incidencia del pH, CE, T º y oxígeno disuelto en las diferencias existentes entre los
métodos de análisis
Las diferencias existentes entre los distintos métodos para determinar nitrato no se
explican por las variables analizadas. En el caso de CE, T º y oxígeno disuelto si bien
existe una relación significativa, el estadístico R2 no superó el 33% lo que indica una
relación débil. Pues dichas variables explicarían en un bajo porcentaje las diferencias
entre los métodos. Respecto a pH no existió ningún tipo de relación. Por lo tanto, las
diferencias podrían ser explicadas por las razones anteriormente mencionadas.
Las Figuras 5 a 12 grafican las diferencias encontradas entre los métodos y cada variable
analizada, en ellos se muestra el coeficiente R2 y la línea de tendencia respectiva.
Figura 5. Relación entre pH y diferencias entre el sensor selectivo de iones y Kjeldahl.
R2 = 0.002
Figura 6. Relación entre CE y diferencias entre el sensor selectivo de iones y Kjeldahl.
Figura 7. Relación entre T º y diferencias entre el sensor selectivo de iones y Kjeldahl.
Figura 8. Relación entre oxigeno disuelto y diferencias entre el sensor selectivo de iones y
Kjeldahl.
R2 = 0.33
R2 = 0.25
R2 = 0.16
Figura 9. Relación entre pH y diferencias entre el fotómetro y Kjeldahl.
Figura 10. Relación entre CE y diferencias entre el fotómetro y Kjeldahl.
Figura 11. Relación entre T º y diferencias entre el fotómetro y Kjeldahl.
R2 = 0.007
R2 = 0.19
R2 = 0.12
Figura 12. Relación entre oxigeno disuelto y diferencias entre el fotómetro y Kjeldahl. En futuras investigaciones se recomienda aumentar el número de tratamientos. De ésta
manera se podría descartar la influencia del almacenaje en estas diferencias o bien
determinar que los métodos difieren entre sí. Realizar tratamientos tales como mediciones
con muestras estándar, probar muestras sujetas a almacenaje y otras no. Éstos permitirán
determinar con certeza a que se deben las diferencias encontradas entre los métodos de
análisis de nitrato.
R2 = 0.15
4. Conclusión.
La comparación realizada entre tres metodologías de análisis de nitrato en agua,
evidenció que existen diferencias importantes entre ellos. Los resultados indican que en la
mayoría de los casos, el método espectrofotométrico sobreestima la concentración de
nitrato respecto al método Kjeldahl. Sin embargo, el método de almacenaje utilizado para
las muestras analizadas por fotómetro podría ser la causa de las diferencias respecto a
Kjeldahl. Finalmente, el sensor selectivo de iones es el método que más se acerca a
Kjeldahl pues las diferencias fueron más estrechas.
Al relacionar las diferencias encontradas entre los métodos de análisis y variables de pH,
conductividad eléctrica, temperatura y oxígeno disuelto, se observó que no existe relación
en ninguno de los casos.
5. Literatura citada
Abdirashid, E., C. Madramootoo, M. Egeh, A. Liu, and C. Hamel. 2002. Environmental and agronomic implications of water table and nitrogen fertilization management. Journal of Environmental Quality 31 : 1858-1867. Armijo, F. 2000. Nuevas tendencias en las técnicas analíticas de las aguas. Disponible en http://aguas.igme.es/igme/publica/pdfjor_aguas_mine/5_nuevas.pdf Leído el 29 mayo 2007. Bartram, J., and R. Ballance. 1996. Water Quality Monitoring : A Practical guide to the design and implementation of freshwater quality studies and monitoring programmes. 383 p. Chapmann and Hall, London, UK. Blöch, H. 2005. European Union Legislation on wastewater treatment and nutrients removal. Available at http://www.euwfd.com/IWA_Krakow_Sep_2005_REV.pdf Accessed december 26, 2007. Buffle, J., K. Wilkinson, M. Tercier, and N. Parthasarathy. 1997. In situ monitoring and speciation of trace metals in natural water. Annali di chimica 87: 67-82. Capelo, S., F. Mira, and A.M. de Bettencourt. 2007. In situ continuous monitoring of chloride, nitrate and ammonium in a temporary stream: Comparison with standard methods. Talanta 71 (3): 1166-1171. Clesler, L., A. Grenberg, and A. Eaton. 2005. Standard methods for examination of water and wastewater. 1368 p. 21st ed. American Public Health Association, Washington D.C., USA. Environmental Protection Agency. 2007. Standard for safe drinking water. U.S. EPA. Available at http://www.epa.gov/safewater/contaminants/index.html#inorganic Accessed june 25, 2007. Ewing, G. 1978. Métodos Instrumentales de análisis químico. 592 p. Editorial McGraw-Hill, México D.F., México. Fifield, F.W., and D. Kealey. 1995. Principles and Practice of Analytical Chemistry. 560 p. 4th. ed. Blackie Academic & Professional, London, UK. Fonseca, O. 2003. Desarrollo de un analizador automático para la determinación del ion plomo en muestras medioambientales. Disponible en http://www.tesisenxarxa.net/TESIS_UAB/AVAILABLE/TDX-0123104-152551//ofo1de4.pdf. Leído el 11 junio 2007. Harris, D. 1996. Exploring chemical analysis. 476 p. Freeman and Company, New York, USA.
Instituto Nacional de Normalización. 2005. Norma Chilena Oficial N°409/1.Of2005: Agua potable-Parte 1-Requisitos. 9 p. INN, Santiago, Chile. Le Goff, T., J. Braven,L. Ebbon, N. Chilcott, D. Scholefield, and J. Wood. An accurate and stable nitrate-selective electrode for the in situ determination of nitrate in agricultural drainage waters. Analyst 127: 507-511. Mc Isaac, G., M. David, G. Gertner, and D. Goolsby. 2001. Eutrophication: Nitrate flux in the Mississippi River. Nature 414 (6860): 166-167. Mohammad, A. 2006. Nitrate contamination of groundwater: A conceptual management framework. Environmental Impact Assessment Review 27 (3): 220-242. Morillo, J. Toma y conservación de muestras de agua. Disponible en http://www.personal.us.es/jmorillo/medicion5/toma_conservacion.pdf. Leído el 12 marzo 2008. Rubinson, K., y J. Rubinson. 2001. Análisis instrumental. 847 p. Editorial Prentice Hall, Madrid, España. Sadzawka, A. 2006. Métodos de análisis de agua para riego. 332 p. Serie actas. Nº 37. INIA, Santiago, Chile. Sharpley A.N., T. Daniel, T. Sims, J. Lemunyon, R. Stevens, and R. Parry. 2003. Agricultural Phosphorus and Eutrophication. United States Department of Agriculture. Available at http://www.ars.usda.gov/is/np/Phos&Eutro2/agphoseutro2ed.pdf. Accessed june 28, 2007. Sogorb, D., y E. Vilanova. 2004. Técnicas analíticas de contaminantes químicos: aplicaciones toxicológicas, medio ambientales y alimentarias. 320 p. Ediciones Díaz de santos, Madrid, España Skoog, D., D. West, J. Holler y S. Crouch. 2005. Fundamentos de química analítica. 1065 p. 8a. ed. Thomson Editores, México D. F., México. Thorburn, P., J. Biggs, K. Weier, and B. Keating. 2003. Nitrate in groundwater of intensive agricultural areas in coastal Northeastern Australia. Agriculture, Ecosystems & Environment 94 (1): 49-58. Universidad Nacional Autónoma de México, 2008. Colecta, conservación y almacenamiento de muestras de agua. Disponible en http://www.geociencias.unam.mx/geociencias/laboratorios/geoquimica/manual_geoq_ambiental.pdf Leído el 12 marzo 2008. Waskom, R. 1994. Best management practices for nitrogen fertilization. Colorado State University. Available at http://www.ext.colostate.edu/pubs/crops/xcm172.pdf Accessed June 29, 2007.
World Health Organization. 1985. Health hazard from nitrate in drinking water. Available at http://whqlibdoc.who.int/euro/ehs/EURO_EHS_1.pdf Accessed july 3, 2007. Yang, J., J. Kim, E. Skogley, and B. Schaff. 1998. A simple spectrophotometric determination of nitrate in water, resin, and soil extracts. Soil Science Society of America Journal 62 (4): 1108-1115. Zhu, A., J. Zhang, B. Zhao, Z. Cheng, and L. Li. 2005. Water balance and nitrate leaching losses under intensive crop production with ochric aquic cambosols in north China plain. Environment International 31 (6): 904-912.
Anexos
Anexo 1. Tablas de datos por estación de monitoreo.
• Canal Ovalle
Concentración de Nitrato (mg/L) Fecha
Fotómetro Sensor Kjeldahl
pH CE (mS/cm)
Tº (ºC)
Ox. Dis (%)
31/08/07 13.73 10.60 10.5
31/08/07 14.18 10.80 9.80
8.29 0.61 13.00 5.70
14/09/07 15.06 11.10 12.43
14/09/07 15.95 8.30 9.62
8.41 0.61 11.40 6.50
28/09/07 12.85 9.14 7.70
28/09/07 13.29 9.57 8.05
8.36 0.65 13.90 5.88
• Pocochay 1
Concentración de Nitrato (mg/L) Fecha
Fotómetro Sensor Kjeldahl
pH CE (mS/cm)
Tº (ºC)
Ox. Dis (%)
31/08/07 22.15 17.80 17.50
31/08/07 22.59 18.10 16.80
8.31 0.68 13.10 5.73
14/09/07 29.68 24.78 23.28
14/09/07 31.01 25.15 22.92
8.17 0.73 12.30 6.23
28/09/07 30.57 24.61 23.80
28/09/07 28.80 24.30 22.40
8.18 0.81 15.30 6.80
• Pocochay 4
Concentración de Nitrato (mg/L) Fecha
Fotómetro Sensor Kjeldahl
pH CE (mS/cm)
Tº (ºC)
Ox. Dis (%)
31/08/07 26.58 22.50 21.35
31/08/07 26.58 24.50 20.30
7.94 0.74 13.80 6.70
14/09/07 37.21 30.54 26.43
14/09/07 36.33 30.98 27.13
8.15 0.88 13.70 7.50
28/09/07 25.25 22.56 19.95
28/09/07 24.81 22.04 19.60
8.03 0.77 16.30 6.16
• Pocochay 2
Concentración de Nitrato (mg/L) Fecha
Fotómetro Sensor Kjeldahl
pH CE (mS/cm)
Tº (ºC)
Ox. Dis (%)
31/08/07 27.47 25.10 21.35
31/08/07 28.35 26.00 22.05
8.15 0.76 14.30 7.00
14/09/07 36.77 32.23 27.83
14/09/07 35.44 31.54 29.23
8.14 0.85 14.70 8.21
28/09/07 28.35 25.60 21.00
28/09/07 29.24 25.86 22.75
8.17 0.78 16.50 6.81
• Pocochay 3
Concentración de Nitrato (mg/L) Fecha
Fotómetro Sensor Kjeldahl
pH CE (mS/cm)
Tº (ºC)
Ox. Dis (%)
31/08/07 29.24 27.30 22.05
31/08/07 30.12 28.70 24.85
8.49 0.76 14.80 8.40
14/09/07 35.44 33.30 30.28
14/09/07 35.88 33.97 26.08
8.54 0.86 14.90 8.06
28/09/07 28.35 26.59 21.70
28/09/07 27.47 26.50 23.80
8.61 0.78 17.80 7.78
Anexo 2. Resultados de correlaciones realizadas entre las diferencias encontradas entre métodos de análisis de nitrato y variables tales como pH, CE, T º y oxígeno disuelto.
Fotómetro-Kjeldahl Sensor-Kjeldahl pH R2 = 0.007 R2 = 0.002 CE R2 = 0.188 R2 = 0.251 Tº R2 = 0.119 R2 = 0.335 Ox. disuelto R2 = 0.147 R2 = 0.164
Anexo 3 : Costo de análisis de nitrato y amonio según metodología.
Kjeldahl Reactivos Cantidad/
envase Unid Cantidad/
muestra Unid Nº muestras/
envase Costo/ envase $
Costo/ Muestra$
Ox. Magnesio
1000 g 0.25 g 4000 20534 5,1335
Ac. Sulfúrico 1000 mL 5 mL 200 7736 38,68 Ac. Bórico 0.5 M
1000 g 40 g 25 14900 596
Aleación devarda
250 g 0.25 g 1000 30800 30,8
Costo total NO3
671
Costo total NH4
640
Fotómetro Reactivos Cantidad
/envase Unid. Cantidad
/muestra Unid. Nº muestras/
envase Costo/ envase $
Costo/ muestra $
N-NO3 50 test 1 test 50 48300 966 NH4-cianurato
100 test 1 test 100 28900 289
Salicilato 100 test 1 test 100 43300 433 Costo total NO3
966
Costo total NH4
722
Sensor Reactivos no Costo total 0
Nota: Todos los instrumentos requieren mantención. Además el sensor selectivo de iones tiene una vida útil entre tres y seis meses, dependiendo de las condiciones de uso.
