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0 UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE SINALOA FACULTAD DE CIENCIAS DEL MAR MANUAL DE PRACTICAS DE LA MATERIA LIMNOLOGÍA CARRERA: BIÓLOGO ACUACULTOR Y BIÓLOGO PESQUERO GRADO: 3ro AÑO, VI SEMESTRE ELABORÓ: M.C. Gloria Arroyo Bustos M.C. Jesús Sánchez Palacios MAZATLÁN, SINALOA, MÉXICO, DICIEMBRE DE 2013.
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UNIVERSIDAD AUTÓNOMA DE SINALOA
FACULTAD DE CIENCIAS DEL MAR
MANUAL DE PRACTICAS DE LA MATERIA LIMNOLOGÍA
CARRERA: BIÓLOGO ACUACULTOR Y BIÓLOGO PESQUERO
GRADO: 3ro AÑO, VI SEMESTRE
ELABORÓ:
M.C. Gloria Arroyo Bustos M.C. Jesús Sánchez Palacios
MMAAZZAATTLLÁÁNN,, SSIINNAALLOOAA,, MMÉÉXXIICCOO,, DDIICCIIEEMMBBRREE DDEE 22001133..
1
C O N T E N I D O
CONTENIDO Pág.
INTRODUCCIÓN 2
1 Color 3
2 Conductividad eléctrica. 8
3 Dureza del agua. 14
4 Alcalinidad del agua. 19
5 Calcio. 24
6 ANEXOS 29
2
INTRODUCCIÓN
LA ECOLOGÍA DE AGUA DULCE ASÍ COMO LA LIMNOLOGÍA
Cuando se habla de ecosistemas de agua dulce, hablamos de una hábitat acuático, como aquél en el que el agua es el medio principal tanto externo como interno. Los hábitats de agua dulce pueden considerarse como sigue: * lénticos o de aguas quietas: lago, estanque, pantano o charcos. * lóticos o de aguas corrientes: Río, riachuelo (arroyo), manantial. Los hábitats de agua dulce ocupan una porción relativamente pequeña de la superficie de la tierra, en comparación con los hábitats marino y terrestre; sin embargo, su importancia es mayor que su área por las siguientes razones: 1- son la fuente más apropiada y barata de agua para los usos doméstico e industrial 2- los componentes del agua dulce constituyen "el cuello de botella" en el ciclo hidrológico. 3- los ecosistemas de agua dulce proporcionan los sistemas de eliminación de desperdicios más accesibles.
En los cuerpos de agua hay factores limitativos más importantes en agua dulce como son la temperatura. Esta variable en el agua posee diversas propiedades térmicas únicas que se combinan para reducir los cambios de temperatura al mínimo; los cambios se producen más lentamente en el agua que en el aire. Otros son los gases disueltos como el oxígeno. las concentraciones de oxígeno y de dióxido de carbono son a menudo limitativos en el medio de agua dulce. La concentración de oxígeno disuelto y demanda bioquímica o biológica de oxígeno, se están convirtiendo los factores críticos más frecuente medidos y más intensamente estudiados, debido a la contaminación. En algunos lagos y ríos es posible que el calcio y otras sales sean también limitativas. Las aguas dulces más duras poseen un contenido de sal o salinidad de menos de 0,5 partes por mil, y de acuerdo a la concentración de CaCO3 se clasifica como aguadura, muy blanda, blanda o extremadamente dura.
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1.- Color
Usualmente cuando se examina el agua, las primeras propiedades que se suelen
considerar son las siguientes: color, sabor y olor, características inherentes a ella.
Considerando la primera de ellas, el color: el agua de uso doméstico e industrial
tiene como parámetro de aceptación la de ser incolora, pero en la actualidad,
gran cantidad del agua disponible se encuentra colorida y se tiene el problema de
que no puede ser utilizada hasta que no se le trata removiendo dicha coloración.
Las aguas superficiales pueden estar coloridas debido a la presencia de iones
metálicos naturales (hierro y manganeso), humus, materia orgánica y
contaminantes domésticos e industriales como en el caso de las industrias de
papel, curtido y textil; esta ultima causa coloración por medio de los desechos de
teñido los cuales imparten colores en una amplia variedad y son fácilmente
reconocidos y rastreados.
El color que en el agua produce la materia suspendida y disuelta, se le denomina
"Color aparente", una vez eliminado el material suspendido, el color remanente
se le conoce como "Color verdadero" siendo este último él se mide en esta
determinación.
1.1.- Almacenaje de la muestra
La muestra debe ser recolectada en envases de plástico y debe almacenarse en el
refrigerador.
El análisis debe de llevarse a cabo en un lapso no mayor de 24 hrs.
1.2.- Campo de aplicación
Este método es aplicable a la totalidad de las muestras de agua potable.
Aguas contaminadas con ciertos desechos industriales, pueden producir colores
poco usuales, que no pueden ser igualados por las soluciones de comparación
utilizadas en este método.
Esta determinación es muy importante en agua de abastecimiento doméstico por
razones de higiene y salud.
Para aguas industriales, la importancia es por razones económicas. Ya que
existen gran cantidad de industrias en cuyos procesos requieren agua
perfectamente limpia y clara, por lo que, las aguas con color necesitan un
tratamiento especial para su eliminación.
Se recomienda que para las aguas de uso doméstico no excedan de 20 unidades
de color en la escala platino cobalto.
4
2.- Principios
Para la determinación de color en el agua existen dos métodos:
Por comparación visual de la muestra con soluciones coloridas de
concentraciones conocidas o discos de cristal de color calibrados previamente
con las soluciones anteriores. La unidad para medición del color que se usa como
estándar, es el color que produce 1 mg/l de Platino en la forma de cloroplatinato.
La relación de cobalto a platino, se puede variar para igualar el matiz. La
proporción Pt-Co que se utiliza en este método es normalmente la adecuada para
la mayoría de las muestras.
El color puede cambiar con el pH de la muestra, por lo que es necesario, que al
medir el color, se reporte también el pH de la muestra.
En caso necesario la muestra se centrifuga para eliminar la turbidez. La
comparación se realiza con las soluciones que tengan colores de 5, 10, y hasta 70
unidades contenidas en tubos nessler.
Existe también el método espectrofotométrico, el cual se usa principalmente en
aguas industriales contaminadas que tienen colores poco usuales, y que no
pueden ser igualados por este método. (Standard methods for the examinatión of
water and waste water publicado por la APHA. Método 206/9-85. Método
espectrofotométrico para determinar color en el agua 1985)
2.1.- Interferencias
La causa principal de interferencias en el color del agua es la turbiedad, la cual
produce un color aparente más alto que el color verdadero.
Para eliminar la turbidez, se recomienda la centrifugación, la filtración no se debe
usar, ya que puede eliminar algo del color verdadero además de la turbidez.
3.- Aparatos
Este método no requiere de aparatos especiales.
4.- Material
1 gradilla para tubos nessler
14 tubos nessler forma alta, de 50 ml
1 matraz volumétrico de 1 litro
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4.1.- Reactivos
Solución patrón de 500 unidades de color.
Se disuelven 1.246 g de cloroplatinato de potasio K2PtCl6 ( equivalente a 500 mg
de platino metálico )
y 1 gr de cloruro cobaltoso hexahidratado CoCl2.6 H20 (equivalente a
aproximadamente 250 mg de cobalto matálico ) en 100 ml de HCl concentrado,
aforar a 1000 ml con agua destilada, esta solución tiene un color estandar de 500
unidades Pt-Co.
5.- Estandarización
En tubos Nessler prepare soluciones patrón de color de 5 a 70 unidades de color
con ayuda de la siguiente tabla. Proteja las soluciones contra la evaporación y de
los vapores de amoníaco, pues su absorción aumenta el color.
PREPARACION DE SOLUCIONES PATRON DE COLOR
ml de solución de 500
unidades diluida a
50 ml con agua destilada
Color en unidades
de platino-cobalto
0.5 5
1.0 10
1.5 15
2.0 20
2.5 25
3.0 30
3.5 35
4.0 40
4.5 45
5.0 50
5.5 55
6.0 60
6.5 65
7.0 70
6
6.- Procedimiento
Se centrifuga el agua si es necesario y posteriormente se observa el color de la
muestra, llenando un tubo nessler hasta la marca de 50.0 ml y se procede a
comparar con la serie de estandares contenidos en tubos nessler del mismo
tamaño.
Se deberán ver los tubos, verticalmente hacia abajo. Se ilumina la parte inferior
de los tubos, reflejando la luz por medio de una superficie blanca o especular.
Si el color de la muestra excede de 70 unidades, diluya la muestra con agua
destilada en proporciones conocidas, hasta que su valor se encuentre en el ámbito
de las soluciones patrón.
Al final multiplicar por el factor de dilución correspondiente.
7.- Cálculos
Calcule las unidades de color utilizando la siguiente fómula:
Unidades de color = A x 50
V
Anote también el valor del pH del agua.
Dónde:
A = unidades de color de la muestra diluída.
V = ml de muestra tomados para la dilución.
Anote los resultados de color en números enteros de acuerdo a la siguiente tabla:
Unidades de
color
Redondear al valor
mas cercano a
1 a 50 1
51 a 100 5
101 a 250 10
251 a 500 50
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8.- Precisión:
No se cuenta con información de la precisión de este método
9.- Bibliografía:
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la
APHA. 1995. Método para Determinación del color del agua 2120-B
8
2.- Conductividad eléctrica. La conductividad eléctrica, se define como la capacidad que tienen las sales
inorgánicas en solución (electrolitos) para conducir la corriente eléctrica.
El agua pura, prácticamente no conduce la corriente, sin embargo el agua con
sales disueltas conduce la corriente eléctrica. Los iones cargados positiva y
negativamente son los que conducen la corriente, y la cantidad conducida
dependerá del número de iones presentes y de su movilidad.
En la mayoría de las soluciones acuosas, entre mayor sea la cantidad de sales
disueltas, mayor será la conductividad, este efecto continúa hasta que la solución
está tan llena de iones que se restringe la libertad de movimiento y la
conductividad puede disminuir en lugar de aumentas, dándose casos de dos
diferentes concentraciones con la misma conductividad. (ver Tabla)
Todos los valores de conductividad están referidos a una tempertatura de
referencia de 25 ° C
.
Valores de conductividad de algunas muestras típicas
Temperatura de la muestra 25 °
C
Conductividad,
µS/cm
Agua ultrapura 0.05
Agua de alimentación a calderas 1 a 5
Agua potable 50 a 100
Agua de mar 53,000
5 % NaOH 223,000
50 % NaOH 150,000
10 % HCl 700,000
32 % de HCl 700,000
31 % HNO3 865,000
Algunas sustancias se ionizan en forma más completa que otras y por lo mismo
conducen mejor la corriente. Cada ácido, base o sal tienen su curva característica
de concentración contra conductividad.
Son buenos conductores: los ácidos, bases y sales inorgánicas: HCl, NaOH,
NaCl, Na2CO3.
Son malos conductores : Las moléculas de sustancias orgánicas que por la
naturaleza de sus enlaces son no iónicas: como la sacarosa, el benceno, los
hidrocarburos, los carbohidratos, estas sustancias, no se ionizan en el agua y por
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lo tanto no conducen la corriente eléctrica.
Un aumento en la temperatura, disminuye la viscosidad del agua y permite que
los iones se muevan más rápidamente, conduciendo más electricidad. Este efecto
de la temperatura es diferente para cada ion, pero típicamente para soluciones
acuosas diluidas, la conductividad varía de 1 a 4 % por cada ° C.
Conociendo estos factores, la medición de la conductividad nos permite tener una
idea muy aproximada de la cantidad de sales disueltas.
1.1.- Almacenaje de la muestra
Las muestras se deben tomar en frascos de vidrio o polipropileno, perfectamente
tapados.
1.2.- Campo de aplicación
Este método de prueba es aplicable a la detección de impurezas y en algunos
casos a la medición cuantitativa de los constituyentes iónicos disueltos presentes
en el agua:
Verificación de la pureza del agua destilada y desionizada.
Verificar en forma rápida la variación del contenido de sales disueltas en
aguas superficiales, de uso doméstico e industrial.
Analizar cuantitativamente los sólidos totales disueltos en una muestra de
agua. Esto se puede obtener, multiplicando el valor de la conductividad
por un factor de correlación empírico que puede variar de 0.5 a 0.9,
dependiendo de los componentes solubles y la temperatura de la muestra.
Este factor se puede determinar mediante análisis comparativos de sólidos
disueltos totales por evaporación y determinaciones del valor de la
conductividad correspondiente. Este factor de correlación solo es válido
cuando la muestra tiene un pH entre 5 y 8 a valores mayores o menores del
pH, los resultados no serán confiables.
2.- Principios
La conductividad eléctrica es el recíproco de la resistencia a-c en ohms, medida
entre las caras opuestas de un cubo de 1.0 cm de una solución acuosa a una
temperatura especificada. Esta solución se comporta como un conductor eléctrico
donde se pueden aplicar las leyes físicas de la resistencia eléctrica.
Las unidades de la conductividad eléctrica son el Siemens/cm (las unidades
antiguas, eran los mhos/cm que son numéricamente equivalentes al S/cm).
En la práctica no se mide la conductividad entre electrodos de 1 cm3 sino con
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electrodos de diferente tamaño, rectangulares o cilíndricos, por lo que al hacer la
medición, en lugar de la conductividad, se mide la conductancia, la cual al ser
multiplicada por una constante ( k ) de cada celda en particular, se transforma en
la conductividad en S/cm.
Conductividad = Conductancia de la muestra * k
k = d/A
k: Constante de la celda
d: distancia de la separación de los electrodos
A: Área de los electrodos
Así, un electrodo de 1 cm de separación y con área de 1 cm , tendrá una k = 1
La medición eléctrica se efectúa mediante un puente de Wheastone para medir
resistencias.
Las resistencias R1 y R2 son fijas y su valor va de acuerdo al intervalo de
conductividad que se pretende medir. La resistencia Rx es la que proporciona la
solución a la cual se le va a medir la conductividad. La resistencia R3 se varía en
forma continua hasta poner en equilibrio el puente, de tal forma que no pase
corriente hacia el medidor.
2.1- Interferencias
La exposición de la muestra al aire atmosférico, puede causar cambios en
la conductividad, debido a pérdida o ganancia de gases disueltos, en
especial el CO2. Esto es especialmente importante para aguas de alta
pureza, con concentraciones bajas de gases y sustancias ionizables. Para
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evitar esto se debe tener una atmósfera inerte de nitrógeno o helio sobre la
muestra.
Sustancias no disueltas o materiales que precipiten lentamente en la
muestra, pueden causar ensuciamiento en la superficie de los electrodos y
causar lecturas erróneas.
El ensuciamiento por sustancias orgánicas, bioensuciamientos y corrosión
de los electrodos, causan lecturas inestables o erróneas.
El factor de correlación para obtener los valores cuantitativos de los
sólidos totales disueltos solo es válido cuando la muestra tiene un pH entre
5 y 8, a valores mayores o menores de pH, los resultados no serán
confiables. Se tendrá que ajustar el valor del pH a cerca de 7.0 utilizando
un ácido o una base débil según sea necesario.
3.- Aparatos
Conductímetro manual o automático que se base en un puente de
Wheastone para medir la conductividad o la conductancia de la muestra.
Deberá tener corrección automática o manual para la temperatura Ya que
las lecturas se refieren a 25 ° C. La lectura puede ser analógica o digital.
Celdas del tipo de inmersión de constante de celda de acuerdo con el
circuito del aparato. Es necesario leer el instructivo de operación del
equipo.
4.- Material
Termómetro de 0 a 110 ° C
Vaso de precipitado de forma larga, de 100ml
4.1.- Reactivos
Alcohol etílico del 95 % ( Para el lavado de los electrodos )
Agua destilada ultra pura, especificación ASTM D1193 Tipo I
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Cloruro de potasio: de 100 % +/- 0.1 de pureza. Secarlo a 150 ° C durante 2
horas, guardarlo en un desecador.
Solución estandar (1) de cloruro de potasio KCl : Disolver 0.7440 g de KCl en
agua destilada ASTM tipo I y diluir a 1 litro. Esta solución tiene una
conductividad de 1408.8 µS/cm.
Solución estandar (2) de cloruro de potasio KCl : Diluir 100 ml de la solución
estandar (1) a 1000 ml en un matraz aforado y a 20 ° C. Esta solución tiene una
conductividad específica de 146.9 µS/cm.
5.- Estandarización
Para verificar el estado general del conductímetro, se deben hacer mediciones de
la conductividad de las soluciones estandar 1 y 2 y en su caso calibrar la lectura
del instrumento a que den los valores especificados.
6.- Procedimiento
Ya que hay un gran número de marcas y modelos de conductímetros en el
mercado, para un detallado procedimiento habrá que referirse al manual de
manejo del instrumento que se esté usando.
A continuación enlisto algunas recomendaciones para la medición que aparecen
en el instructivo de operación del conductímetro Yellow Spring Instruments
(YSI) modelo 32 ( medidor de conductancia ):
Después de escoger la celda de la constante adecuada, observe los siguientes
pasos para obtener resultados exactos y repetitivos:
1. La celda deberá estar limpia antes de hacer cualquier medición.
2. La celda debe de estar suspendida en la solución de tal manera, que los
orificios de venteo estén sumergidos. La cámara del electrodo no debe
tener aire entrampado (esto se logra inclinando ligeramente la celda y
golpeando suavemente los lados).
3. La celda deberá estar separada de las paredes y el fondo del recipiente, por
lo menos 0.5 cm.
4. Si es posible, el recipiente o el sistema en donde se va a hacer la medición
deberá estar aislado del potencial de la tierra. Si no es posible, el medidor
YSI modelo 32 deberá operarse sin conexión a tierra.
5. La presencia de campos eléctricos y corrientes espurias causadas por
agitadores magnéticos, calentadores, etc., pueden causar dificultad para
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obtener lecturas adecuadas. El usuario deberá evaluar estos efectos y hacer
las correcciones necesarias, utilizando cableado blindado o
desconectándolos por un momento al hacer la lectura.
6. Manejar la celda con cuidado, para evitar que se rompa o que pierda su
calibración.
7. La celda no se deberá transferir de una solución a otra, no sin antes lavarla
cuidadosamente.
8. No guarde la celda sucia o contaminada.
9. No debe lavarse la celda con Agua regia, ya que esta disolverá la
soldadura de oro que se utiliza en la construcción de las celdas del
medidor YSI modelo 32.
7.- Cálculos
Si el instrumento da lecturas en conductancia:
Conductividad = Conductancia * k
k = Constante de la celda
Si el instrumento da lecturas en conductancia, anotar el valor tal como se observa
en la escala.
Para ambos casos el valor de la conductividad está en microSiemen/cm; referido
a una temperatura de 25 ° C.
8.- Precisión
Dentro del intervalo de 10 a 2,000 microSiemen/cm, la precisión es de +/- 0.2 %
de escala completa.
9.- Bibliografía:
American Society for testing and Materials. Annual book of Standards 1994
Determinación de Conductividad eléctrica del agua. Metodo ASTM D 1125-91
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la
APHA. Medición de conductancia, Método 2510 B - 1995
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3.- Dureza del agua
La DUREZA es una característica química del agua que está determinada por el
contenido de carbonatos, bicarbonatos, cloruros, sulfatos y ocasionalmente
nitratos de calcio y magnesio.
La dureza es indeseable en algunos procesos, tales como el lavado doméstico e
industrial, provocando que se consuma más jabón, al producirse sales insolubles.
En calderas y sistemas enfriados por agua, se producen incrustaciones en las
tuberías y una pérdida en la eficiencia de la transferencia de calor.
Además le da un sabor indeseable al agua potable.
Grandes cantidades de dureza son indeseables por razones antes expuestas y debe
ser removida antes de que el agua tenga uso apropiado para las industrias de
bebidas, lavanderías, acabados metálicos, teñido y textiles.
La mayoría de los suministros de agua potable tienen un promedio de 250 mg/l
de dureza.
Niveles superiores a 500 mg/l son indeseables para uso doméstico.
La dureza es caracterizada comúnmente por el contenido de calcio y magnesio y
expresada como carbonato de calcio equivalente.
Existen dos tipos de DUREZA:
Dureza Temporal: Esta determinada por el contenido de carbonatos y
bicarbonatos de calcio y magnesio. Puede ser eliminada por ebullición del agua y
posterior eliminación de precipitados formados por filtración, también se le
conoce como "Dureza de Carbonatos".
Dureza Permanente: está determinada por todas las sales de calcio y magnesio
excepto carbonatos y bicarbonatos. No puede ser eliminada por ebullición del
agua y también se le conoce como "Dureza de No carbonatos".
Interpretación de la Dureza:
Dureza como CaCO3 Interpretación
0-75 agua suave
75-150 agua poco dura
150-300 agua dura
> 300 agua muy dura
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En agua potable El límite máximo permisible es de 300 mg/l de
dureza.
En agua para calderas El límite es de 0 mg/l de dureza
1.1.- Almacenaje de la muestra
La muestra puede ser recolectada y almacenada en un recipiente de plástico, bien
tapado.
1.2.- Campo de aplicación
El análisis de la dureza total en muestras de aguas es utilizado en la industria de
bebidas, lavandería, fabricación de detergentes, acabados metálicos, teñido y
textiles. Además en el agua potable, agua para calderas,
etc.
2.- Principios
Este método está basado en la cuantificación de los iones calcio y magnesio por
titulación con el EDTA y su posterior conversión a Dureza Total expresada como
CaCO3.
2.1.- Principios
La muestra de agua que contiene los iones calcio y magnesio se le añade el buffer
de PH 10, posteriormente, se le agrega el indicador eriocromo negro T( ENT ),
que hace que se forme un complejo de color púrpura, enseguida se procede a
titular con EDTA (sal disódica) hasta la aparición de un color azúl .
Reacciones:
Ca2+ + Mg2+ + Buffer PH 10 --------->
Ca2+ + Mg2+ + ENT ----------->[Ca-Mg--ENT]
complejo púrpura
[Ca-Mg--ENT] + EDTA ------------->[Ca-Mg--EDTA] + ENT
color azúl
2.2.- Interferencias
En la tabla se encuentran la lista de la mayor parte de las sustancias que
interfieren. Sí existen más de una sustancia interferentes, los límites dados en la
tabla pueden variar. La turbidez se elimina por filtración.
Interferencias Con. máx. sin interferir
Alumnio--------------------------20 ppm
Cadmio--------------------------- *
Cobalto-------------------------100 ppm
16
Cobre--------------------------- 50 ppm
Fierrro(+3)-------------------- 50 ppm
Fierro (+2)--------------------- 50 ppm
Plomo-------------------------- *
Manganeso------------------- 1 ppm
Níquel------------------------- 100 ppm
Zinc---------------------------- *
Polifosfatos------------------ 10 ppm
* Si están presentes son titulados como dureza.
3.- Aparatos
El método empleado para la cuantificación de la Dureza Total es un método
volumétrico por lo que no se requieren aparatos especiales.
4.- Material
2 matraces volumétricos de 1000 ml
2 matraces volumetricos de 100 ml
1 cápsula de porcelana
1 soporte con pinzas para bureta
2 matraces erlenmayer de 125 ml
1 pipeta de 10 ml
2 frascos goteros de 100 ml
4.1.- Reactivos
Solución Buffer PH 10
Disolver 6.56 gr. de NH4Cl y 57 ml de NH4OH en agua destilada y aforar a 100
ml.
Solución De Eriocromo Negro T
Disolver 0.5 g de Eriocromo negro T y 4.5 gr. de clorhidrato de hidroxilamina en
100 ml de etanol.
Solución De EDTA (sal disódica)
Disolver 2 gr de EDTA (sal disódica) màs 0.05 gr de MgCl2.6H2O en agua
destilada y aforar a 1000 ml.
Solución de CaCl2 0.01 N Disolver 0.5 gr de CaCO3 secado a 110 ° centígrados
durante 2 horas y disolverlo en 10 ml de HCl 3N y aforar a 1000 ml con agua
destilada.
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5.- Estandarización
La estandarización del EDTA (sal disódica) se hace de la siguiente manera:
colocar 5 ml de solución de CaCl2 en un matraz Erlenmayer de 125 ml, se añaden
5 gotas de solución buffer de pH 10 y 3 gotas de indicador de Eriocromo negro
T, aparece un color púrpura en presencia de iones de calcio y magnesio, y se
procede a titular con la solución de EDTA cuya normalidad se desea conocer, se
termina hasta la aparición de un color azúl.
La Normalidad del EDTA se calcula así:
V1 x N1
N2 = --------------
V2
Dónde :
N2 = Normalidad del EDTA
V1 = ml de solución de CaCl2
N1 = normalidad de la solución de CaCl2V2 = ml gastados de EDTA
6.- Procedimiento
* Colocar 5 ml de la muestra de agua en un matraz erlenmayer de 125 ml
* Agregar 5 gotas de buffer PH 10
* Añadìr 3 gotas de eriocromo negro T
* Titular con EDTA (sal disódica) 0.01 N
* Vire de púrpura a azul
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7.- Cálculos
V x N x 1000
meq/l Ca+2 y Mg+2 = -----------------------
ml de muestra
Dónde :
V = ml gastados de EDTA
N = Normalidad del EDTA
Cálculos para Magnesio:
meq/l Mg+2 = [meq/l (Ca+2 y Mg+2)]-(meq/l Ca+2)
Cálculos para Dureza Total : Expresada como ppm de CaCO3
mg/l de Dureza Total = [ meq/l (Ca+2 y Mg+2)]* (50) como
Cálculos para Dureza de Calcio : Expresada como ppm de CaCO3
mg/l Dureza de Calcio = (meq/l Ca+2)* (50)
Cálculos para Dureza de Magnesio : Expresada como ppm de CaCO3
mg/l Dureza de Magnesio = (meq/l Mg+2)* (50)
8.- Precisión
Este método tiene un error relativo de 1.9% y una desviación estandar relativa de
9.2 %, tal como se determinaron en un estudio interlaboratorios.
9.- Bibliografía
American Society for testing and Materials. Annual book of Standards 1994
Determinación de dureza en agua. Metodo ASTM D 1126-92
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la
APHA. Determinación de Dureza en agua Método 2340 C, 1995
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4.- Alcalinidad del agua
La alcalinidad en el agua tanto natural como tratada, usualmente es causada por
la presencia de iones carbonatos ( CO3= ) y bicarbonatos ( HCO3
- ), asociados
con los cationes Na+, K+ Ca+2 y Mg+2 .
La alcalinidad se determina por titulación de la muestra con una solución
valorada de un ácido fuerte como el HCl, mediante dos puntos sucesivos de
equivalencia, indicados ya sea por medios potenciométricos o por medio del
cambio de color utilizando dos indicadores ácido-base adecuados.
1.1.- Almacenaje de la muestra
La muestra de deberá analizar de inmediato. Los resultados de muestras
almacenadas no son representativos.
1.2.- Campo de aplicación
Este método, es aplicable para la determinación de la alcalinidad de carbonatos y
bicarbonatos, en aguas naturales, domésticas, industriales y residuales.
La medición de la alcalinidad, sirve para fijar los parámetros del tratamiento
químico del agua, así como ayudarnos al control de la corrosión y la incrustación
en los sistemas que utilizan agua como materia prima o en su proceso.
2.- Principios
En este método, la alcalinidad se determina por titulación de la muestra con una
solución valorada de un ácido fuerte como el HCl, mediante dos puntos sucesivos
de equivalencia, indicados por medio del cambio de color de dos indicadores
ácido-base adecuados.
CO3-HCO3 y HCO3-H2CO3
Cuando se le agrega a la muestra de agua indicador de fenolftaleína y aparece
un color rosa, esto indica que la muestra tiene un pH mayor que 8.3 y es
indicativo de la presencia de carbonatos. Se procede a titular con HCl valorado, hasta que el color rosa vire a incoloro,
con esto, se titula la mitad del CO3=.
En enseguida se agregan unas gotas de indicador de azul bromofenol,
apareciendo una coloración azul y se continua titulando con HCl hasta la
aparición de una coloración verde. Con esto, se titula los bicarbonatos
(HCO3-) y la mitad restante de los carbonatos (CO3
=).
20
Si las muestras de agua tienen un pH menor que 8.3 la titulación se lleva a
cabo en una sola etapa. Se agregan unas gotas de indicador de azul de
bromofenol, apareciendo una coloración azul y se procede a titular con solución
de HCl hasta la aparición de un color verde con eso se titula los HCO3-.
Na+ ] HCl ----->
K+ ] CO3= + HCl -----> NaCl + Na+HCO3
- ----> NaCl + H2CO3 <----
CO2 + H2O
Ca+2 ]
Mg+2 ]
2.1- Interferencias
El color de la muestra, alta concentración de cloro y la formación de
precipitados al titular la muestra, interfieren, ya que pueden enmascarar el
cambio de color del indicador.
3.- Aparatos
En este método no se requieren aparatos especiales.
4.- Material
2 Matraces volumétricos de 1000 ml.
2 Matraces volumétricos de 100 ml.
1 Cápsula de porcelana
1 Soporte con pinzas para bureta
1 Bureta de 25 ml.
1 Pipeta de 5 ml.
21
2 Gotero
2 Matraces Erlenmeyer de 125 ml.
4.1.- Reactivos
Agua destilada:
Agua que cumpla la especificación ASTM D 1193 tipo I, además, deberá estar
libre de CO2 y tener un pH a 25 °C entre 6.2 y 7.2
Fenolftaleina (0.25%):
Disolver 0.25 de fenolftaleina en 100 ml de etanol al 50 %
Azul de bromofenol (0.04%):
Disolver 0.04 gr. de azul de bromofenol en 15 ml. NaOH 0.01N y aforar a 100 ml
con agua destilada.
Solución de HCl 0.01N. Diluir 0.83 ml. de HCl al 37 % en agua destilada y aforar a 1000 ml con agua
destilada.
Solución de Na2C03 0.01 N. Na2CO3 secado a 110 °C por dos horas.
Disolver 0.530 g de Na2CO3 en agua destilada y aforar a 1000 ml
5.- Estandarización
Valoración de la solución de HCl :
Colocar 15.0 ml de la solución de Na2CO3 0.01N en un matraz Erlenmeyer de
125 ml. y agregar 3 gotas de azul de bromofenol. La muestra adquiere un color
azul, titular con solución de HCl hasta que aparezca un color verde.
Calcular la normalidad:
Na2CO3 HCl
V1 x N1 = V1xN2
V1xN1
N2= ---------
V2
22
Donde:
V1 = Volumen de la solución de Na2CO3
N1 = Normalidad de la solución de Na2CO3
V2 = Volumen de la solución de HCl gastado en la titulación
N2 = Normalidad de la solución de HCl
6.- Procedimiento
Colocar 5 ml de muestra de agua en un matraz Erlenmeyer de 125 ml.
Agregar 3 gotas de indicador fenolftaleína al 0.25%
Si aparece un color rosa, titular con HCl 0.01N hasta un vire incoloro, si
no aparece el color rosa, reportar carbonatos igual a cero.
Calcular CO3 =
Agregar 3 gotas de azul de bromofenol 0.04% al mismo matraz
apareciendo un color azul Continuar titulando con HCl 0.01N hasta la
aparición de un color verde
Calcular HCO3-
7.- Cálculos
2V x N x 1000
meq/l de CO3 = ------------------------
ml. de muestra
Dónde:
V= ml de HCl gastados
N= Normalidad del HCl usado
(T - 2V) x N x 1000
meq/l de HCO3 = ---------------------------
ml. de muestra
23
Dónde :
T = ml. de HCl gastado en las 2 titulaciones
V = ml. gastados en la primera titulación
N = Normalidad del HCl
8.- Precisión
Este método tiene una precisión de +/- 0.5 %
9.- Bibliografía:
American Society for testing and Materials. Annual book of Standards 1994
Determinación de Alcalinidad del agua. Método ASTM D 1067-92
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la
APHA. Determinación de Alcalinidad en agua, Método 2320 B - 1995
24
5.- Calcio.
El calcio es el 5º elemento en orden de abundancia en la corteza terrestre, su
presencia en las aguas naturales se debe al su paso sobre depósitos de piedra
caliza, yeso y dolomita.
La cantidad de calcio puede variar desde cero hasta varios cientos de mg/l,
dependiendo de la fuente y del tratamiento del agua.
Las aguas que contienen cantidades altas de calcio y de magnesio, se les da el
nombre de " aguas duras ".
Concentraciones bajas de carbonato de calcio, previenen la corrosión de las
tuberias metálicas, produciendo una capa delgada protectora. Cantidades
elevadas de sales de calcio, se descomponen al ser calentadas, produciendo
incrustaciones dañinas en calderas, calentadores, tuberias y utensilios de cocina;
también interfieren con los procesos de lavado doméstico e industrial, ya que
reaccionan con los jabones, produciendo jabones de calcio insolubles, que
precipitan y se depositan en las fibras, tinas, regaderas. Es de interés que se
consulte el tema de " Saturación y estabilidad con respecto al carbonato de
sodio". Por medio de tratamientos químicos o por intercambios iónicos, se puede
reducir la cantidad de calcio y los iones asociados a la dureza, hasta niveles
tolerables.
1.1.- Almacenaje de la muestra
En el caso de que se precipite el carbonato de calcio, se deberá redisolver,
añadiendo unas gotas de HCl 1:1 Por lo demás, no se requieren cuidados
especiales de almacenaje de la muestra, salvo las precauciones normales que
eviten la contaminación de la muestra por los recipientes de muestreo.
1.2.- Campo de aplicación
Este método es aplicable a la determinación de Calcio en aguas de apariencia
clara, su límite inferior de detección es de 2 a 5 mg/l como CaCO3, su límite
superior, puede extenderse a cualquier concentración, diluyendo la muestra.
2.- Principios
Cuando se añade a una muestra de agua, ácido etilendiaminotetracético ( EDTA )
o su sal, los iones de Calcio y Magnesio que contiene el agua se combinan con el
EDTA. Se puede determinar calcio en forma directa, añadiendo NaOH para
25
elevar el pH de la muestra entre 12 y 13 unidades, para que el magnesio precipite
como hidróxido y no interfiera, se usa además, un indicador que se combine
solamente con el calcio.
En el análisis de calcio la muestra es tratada con NaOH 4N. para obtener un pH
de entre 12 y 13, lo que produce la precipitación del magnesio en forma de
Mg(OH)2. Enseguida se agrega el indicador muréxida que forma un complejo de
color rosa con el ion calcio y se procede a titular con solución de EDTA hasta la
aparición de un complejo color púrpura:
Reacciones :
Ca+2 + Mg+2 + NaOH (4N) ---------> Mg (OH)2 + Ca+2
Ca+2 + Murexide ---------> [Muréxide- Ca++] (color rosa)
[Muréxide - Ca++] + EDTA --------> [ EDTA - Ca+2 ] + Murexide
(color púrpura)
2.1.- Interferencias
Las siguientes concentraciones de iones no causan interferencias en este método:
Cobre, 2 mg/l; ion ferroso, 20 mg/l; ion férrico, 20 mg/l; manganeso, 10
mg/l;
zinc, 5 mg/l; plomo, 5 mg/l; aluminio, 5 mg/l; estaño, 5 mg/l.
Los ortofosfatos, precipitarán al calcio al pH de la prueba.
Estroncio y Bario interfieren.
3.- Aparatos
Este método no requiere de ningún aparato especial para ejecutarlo.
4.- Material
2 Matraces volumétricos de 1000 ml.
2 Matraces volumétricos de 100 ml.
1 Capsula de porcelana
1 Soporte con pinzas para bureta
1 Bureta de 25 ml.
2 Matraces Erlen Meyer de 125 ml.
1 Pipeta de 10 ml.
1 Frasco gotero
26
4.1.- Reactivos
Solución de NaOH 4N :
Disolver 16 g de NaOH en agua destilada y aforar a 100 ml.
Indicador de Murexide :
Mezclar 0.5 g de muréxide en 50 g de K2SO4
Solución de EDTA 0.01N :
Disolver 2 g de EDTA ( sal disódica ) y 0.05 g de MgCl2. 6H2O en agua destilada
y aforar a 1000 ml.
Solución de CaCl2 0.01N :
Disolver 0.5 g de CaCO3 secado a 100 ºC. durante 2 horas y disolverlo en 10 ml
de HCl 3N. Aforarlo a 1000 ml con agua
destilada.
5.- Estandarización
Colocar 5 ml de muestra de la solución de CaCl2 0.01 N en un matraz erlenmeyer
de 125 ml, añadirle 5 gotas de NaOH 4N, enseguida agregarle 50 mg de
Murexide y finalmente titular con EDTA ( sal disódica ) hasta un cambio de vire
de rosa a púrpura.
Fórmula para el cálculo de la normalidad de la solución de EDTA:
V1 x N1
N2 = ----------------
V2
N2 = Normalidad del EDTA
V1 = ml de solución de CaCl2
N1 = Normalidad de la solución de CaCl2
V2 = ml gastados de la solución de EDTA
6.- Procedimiento
Colocar una alícuota de 5 ml. De agua en un matraz E.M. de 125 ml.
Agregar 5 gotas de NaOH 4N.
27
Añadír 50 ml. De muréxide · Titular con EDTA 0.01 N. Hasta el vire rosa-
púrpura
7.- Cálculos
V x N x 1000
Meq/lt de Ca++ = ----------------------
M
Dónde :
V = ml gastados de la solución de EDTA
N = normalidad de la solución de EDTA
M = ml de muestra de agua utilizada
Alícuotas de muestras dependiendo de su fuente:
TIPO DE MUESTRA CANTIDAD DE MUESTRA
Agua destilada 50 ml
Agua purificada 20 ml
Agua potable 5 ml
Agua dura 2 ml
Agua residual 2 ml
Agua salina 1 ml
8.- Precisión
Este método tiene un error relativo de 1.9 % y una desviación estandar relativa de
9.2 %, tal como se determinaron en un estudio interlaboratorios.
28
9.- Bibliografía
American Society for testing and Materials. Annual book of Standards 1994
Determinación de dureza en agua. Método ASTM D 1126-92
Standard methods for the examinatión of water and waste water publicado por la
APHA, Método 3500 Ca-D 1995 .
29
66..--AANNEEXXOOSS
IINNFFOORRMMAACCIIÓÓNN PPAARRAA LLEEEERR
CCAARRAACCTTEERRIIZZAACCIIÓÓNN LLIIMMNNOOLLÓÓGGIICCAA
Lagos y ríos deben ser considerados como sistemas funcionales en el marco de una cuenca
hidrográfica en la cual intervienen múltiples factores, tanto abióticos como bióticos. En la
actualidad, su conocimiento y uso sustentable debe considerar el clima, la geología, la hidrología y
los usos del agua y de los suelos circundantes, como variables forzantes en la determinación de las
características físicas, químicas y biológicas de los sistemas acuáticos.
Las aguas interiores cubren menos del 2 % de la superficie de la tierra, y lagos y ríos suman
105,2 km ; representando solamente el 0,009 % del agua utilizable directamente en la corteza
terrestre y con tiempos de renovación entre 1 y 100 años. El crecimiento demotécnico, concepto que
relaciona el crecimiento poblacional aunado con el desarrollo tecnológico (Wetzel, 2001), demanda
día a día mayor cantidad de agua.
El gran desafío que enfrenta América en la actualidad, es el abastecimiento de agua en cantidad
y calidad suficientes para todos sus habitantes.
Es por ello que el uso sustentable del agua requiere de la integración multidisciplinaria, para el
conocimiento de gran diversidad de sistemas complejos cuyo funcionamiento muchas veces es
considerado sólo parcialmente. La ubicación geográfica y el origen de los sistemas lacustres y
fluviales, conjuntamente con la calidad del suelo que drenan y los afluentes que reciben determinan
las variables físicas, químicas, la diversidad biológica y por ende la producción de los mismos. Es
este conocimiento el que permite su manejo sustentable.
Todos los sistemas acuáticos tanto lénticos (lagos, lagunas, pantanos y aguas someras), como los
lóticos (aguas corrientes de ríos y riachuelos) son considerados como humedales de acuerdo con la
convención de Ramsar (1971). Estos sistemas tienen una estructura o morfología característica
establecida inicialmente por su origen (en el caso de los lagos) y por el origen y la ubicación
geográfica, en el caso de los ríos. Las principales agrupaciones lacustres se encuentran asociadas a
cordones montañosos. Así, los lagos más profundos tienden a tener un origen glacial, tectónico y
volcánico y debido a su ubicación geográfica presentan baja productividad, y son clasificados como
oligotróficos. Los lagos y lagunas con origen fluvial, sufren procesos de erosión por mareas y
vientos, y especialmente los embalses con origen artificial son menos profundos y generalmente
alcanzan productividades altas en tiempos breves y siendo eutróficos. El origen del cuerpo de agua
influye directamente en la morfología de la cubeta y en relación con ésta, los parámetros más
importantes a controlar son el área del espejo de agua, la profundidad máxima y las profundidades
relativas al perímetro de la cubeta (batimetría). La relación entre el perímetro el área permite
calcular el volumen aproximado del lago. Otra variable de importancia es la extensión de la ribera o
desarrollo de ribera por el aporte de material desde la cuenca de drenaje. Entre las variables físicas
cabe destacar el clima óptico y térmico en los lagos y la hidrología en los fluviales. Las variables
químicas más importantes que influyen en la calidad del agua son principalmente los gases disueltos
30
(oxígeno y anhídrido carbónico) y sales minerales conocidas como nutrientes (nitratos y fosfatos,
principalmente). De acuerdo con la calidad química del agua se desarrollan diversas comunidades
biológicas.
Las características morfológicas de los lagos, así como su ubicación (latitud y longitud) permiten
pronosticar a su vez el comportamiento lumínico y térmico de estos sistemas debido a la cantidad de
energía que reciben y acumulan, lo cual influye directamente en su productividad. Los lagos
profundos (>100 m) generalmente son oligotróficos. Las lagunas y los lagos someros tienden a ser
eutróficos. Los ríos, en las zonas ritrónicas (zonas altas o naciente) son generalmente oligotróficos y
en las zonas medias y en la desembocadura (o potámica), la corriente del agua es más lenta y
permite el mayor crecimiento de las distintas comunidades (plancton, necton, bentos, macrófitas),
tornándose más productivos. La cantidad de luz que es absorbida por un cuerpo de agua aumenta
exponencialmente con la distancia del paso de la luz por la solución. El 90% de la longitud de onda
de 750 nm es absorbida en un metro de profundidad (dependiendo del estado trófico del lago). El
alto calor específico del agua permite la acumulación de esta longitud de onda como energía
calórica. La distribución de calor en los sistemas depende de la morfometría, especialmente de la
profundidad máxima y relativa, y del viento y las corrientes.
Los sistemas acuáticos subpolares y templados, no disponen de energía solar suficiente para
calentar la masa de agua completa y sólo los primeros metros (10 a 50) incrementan sus
temperaturas durante la primavera. La diferencia térmica genera masas de agua de diferente
densidad, estratificando los sistemas en tres estratos:
Epilimnion, aguas superficiales, de menor densidad, con circulación permanente y turbulenta.
Metalimnion, zona de cambio rápido de temperatura que tiene diferencias de más de un grado
térmico en un metro de profundidad y donde se presentan las termoclinas.
Hipolimnion, zona de aguas profundas y con temperaturas frías y densas. Durante el otoño, las
aguas superficiales se enfrían hasta homogenizar la temperatura y densidad de toda la columna
de agua. Durante el período invernal las aguas superficiales se enfrían en algunos casos puede
desarrollarse una capa de hielo (O°C). Esta agua son menos densas que las que están a una
mayor profundidad (4°C). Al inicio de la primavera, comienza el calentamiento térmico y las
aguas se homogenizan en toda la columna de agua, recirculando el agua del sistema.
En las regiones subecuatoriales, los lagos sólo se estratifican durante la primavera o el verano.
Acorde con su ubicación geográfica, el número de mezclas y periodos de estratificación, los lagos
se clasifican
térmicamente en las categorías siguientes:
Lagos dimícticos: Poseen dos períodos de estratificación (verano e invierno) y dos períodos de
mezcla (otoño y primavera). Se ubican a latitudes entre 60 y 40° y a altitudes de hasta los 2500
m de altura.
Lagos monomícticos: a) templados. En estos lagos la temperatura no baja de 4°C y las aguas
circulan libremente durante el invierno y el periodo de estratificación es el verano. b) fríos, son
lagos con temperaturas inferiores a 4°C y con un solo período de circulación en el verano. Son
sistemas subsolares.
Lagos polimíticos: Se estratifican y mezclan diariamente, son sistemas tropicales, sobre los 2000 m
de altura y cercanos al Ecuador.
Lagos oligomícticos: Son sistemas ecuatoriales, los cuales permanecen con temperaturas
aproximadamente constantes en toda la columna de agua (>4°C).
Lagos amícticos: Permanecen siempre congelados y estratificados. Se ubican a altas latitudes o
polares, en Alaska y la Antártida.
31
CCAARRAACCTTEERRÍÍSSTTIICCAASS QQUUÍÍMMIICCAASS
La calidad química del agua de ríos y lagos depende de la cantidad y calidad de las
precipitaciones, de la calidad de los suelos del área de drenaje; de la erosión; de los procesos de
solubilización y meteorización de la roca madre y los suelos; de la evaporación y la sedimentación.
Por efecto de la estacionalidad climática, las comunidades biológicas, especialmente el plancton,
presentan ciclos diarios, y estacionales. Este cambio influye directamente en la composición
química de las aguas, especialmente en los nutrientes (nitratos y fosfatos) que son requeridos para la
fotosíntesis. La actividad de las bacterias, cuya participación en los ciclos biogeoquímicos es crucial
en el reciclado de nutrientes, es también un factor que modifica la calidad química del agua. La
interfase atmósfera-agua representa un equilibrio de la incorporación de gases al agua,
especialmente O , CO y N a los cuales se agrega el SO que ha acidificado el agua de lluvia, debido
a su incremento por efecto de la indusrialización.
De los gases disueltos en el agua, el oxígeno (O ) es el más importante y crucial para la vida
vegetal y animal interactuando en muchas reacciones químicas y biológicas. De acuerdo con la
altitud a la que están emplazados los sistemas, la presión atmosférica ejerce su efecto. Los lagos
contienen naturalmente entre 8 y 12 mg/L de O y los ríos hasta 15 mg/L. La dinámica de los
sistemas se refleja en variaciones diurnas y estacionales de O las cuales reflejan el estado trófico del
sistema. En los sistemas oligotróficos la demanda y la producción de oxígeno es baja, y por lo tanto
los valores de O son constantes en profundidad y en tiempo.
En los lagos eutróficos, la alta demanda por O durante la noche, por respiración de las
comunidades biológicas y la descomposición de la materia orgánica, hace que este gas disminuya
progresivamente su concentración en profundidad, llegando en algunos casos hasta la anoxia. El
estado de anoxia produce un cambio en la óxido reducción de los sedimentos o en el potencial de
óxido reducción. El factor ambiental más importante en la regulación de la cantidad de O en el agua
es la temperatura. La concentración de O disuelto es inversamente proporcional a la temperatura. El
incremento de la temperatura durante primavera y verano de los sistemas templados disminuye la
cantidad de O hasta en un 50%. Esta cantidad es modificada por las relaciones de respiración y
fotosíntesis durante la noche. Los cálculos del porcentaje de saturación del O disuelto se deben
efectuar considerando la presión atmosférica o la altitud a la que se encuentra ubicado el sistema y
la temperatura mediante el nomograma de Mortimer (Wetzel, 2001). Mientras más eutrófico es el
sistema, mayor es la disminución de O hacia el fondo. Los lagos tropicales de cierta profundidad
pueden presentar anoxia casi permanente en el hipolimnion. La concentración de O en los sistemas
acuáticos es una función de los procesos biológicos como la fotosíntesis y la respiración, lo cual
determina cambios en cortos períodos de tiempo. La concentración de anhídrido carbónico (CO )en
el agua muestra una relación inversa al O . Además del intercambio atmosférico, el CO es producto
de la respiración de plantas y animales siendo la fuente principal para la fotosíntesis. El CO es muy
abundante puesto que su solubilidad es 30 veces mayor que el O . El CO se disuelve en el agua para
producir ácido carbónico, el cual se disocia en las fracciones que se detallan a continuación
dependiendo de la concentración de hidrogeniones y conformando de esta manera un sistema buffer
de resistencia a los cambios bruscos del pH del agua.
CO2 + H2OH HCO2 + H+ CO3
- + H
+
El factor ambiental más importante en controlar la presencia de estos gases disueltos en el agua
es la temperatura, pero sus niveles son dependientes de la fotosíntesis, la respiración, la presencia de
otros gases y las oxidaciones químicas.
La mayor parte del nitrógeno (N2 ) en el agua está presente como gas. En esta forma sólo puede
ser utilizado por las cianobacterias y bacterias fijadoras de N2 . Nitratos (NO3- ), amonio (NH4
+ ),
nitrito (NO2- ), urea y compuestos orgánicos disueltos son los compuestos menos abundantes en
estos sistemas, pero de importancia biológica. En el ciclo biogeoquímico del N2 , los compuestos
32
nitrogenados pueden estar forma gaseosa, soluble y particulada, y están presentes en condiciones
óxicas y anóxicas. El ciclo biogeoquímico del nitrógeno, es mediado por bacterias, las cuales
nitrifican en presencia de oxígeno y desnitrifican en condiciones de anoxia. La concentración de la
mayoría de los compuestos del nitrógeno tiende a seguir patrones estacionales. En la primavera y el
verano disminuyen las concentraciones de estos compuestos en la zona fótica debido al incremento
de la actividad biológica.
El fósforo es el nutriente que generalmente limita el crecimiento del fitoplancton en los lagos,
porque en condiciones naturales esta presente en concentraciones muy bajas. El fósforo se origina
de los procesos de intemperización de rocas y sólo el 5 al 10% es soluble y utilizable. El ingreso de
aguas servidas y abonos agrícolas desequilibran este balance incrementando la presencia del fósforo
en el agua. Los sistemas templados tienden a estar limitados por fósforo y los sistemas tropicales
por nitrógeno.
El nivel de trofía de los sistemas acuáticos está determinado por los gases como O , CO y N, las
cantidades de fosfatos y nitratos que ingresan a los mismos. El fósforo y el nitrógeno son nutrientes
que estimulan el crecimiento del fitoplancton y las macrófitas acuáticas, las cuales son el eslabón
principal de la vida en el agua y de la cadena trófica.
Las variables correspondientes a los diferentes niveles tróficos de los sistemas acuáticos se
resumen en la Tabla I según Ryding y Rast (1992).
Tabla 1. Valores límites de la OCDE para un sistema abierto de clasificación trófica (valores
medios anuales)*.
Ryding y Rast (Modificado de OCDE, 1992).
33
*Las medias geométricas (después de transformarse a logaritmos decimales) se calcularon tras eliminar
valores
superiores o inferiores a dos veces la desviación estándar obtenida (donde fue posible) en un primer cálculo.
X: media, SD: Desviación estándar. ( ) = los valores entre paréntesis se refieren al número de variables (n)
utilizadas.
AASSPPEECCTTOOSS BBIIOOLLÓÓGGIICCOOSS
La base de la vida acuática la conforma el plancton, definido como la comunidad de
microorganismos que vive suspendida en el agua. Son organismos microscópicos (varían desde
unos pocos micrones a milímetros), con o sin órganos de locomoción, lo que limita sus
movimientos. Los componentes más importantes del plancton son las bacterias (bacterioplancton),
las microalgas (fitoplancton), los protozoos, los rotíferos, los cladóceros, los copépodos y larvas de
insectos y peces.
En los sistemas templados, la temperatura marca ciclos estacionales en el crecimiento del
plancton el cual a su vez, determina cambios en la cantidad de nutrientes presentes en el agua. Con
el incremento térmico primaveral, se inicia el crecimiento rápido de las diatomeas y las algas
verdes, inmediatamente después, el zooplancton crece exponencialmente. Primero se incrementan
las poblaciones de cladóceros filtradores de microalgas y luego de copépodos, que predan sobre los
cladóceros. A su vez, el incremento del plancton permite que los peces juveniles se alimenten.
Durante el verano y el otoño, se incrementan las algas verdes de mayor tamaño y posteriormente las
cianobacterias quienes toleran temperaturas más altas y menor oxigenación.
34
Los sistemas de acuerdo con sus características abióticas tienen comunidades planctónicas
específicas, pero en general muchas especies de microalgas son cosmopolitas y presentan máxima
abundancia de acuerdo con al fotoperiodo y la temperatura estacional, por lo tanto, la composición
de especies como la abundancia de las mismas presenta estacionalidad. Los grupos de algas más
importantes son los siguientes: 1. Cianófitas o cianobacterias, comúnmente denominadas algas verdeazules. Son los elementos típicos de los
sistemas eutróficos. Los géneros más frecuentes son: Mycrocystis y Anabaena. 2. Criptofitas. Son microalgas poco diversas pero que pueden alcanzar densidades altas. Los géneros más
frecuentes son Cryptomonas, Rhodomonas, Chroomonas y Chilomonas. 3. Dinoficeas. Denominadas comúnmente como dinoflagelados, que en algunos géneros están asociados a la
producción de toxinas. Los géneros más comunes son Gyimnodinium, Peridinium, Glenodinium y
Ceratium. Este último género es indicador de la presencia de altas concentraciones de materia orgánica en agua.
4. Crysoficeas. Se conocen como algas “pardo-amarillas”, por la presencia de carotenos y xantofilas. Algunos
géneros como Dinobryon, viven en aguas con <20 g de ortofosfatos. Otros géneros frecuentes son
Mallomonas, Uroglena y Chromulina. 5. Bacillarioficeas. Conocidas también como diatomeas, son los representantes más importantes del plancton
límnico. Los géneros más ampliamente distribuidos son: Melosira, Cyclotella, Aulacoseira,
Stephanodiscus, Navicula, Nitzschia, Fragilaria, Asterionella y Synedra. 6. Xantophiceas. Se caracterizan por su color verde-amarillento debido a la posesión de carotenoides en mayor
proporción que la clorofila a y c. Con células móviles provistas de dos flagelos. Los géneros más conocidos en
las aguas dulces son Tribonema, Gloechloris y Gleobotrys. 7. Euglenofitas. Células desnudas con uno a tres flagelos, son abundantes en sistemas con alto contenido de
materia orgánica. Los géneros más representativos son Euglena, Phacus, y Trachelomonas 8. Clorofitas. Las “algas verdes” conforman un grupo con gran riqueza de especies unicelulares y coloniales.
Algunos ejemplos son los géneros: Chlamydomonas, Eudorina, Pandorina y Volvox. Son frecuentes en lagunas temporales de mediana productividad e incrementan sus poblaciones con temperaturas más elevadas.
Este es el caso de Chlorella, Scenedesmus, Crucigenia, Coelastrum y Dictyosphaerium. El grupo
de los désmidos vive preferentemente en aguas ácidas, pobres en calcio, por ejemplo los géneros
frecuentes son Staurastrum, Cosmarium, Closterium y Micrasterias.
Los grupos animales planctónicos son los consumidores primarios y podemos identificar los
siguientes: Protozoos. Se alimentan de microalgas y bacterias y constituyen el alimento para las
larvas de insectos y peces. Sarcodinos y Cilióforos son los más abundantes. Los géneros más
conocidos son Arcella y Difflugia. Muchos ciliados tienen la capacidad de tolerar concentraciones
bajas de oxígeno, razón por la cual pueden vivir en aguas contaminadas y con alto contenido de
materia orgánica. Los rotíferos son organismos de tamaño pequeño (30 a 2000 m). Consumen
fundamentalmente detritus, bacterias y microalgas. Asplanchna es el único depredador. Los géneros
más frecuentes son Polyarthra, Filinia, Keratella, Brachiunus, Conochilus y Lecane. Los
cladoceros son conocidos como “pulgas de agua”. Su tamaño varía entre 200 y 3000 m. Entre los
géneros más comunes se citan Daphnia, Ceriodaphnia, Diaphanosoma, Moina, Bosmina, Alona y
Chydorus. Los copépodos son de mayor tamaño y constituyen muchas veces una fracción
importante de la biomasa zooplanctónica (ejemplos: Diaptomus, Notodiaptomus, Epischura,
Argyrodiaptomus). Son altamente endémicos. Géneros importantes y de amplia distribución de
cyclopoidos son Cyclops, Paracyclops, Mesocyclops y Thermocyclops. Los harparcticoideos, se
asocia a la vegetación de macrófitas costera. Su mayor o menor tolerancia a la hipoxia los sindica
como buenos indicadores de calidad del agua.
35
CCAARRAACCTTEERRÍÍSSTTIICCAASS DDEE LLAA EEUUTTRROOFFIIZZAACCIIÓÓNN
La evolución natural de los sistemas acuáticos se ha visto significativamente acelerada por
procesos de eutrofización debido a la demanda creciente de agua. Mayores tasas de ingreso de
nutrientes y contaminantes y afluentes, disminuyen la diversidad e incrementan la producción de
organismos tolerantes a las nuevas condiciones, los cuales son muchas veces son nocivos, como las
cianobacterias. Esto implica costos altos de tratamiento y recuperación.
Conjuntamente con conocer las relaciones funcionales de los sistemas es importante conocer el
ingreso de nutrientes y de materia orgánica, las tasas respectivas de reciclamiento biogeoquímico, la
descomposición bacteriana de material sedimentario disuelto y particulado, el metabolismo general
de los sedimentos los cuales son entre otros, aspectos cruciales en la comprensión de las respuestas
y la capacidad de resiliencia de los sistemas acuáticos a la intervención continua del hombre en
ellos.
En relación con estos temas es fundamental discutir y analizar las variables forzantes y
predictoras para programas de vigilancia de los sistemas acuáticos continentales con el fin de
obtener una base de datos confiable para el uso de modelos de predicción de la eutrofización y en la
mantención de la calidad de las aguas interiores para el uso humano y la conservación de la
diversidad biológica, así como la implementación de algunas medidas de remediación de sistemas
deteriorados.
El apoyo de instituciones tanto de gobierno como privadas en aspectos de investigación, y
especialmente en el desarrollo acelerado de la educación y formación de recursos humanos en
ciencias del agua y aspectos afines, representa en la actualidad un tema crítico en la conservación de
la calidad y cantidad del agua para responder a las demandas de gobierno y sociedad con adecuado
conocimiento científico y tecnológico en estos temas.
Los lagos naturales y artificiales se clasifican generalmente en oligotróficos (del griego "poco
alimento") o eutróficos (del griego "bien alimentado"). Una tercera categoría, mesotrófico, se utiliza
generalmente para describir las aguas en estado de transición entre la oligotrofia y la eutrofia.
Aunque estas descripciones tróficas no tienen un significado absoluto, hoy se utilizan de forma
general para denotar la situación de la cantidad de nutrientes de una masa de agua, o para describir
los efectos de los nutrientes en la calidad general del agua y/o de las condiciones tróficas de los
sistemas. Durante los últimos años, se ha intentado relacionar estos términos tróficos descriptivos
con valores "límites" específicos de ciertos parámetros de la calidad del agua. Un ejemplo, es el
Programa Internacional Cooperativo de la OCDE para la Supervisión de Aguas Interiores (1992),
proporciona valores límites específicos de fósforo total, de clorofila a y de la profundidad de
Secchi, para estas condiciones tróficas, en el ámbito de los sistemas acuáticos de zonas las
templadas (Tabla 1).
Como las variaciones son significativas para diferentes sistemas acuáticos y a veces se produce
cierto grado de superposición, la OCDE ha tratado de superar esta limitación, aplicando un cálculo
estadístico a su base de datos. El esquema de clasificación de "límite abierto" resultante se ilustra en
la Tabla 3. Con este último sistema, una masa de agua puede considerarse correctamente clasificada
si no hay más de un parámetro de la Tabla 2 que se desvíe de su valor medio geométrico por su
valor de desviación de 2 (OCDE, 1992).
Tabla 2. Valores límite de la OCDE para un sistema concreto de clasificación trófica (modificado
de OCDE, 1992).
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TP: media anual de la concentración de fósforo total en el lago (µg/L), Chl media: media anual de la concentración
de clorofila a en aguas superficiales (µg/L), Chl máxima: pico anual de la concentración de clorofila a en aguas
superficiales (µg/L), Media de Secchi: media anual de transparencia de la profundidad de Secchi (m), Mínimo de
Secchi: mínimo anual de transparencia de la profundidadº de Secchi (m).
Tabla 3. Características generales de lagos y pantanos oligotróficos y eutróficos en la zona
templada.
37
La eutrofización de los sistemas acuáticos se considera, generalmente, como una situación
indeseable, ya que sus efectos pueden interferir de forma importante con los distintos usos que el
hombre hace de los recursos acuáticos (por ejemplo, abastecimiento de agua potable, uso recreativo,
riego, etc.). Por consiguiente, las aguas eutróficas están más sujetas a restricciones en su utilización
general que las oligotróficas. Sin embargo, también debe tenerse en cuenta que el aumento de la
productividad a todos los niveles tróficos en el proceso de la eutrofización puede tener rasgos
positivos en algunas circunstancias.
OECD (1992), señala que los lagos oligotróficos se caracterizan normalmente por tener
concentraciones bajas de nutrientes en la columna de agua, poseer baja productividad primaria y de
biomasa, y mayor riqueza de flora y fauna lo cual permite usos diversos del agua. En contraste, las
aguas eutróficas tienen un alto nivel de productividad y de biomasa en todos los niveles tróficos. En
estos niveles, con frecuencia proliferan las cianobacterias, mientras que otros grupos poseen una
baja riqueza. En las aguas profundas, anóxicas (hipolimnion), los períodos de estratificación térmica
poseen a menudo menos diversidad y tienen un crecimiento intenso de plantas acuáticas en la zona
litoral y una calidad inadecuada del agua para muchos de sus usos (Tabla 3). Se cita que cantidades
altas de nitrógeno en el agua pueden ser también peligrosas para la salud humana. Los efectos
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negativos de la eutrofización están relacionados con el suministro del agua potable, los usos
industriales, el abastecimiento para riego y el uso deportivo.
La disponibilidad de oxígeno en el hipolimnion, las reacciones a las menores concentraciones de
éste en la interfase sedimento-agua, son claves para la dinámica total del lago; y en este aspecto, las
características y estado de los sedimentos pueden ser tanto o más importantes que la columna de
agua. Los sedimentos están conformados por partículas pequeñas separadas por espacios
intersticiales llenos de líquido o “agua de poro”. En la interfase sedimento- agua o microzona se
intercambian elementos como fósforo, entre los sedimentos y la columna de agua. Si esta interfase
está anóxica, iones fosfatos pueden difundir a una tasa dependiente del gradiente de concentración
entre el “agua de poro” y el agua de la columna. Si la interfase está oxigenada, los iones fosfatos
precipitan y no difunden. Los sedimentos anóxicos liberan fósforo hasta 1000 veces más que los
óxidos.
La actividad química más importante en la interfase es el cambio del fósforo desde la fase sólida
a fosfato soluble en las aguas intersticiales, desde donde puede ser liberado a la columna de agua.
Las muestras de sedimento reflejan la fertilidad relativa de los lagos y contienen 0,06 a 10 mgL de
fósforo soluble intersticial. Estos niveles son muchas veces mayores que los de las aguas de la
interfase que solo alcanzan entre 0,002 y 0,05 mgL . La cantidad de arcillas en los sedimentos es un
factor importante para determinar la capacidad de mantención de fósforo. Estas arcillas son una
combinación de silicatos complejos de aluminio y hierro y sus óxidos. La forma más pura de arcilla
es la kaolina cuya composición es AlO x 2SiO x 2H O. Las arcillas adsorben fósforo por la
interacción entre el PO y el Al . El fosfato es incluso adsorbido directamente a óxidos hidratados de
hierro o aluminio, partículas de calcita (carbonato de calcio) y apatita (fosfato de calcio). El fosfato
puede ser incluso ocluido en óxidos de hierro y sedimentos. La cantidad de fosfatos precipitados, a
diferencia del fosfato adsorbido es también controlado por pH y E Como la concentración de
fosfato y el pH varían, se precipitan diversos compuestos metálicos de fósforo. Cuando el proceso
es revertido, la cantidad de fosfato liberado a las aguas intersticiales es regulado por minerales que
tamponan las perdidas desde otros minerales. Adicionalmente, el fósforo orgánico liberado por los
organismos en descomposición modifica aún más la cantidad de fósforo en el “agua de poro”. La
actividad biológica afecta al fósforo del “agua de poro” ya que los sedimentos son una fuente
importante de animales detritívoros tales como larvas de insectos, gusanos, moluscos, crustáceos e
incluso peces. Estos organismos excretan compuestos solubles de fósforo en el “agua de poro”
mientras ellos excavan y se alimentan en los primeros centímetros del sedimento recientemente
depositado, especialmente cuando la producción de plancton es alta y sedimenta a su muerte. Las
algas y macrófitas junto al zooplancton liberan fósforo al descomponerse, a lo cual se suma la
actividad bacteriana.
SSAALLIINNIIZZAACCIIÓÓNN
El deterioro acelerado de la calidad de las aguas naturales durante las últimas décadas se debería
al efecto de la permanente incorporación de materia orgánica y desechos agroindustriales en los
sistemas acuáticos. A este efecto se suma la creciente demanda por el agua y los cambios globales
que inciden en algunas zonas del mundo en la disminución del volumen de los sistemas a niveles
críticos. Esto es especialmente importante en regiones con déficit hídrico como es el caso de las
zonas áridas, donde la evaporación es superior a la pluviosidad.
En la meseta de altura del sur de Los Andes conocida como altiplano, el agua de los humedales
es el factor gravitante en la conservación de la biota de este desierto de altura y adaptaciones a
características extremas, especialmente de luz, temperatura y salinidad.
Estudios recientes se han centrado en la evaluación de la calidad del agua considerando el efecto
de los cambios cíclicos de mediano y largo plazo sobre la base de la estimación de las tasas de
evapotranspiración en zonas de humedales, por el significado que esta tendría en la generación de
los salares originados desde los paleolagos de la zona.
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La salinización de las aguas es el producto de dos procesos históricos: la incorporación de
solutos como consecuencia de reacciones químicas de alteración de rocas y la concentración de
sales por evaporación. El estudio de los salares ha demostrado que variaciones mínimas de los
parámetros climáticos provocan variaciones de la superficie lacustre y de su nivel (Risacher y Fritz
1995). La mayor demanda de agua y los cambios climáticos actuales podrían estar acelerando el
proceso de salinización en la región.
La zona de los humedales altiplánicos, presentan lluvias torrenciales en cortos períodos de
tiempo y con arrastre de materiales que incorporarían sales minerales al sistema, lo cual se acentúa
durante los eventos cíclicos generados con el Fenómeno de El Niño. El régimen pluvial tiene fuerte
variabilidad interanual y ha sido descrito que durante la fase negativa de la Oscilación del Sur, la
precipitación en el altiplano suele ser deficitaria presentan un balance hídrico negativo durante los
últimos años (Aceituno 1997; Salazar 1997).
A pesar de que los sistemas acuáticos intertropicales se señalan como estables, la salinidad y la
composición del fitoplancton del lago presenta variaciones significativas durante los últimos años,
(Dorador, 2002). Los cambios interanuales e interdecadales de la precipitación, modifican la calidad
química del agua y consecuentemente la composición y abundancia de la vegetación y de las
microalgas.
El proceso de salinización en el altiplano muestra la existencia de numerosas cuencas cerradas
con lagunas y salares que tienen una compleja historia geoquímica. La sucesión de eventos de
precipitación de sales en períodos geológicos secos y su redisolución en épocas húmedas se
observan en la columna estratigráfica. En esta suelen encontrarse estratos salinos a distintas
profundidades que constituyen fuentes de solutos, en especial para aguas subterráneas. El alto
número de salares del altiplano, incluido el extenso salar de Uyuni provienen de la desecación de
paleolagos del Cuaternario. La salinización del agua en estas cuencas ha sido el producto de dos
mecanismos. Uno es el de incorporación de solutos como consecuencia de reacciones químicas de
alteración de rocas. Otro posterior, es el de su concentración.
En el primer mecanismo la descomposición de la materia y la consecuente producción de gases
CO y CH , desde vertientes y acuíferos de los humedales se incrementa al ser transportados aguas
abajo en solución. La incorporación de CO acidificaría el agua y se produciría una mayor alteración
meteórica de las rocas. Esto conjuntamente con la mayor tasa de evapotranspiración ha
incrementado la concentración salina de las aguas superficiales.
Si se considera que los cambios climáticos actuales implican especialmente la incorporación de
CO a la atmósfera y el incremento térmico de algunas zonas, a los ciclos de sequía en las zonas
áridas, se sumaría la salinización del agua por los efectos mencionados junto con la disminución del
volumen de los sistemas acuáticos. Estudios recientes acerca de los lagos salados señalarían que
variaciones mínimas de los parámetros climáticos provocarían rápidamente variaciones de la
superficie del lago y de su nivel (Aceituno, 1997) lo que es de importancia si se considera que la
hidrología de la zona y el proceso geológico de generación de sistemas de salares podría estar
siendo acelerado por los cambios climáticos globales.
En su sentido más simple, un modelo es una aproximación del mundo real” (Ryding y Rast,
1992) y permiten obtener información de los sistemas sin repetir la obtención de información y los
modelos simples de eutrofización de lagos y embalses que relacionan la concentración y la carga de
fósforo, han probado ser muy útiles para la estimación de la eutrofización.
Se describen a continuación los modelos más usados internacionalmente en esta predicción.
Ellos son preferentemente empíricos y han sido diseñados para predecir la concentración total de
fósforo como una función de la carga anual de este elemento. Sus respectivas ecuaciones se detallan
en orden cronológico.
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Dillon y Rigler (1974)
Este modelo combina la ecuación del coeficiente de retención de fósforo (R) con una relación
simple predictiva de fósforo. El coeficiente de retención (R) se define como la razón entre la
cantidad de fósforo retenido en el lago y el ingreso de fósforo. Puede ser calculada usando la
ecuación de regresión de Kichner y Dillon. Estos autores usaron este coeficiente para predecir la
concentración total de fósforo. (TP, mgL ) combinándola con la carga total de ingreso de fósforo
(Lp,mgm yr ) y la carga de área anual (qs,myr ), tal cual se muestra a continuación (Dillon y Rigler,
1974).
Vollenweider (1975)
Vollenweider (1975) desarrolló en diferentes etapas la relación que predice la concentración
total de fósforo (TP, mgL ) como una función del aporte anual de fósforo (Lp, mg.m yr ), la carga
anual por área (qs, m.yr ) y el tiempo de residencia (tw, yr).
Organización para la Cooperación y Desarrollo Económico “OECD” (1992)
OECD (1992) verificó la aplicabilidad de la ecuación de Vollenweider e hizo algunos cambios
produciendo una expresión nueva. Esta nueva relación predice la concentración anual promedio de
fósforo ([P] , gL ) como una función del flujo promedio anual de concentración total de fósforo ([P]
, gL ) y el tiempo de residencia del agua. (tw, yr).
CCOONNCCLLUUSSIIOONNEESS
La ubicación geográfica y el origen de los sistemas lacustres y fluviales, conjuntamente con la
calidad del suelo que drenan y los afluentes que reciben determinan las variables físicos, químicos,
la diversidad biológica y por ende la producción de los mismos. Es importante discutir y analizar las
variables forzantes y predictoras para programas de vigilancia de los sistemas acuáticos
continentales con el fin de obtener una base de datos confiable para el uso de modelos de predicción
de la eutrofización y en la mantención de la calidad de las aguas interiores para el uso humano y la
conservación de la diversidad biológica, así como algunas medidas de remediación de sistemas
deteriorados.
RREEFFEERREENNCCIIAASS
Aceituno P., 1997, Aspectos Generales del Clima en el Altiplano Sudamericano. El Altiplano, Ciencia y
Conciencia de los Andes. Actas del II Simposio Internacional de Estudios Altiplánicos. Santiago (Chile):
63-69.
Dillon P.J.; Rigler, F. H., 1974, The Phosphorus-Chlorophyll Relationship in Lakes. Limnology and
Oceanography 19, 5, 767-773.
Dorador, C., Pardo, R.; Vila, I., 2003, Variaciones temporales de parámetros físicos, químicos y biológicos de
un lago de altura: el caso del lago Chungará. Revista Chilena de Historia Natural 76:15-22.
Horne, J.; Goldman, Ch., 1994, Limnology.Mc Graw-Hill. 576 pp.
Jones J. R.; Bachman, R.W., 1976, Prediction of Phosphorus and Chlorophyll levels in Lakes. Journal WPCF
48, 9, 2176-2182.
41
Rast, R.W.; Jones A.; Lee G.F., 1983, Predictive capability of US OECD phosphorus loading eutrophication
response models. Journal WPCF, 55, 7, 990-1003.
Reckhow, K.H., 1979, Uncertainty analysis applied to Vollenweider's phosphorus loading criterion. Journal
WPCF 51, 8, 2123-2128.
Ryding, S.O.; RAST,W., 1992, El control de la eutrofización en lagos y pantanos. UNESCO. Ed. Pirámide,
S.A. Madrid.
Salazar, C., 1997, Hidrología del sector altiplánico chileno. El Altiplano, Ciencia y Conciencia de los Andes.
Actas del II Simposio Internacional de Estudios Altiplánicos. Santiago (Chile):71-77.
Wetzel, R., 2001, Limnology. Saunders College Pu. 767 pp.
