Von + 2Vf = Vmo

)Vk = 2(Vmo - Vph)

5. Vph = Vmo. Tanto los carbonatos como los bicarbonatos están ausentes en la muestra original, y el consumo de ácido se debe a la presencia de álcalis fuertes que contienen aniones hidroxo.
La presencia de aniones hidroxo libres en cantidades apreciables (casos 4 y 5) sólo es posible en aguas residuales.
Los resultados de la titulación con fenolftaleína y naranja de metilo permiten calcular el índice de alcalinidad del agua, que es numéricamente igual al número de equivalentes de ácido utilizados para titular una muestra de 1 litro.
Al mismo tiempo, el consumo de ácido durante la titulación por fenolftaleína caracteriza la alcalinidad libre y por naranja de metilo - alcalinidad total, que se mide en mg-eq / l. El índice de alcalinidad se usa en Rusia, por regla general, en el estudio de las aguas residuales. En algunos otros países (EE. UU., Canadá, Suecia, etc.), la alcalinidad se determina al evaluar la calidad de las aguas naturales y se expresa como una concentración másica en CaCO3 equivalente.

Hay que tener en cuenta que, al analizar aguas residuales y naturales contaminadas, los resultados obtenidos no siempre reflejan correctamente los valores de alcalinidad libre y total, ya que en el agua, además de carbonatos e hidrocarbonatos, pueden estar presentes compuestos de algunos otros grupos (ver "Alcalinidad y acidez").

5.2. sulfatos

Los sulfatos son componentes comunes de las aguas naturales.. Su presencia en el agua se debe a la disolución de algunos minerales, sulfatos naturales (yeso), así como a la transferencia de sulfatos contenidos en el aire con las lluvias. Estos últimos se forman durante reacciones de oxidación en atmósfera de óxido de azufre (IV) a óxido de azufre (VI), la formación de ácido sulfúrico y su neutralización (completa o parcial):

2SO2+O2=2SO3
SO3+H2O=H2SO4
La presencia de sulfatos en las aguas residuales industriales generalmente se debe a procesos tecnológicos que ocurren con el uso de ácido sulfúrico (producción de fertilizantes minerales, producción de productos químicos). Los sulfatos en el agua potable no tienen un efecto tóxico en los humanos, pero empeoran el sabor del agua: la sensación gustativa de los sulfatos se produce a su concentración de 250-400 mg/l. Los sulfatos pueden causar depósitos en las tuberías cuando se mezclan dos aguas con diferentes composiciones minerales, como el sulfato y el calcio (precipitados de CaSO4).

El MPC de sulfatos en el agua de los embalses para uso doméstico y potable es de 500 mg/l, el indicador límite de nocividad es organoléptico.

5.3. cloruros

Los cloruros están presentes en casi todas las aguas dulces superficiales y subterráneas, así como en el agua potable, en forma de sales metálicas. Si el cloruro de sodio está presente en el agua, ya tiene un sabor salado en concentraciones superiores a 250 mg/l; en el caso de los cloruros de calcio y magnesio, la salinidad del agua se produce a concentraciones superiores a 1000 mg/l. Es por el indicador organoléptico - sabor que se estableció el MPC para agua potable para cloruros (350 mg / l), el indicador límite de nocividad es organoléptico.
En los procesos industriales de concentración de soluciones, intercambio iónico, salado, etc., se pueden formar grandes cantidades de cloruros, formando aguas residuales con un alto contenido en anión cloruro.
Las altas concentraciones de cloruros en el agua potable no tienen efectos tóxicos en los seres humanos, aunque las aguas salinas son muy corrosivas para los metales, afectan negativamente el crecimiento de las plantas y provocan la salinización del suelo.

6. Residuo seco

El residuo seco caracteriza el contenido de sustancias disueltas no volátiles (principalmente minerales) y sustancias orgánicas en el agua, cuyo punto de ebullición supera los 105-110 ° C.

El valor del residuo seco también se puede estimar mediante el método de cálculo. En este caso, es necesario sumar las concentraciones de sales minerales disueltas en agua, así como las sustancias orgánicas obtenidas como resultado de los análisis (el hidrocarbonato se suma en una cantidad del 50%). Para agua potable y natural, el residuo seco es prácticamente igual a la suma de las concentraciones másicas de aniones (carbonato, bicarbonato, cloruro, sulfato) y cationes (calcio y magnesio, así como las determinadas por el método de cálculo de sodio y potasio ).

El valor del residuo seco para las aguas superficiales de los embalses para uso doméstico y doméstico no debe exceder los 1000 mg/l (en algunos casos se permite hasta 1500 mg/l).

7. Dureza general, calcio y magnesio

La dureza del agua es una de las propiedades más importantes que tiene gran importancia al usar agua. Si hay iones metálicos en el agua que forman sales insolubles de ácidos grasos con jabón, entonces en esa agua es difícil formar espuma al lavar la ropa o lavarse las manos, lo que da como resultado una sensación de dureza. La dureza del agua tiene un efecto perjudicial en las tuberías cuando se usa agua en redes de calefacción, lo que lleva a la formación de incrustaciones. Por esta razón, se deben agregar al agua productos químicos especiales para "ablandar". La dureza del agua se debe a la presencia de sales minerales solubles y poco solubles, principalmente calcio (Ca2 + ") y magnesio (Mg2 +).

El valor de la dureza del agua puede variar mucho dependiendo del tipo de rocas y suelos que componen la cuenca de captación, así como de la estación y las condiciones climáticas. La dureza total del agua en lagos y ríos de la tundra, por ejemplo, es de 0,1-0,2 mg-eq/l, y en los mares, océanos, aguas subterráneas alcanza 80-100 mg-eq/l e incluso más (Mar Muerto) . En mesa. 11 muestra los valores de la dureza total del agua de algunos ríos y embalses en Rusia.

Los valores de la dureza total del agua de algunos ríos y embalses en Rusia.

De todas las sales relacionadas con la dureza se distinguen las sales, los bicarbonatos, los sulfatos y los cloruros. El contenido de otras sales solubles de calcio y magnesio en las aguas naturales suele ser muy bajo. La dureza adherida al agua por los hidrocarburos se denomina hidrocarbonada, o temporal, porque. Los hidrocarburos al hervir el agua (más precisamente, a una temperatura superior a 60 ° C) se descomponen con la formación de carbonatos poco solubles (Mg (HC03) 2 en aguas naturales es menos común que Ca (HCO3) 2, ya que las rocas de magnesita no son común Por lo tanto, en aguas dulces, prevalece la llamada dureza de calcio):

CaHCO3>CaCO3v+H2O+CO2

En condiciones naturales, la reacción anterior es reversible, sin embargo, cuando las aguas subterráneas (subterráneas), que tienen una dureza temporal significativa, salen a la superficie, el equilibrio se desplaza hacia la formación de CO2, que se elimina a la atmósfera. Este proceso conduce a la descomposición de bicarbonatos y la precipitación de CaCO3 y MgCO3. De esta forma se forman variedades de rocas carbonatadas denominadas tobas calcáreas.
En presencia de disueltos en agua dióxido de carbono tiene lugar la reacción inversa. Así es como ocurre la disolución o lavado de las rocas carbonatadas en condiciones naturales.

La dureza debida a cloruros o sulfatos se llama constante, porque. estas sales son estables cuando se calientan y se hierven en agua.
Dureza total del agua, es decir el contenido total de sales solubles de calcio y magnesio, se denomina "dureza total".

Debido al hecho de que las sales de dureza son sales de diferentes cationes que tienen diferentes pesos moleculares, la concentración de sales de dureza, o dureza del agua, se mide en unidades de concentración equivalente: el número de g-eq / l o mg-eq / l. Con una dureza de hasta 4 mg-eq/l, el agua se considera blanda; de 4 a 8 meq/l - dureza media; de 8 a 12 meq/l - dura; más de 12 meq/l - muy dura (existe también otra clasificación del agua según grados de dureza)/l), el indicador limitante de nocividad es organoléptico.

El valor permisible de la dureza total para agua potable y fuentes de suministro centralizado de agua no es más de 7 mg-eq / l (en algunos casos, hasta 10 mg-eq / l), el indicador limitante de nocividad es organoléptico.

8. Contenido total de sal

Para calcular el contenido de sal total por la suma de las concentraciones de masa de los principales aniones en forma de equivalente de miligramos, sus concentraciones de masa determinadas durante el análisis y expresadas en mg / l se multiplican por los coeficientes indicados en la Tabla. 12, después de lo cual se resumen.

Factores de conversión de concentración

La concentración del catión potasio en este cálculo (para aguas naturales) se tiene en cuenta convencionalmente como la concentración del catión sodio. El resultado obtenido se redondea a números enteros (mg/l)

9. Oxígeno disuelto
El oxígeno siempre está presente en forma disuelta en las aguas superficiales. El contenido de oxígeno disuelto (OD) en el agua caracteriza el régimen de oxígeno de un reservorio y es de suma importancia para evaluar el estado ecológico y sanitario de un reservorio. El oxígeno debe estar contenido en el agua en cantidades suficientes, proporcionando condiciones para la respiración de los organismos acuáticos. También es necesario para la autopurificación de los cuerpos de agua, ya que participa en los procesos de oxidación de impurezas orgánicas y de otro tipo, y en la descomposición de organismos muertos. Una disminución en la concentración de RK indica un cambio en los procesos biológicos en el reservorio, contaminación del reservorio con sustancias bioquímicamente oxidadas intensamente (principalmente orgánicas). El consumo de oxígeno también está determinado por los procesos químicos de oxidación de las impurezas contenidas en el agua, así como por la respiración de los organismos acuáticos.
El oxígeno ingresa al reservorio al disolverse al entrar en contacto con el aire (absorción), así como también como resultado de la fotosíntesis de las plantas acuáticas, es decir, como resultado de procesos fisicoquímicos y bioquímicos. El oxígeno también ingresa a los cuerpos de agua con agua de lluvia y nieve. Por lo tanto, hay muchas razones que provocan un aumento o disminución en la concentración de oxígeno disuelto en el agua.
El oxígeno disuelto en agua se encuentra en forma de moléculas de O2 hidratadas. El contenido de oxígeno depende de la temperatura, la presión atmosférica, el grado de turbulencia del agua, la precipitación, la salinidad del agua, etc. En cada valor de temperatura, existe una concentración de oxígeno en equilibrio, que se puede determinar a partir de tablas de referencia especiales compiladas para la presión atmosférica normal. Se supone que el grado de saturación del agua con oxígeno, correspondiente a la concentración de equilibrio, es del 100%. La solubilidad del oxígeno aumenta con la disminución de la temperatura y la mineralización, y con el aumento de la presión atmosférica.
En las aguas superficiales, el contenido de oxígeno disuelto puede oscilar entre 0 y 14 mg/l y está sujeto a importantes fluctuaciones estacionales y diarias. Una deficiencia significativa de oxígeno puede ocurrir en cuerpos de agua eutrofizados y muy contaminados. Una disminución de la concentración de DO a 2 mg/l provoca una muerte masiva de peces y otros organismos acuáticos.

En el agua de los embalses en cualquier época del año hasta las 12 horas, la concentración de RK debe ser de al menos 4 mg/l. El MPC de oxígeno disuelto en agua para embalses de pesca se establece en 6 mg/l (para especies valiosas de peces) o 4 mg/l (para otras especies).
El oxígeno disuelto es un componente muy inestable de la composición química de las aguas. Al determinarlo, el muestreo debe realizarse con especial cuidado: es necesario evitar el contacto del agua con el aire hasta que se fije el oxígeno (ligándolo a un compuesto insoluble).
Durante el análisis del agua, se determina la concentración de RK (en mg / l) y el grado de saturación del agua con ella (en%) en relación con el contenido de equilibrio a una temperatura y presión atmosférica dadas.
El control del contenido de oxígeno en el agua es un problema de suma importancia, que interesa a casi todos los sectores de la economía nacional, incluyendo la metalurgia ferrosa y no ferrosa, la industria química, la agricultura, la medicina, la biología, la industria pesquera y alimentaria, y servicios ambientales. El contenido de RK se determina tanto en aguas naturales no contaminadas como en aguas residuales después del tratamiento. Los procesos de tratamiento de aguas residuales van siempre acompañados del control del contenido de oxígeno. La determinación de DO es parte del análisis para determinar otro indicador importante de la calidad del agua: la demanda bioquímica de oxígeno (DBO).

10. Demanda bioquímica de oxígeno (DBO)
Las sustancias orgánicas están siempre presentes en el agua natural de los embalses. En ocasiones, sus concentraciones pueden ser muy bajas (por ejemplo, en aguas de manantial y de deshielo). Las fuentes naturales de sustancias orgánicas son los restos en descomposición de organismos de origen vegetal y animal, tanto los que viven en el agua como los que caen al embalse desde el follaje, a través del aire, desde las orillas, etc. Además de las fuentes naturales, también existen fuentes tecnogénicas de sustancias orgánicas: empresas de transporte (productos del petróleo), plantas procesadoras de pulpa y papel y madera (ligninas), plantas procesadoras de carne (compuestos proteicos), efluentes agrícolas y fecales, etc. Los contaminantes orgánicos ingresan al reservorio de diferentes maneras, principalmente con aguas residuales y lavados superficiales de lluvia del suelo.
En condiciones naturales, las sustancias orgánicas en el agua son destruidas por bacterias, experimentando una oxidación bioquímica aeróbica con la formación de dióxido de carbono. En este caso, el oxígeno disuelto en agua se consume para la oxidación. En cuerpos de agua con un alto contenido de materia orgánica, la mayor parte de la AR se consume para la oxidación bioquímica, privando así de oxígeno a otros organismos. Al mismo tiempo, aumenta el número de organismos más resistentes a un bajo contenido de AR, desaparecen las especies amantes del oxígeno y aparecen especies tolerantes a la deficiencia de oxígeno. Así, en el proceso de oxidación bioquímica de sustancias orgánicas en el agua, la concentración de OD disminuye, y esta disminución es indirectamente una medida del contenido de sustancias orgánicas en el agua. El indicador correspondiente de la calidad del agua, que caracteriza el contenido total de sustancias orgánicas en el agua, se denomina demanda bioquímica de oxígeno (DBO).
La determinación de DBO se basa en la medición de la concentración de AR en una muestra de agua inmediatamente después del muestreo, así como también después de la incubación de la muestra. La incubación de la muestra se lleva a cabo sin acceso de aire en un matraz de oxígeno (es decir, en el mismo recipiente donde se determina el valor de RK) durante el tiempo necesario para que se produzca la reacción de oxidación bioquímica.
Dado que la velocidad de la reacción bioquímica depende de la temperatura, la incubación se lleva a cabo en un modo de temperatura constante (20 ± 1) °C, y la precisión del análisis de DBO depende de la precisión del mantenimiento del valor de temperatura. Por lo general, la DBO se determina para 5 días de incubación (DBO5) (DBO10 para 10 días y DBO total para 20 días también se puede determinar (en este caso, aproximadamente el 90 y el 99 % de las sustancias orgánicas se oxidan, respectivamente)), sin embargo, el contenido de algunos compuestos se caracteriza de manera más informativa por el valor de DBO durante 10 días o por el período de oxidación completa (DBO10 o DBOtotal, respectivamente). La iluminación de la muestra también puede introducir un error en la determinación de la DBO, lo que afecta la actividad vital de los microorganismos y puede, en algunos casos, causar oxidación fotoquímica. Por lo tanto, la incubación de la muestra se realiza sin acceso a la luz (en un lugar oscuro).
El valor de DBO aumenta con el tiempo, alcanzando un cierto valor máximo - DBOtotal; además, los contaminantes de diversa naturaleza pueden aumentar (disminuir) el valor de DBO. La dinámica del consumo bioquímico de oxígeno durante la oxidación de sustancias orgánicas en el agua se muestra en la Fig. 8.

Arroz. 8. Dinámica del consumo bioquímico de oxígeno:

a - sustancias fácilmente oxidables ("biológicamente blandas"): azúcares, formaldehído, alcoholes, fenoles, etc.;
c - sustancias normalmente oxidantes - naftoles, cresoles, tensioactivos aniónicos, sulfanol, etc.;
c - sustancias fuertemente oxidadas ("biológicamente rígidas") - tensioactivos no iónicos, hidroquinona, etc.

Así, la DBO es la cantidad de oxígeno en (mg) necesaria para la oxidación de la materia orgánica en 1 litro de agua en condiciones aeróbicas, sin acceso a la luz, a 20 °C, durante un período determinado como consecuencia de procesos bioquímicos que ocurren en agua.
Se supone tentativamente que la DBO5 es aproximadamente el 70% de la DBOtot, pero puede ser del 10 al 90% dependiendo de la sustancia oxidante.
Una característica de la oxidación bioquímica de sustancias orgánicas en el agua es el proceso de nitrificación que la acompaña, que distorsiona la naturaleza del consumo de oxígeno.

2NH4++ЗO2=2HNO2+2H2О+2Н++Q
2HNO2+O2=2HNO3+Q
donde: Q es la energía liberada durante las reacciones.

Arroz. 9. Cambio en la naturaleza del consumo de oxígeno durante la nitrificación.

La nitrificación se produce bajo la influencia de bacterias nitrificantes especiales: Nitrozomonas, Nitrobacter, etc. Estas bacterias proporcionan la oxidación de los compuestos que contienen nitrógeno que generalmente están presentes en las aguas naturales contaminadas y en algunas aguas residuales, y por lo tanto contribuyen a la conversión de nitrógeno, primero a partir de amonio. a nitrito, y luego a formas de nitrato

El proceso de nitrificación también ocurre durante la incubación de la muestra en botellas de oxígeno. La cantidad de oxígeno utilizada para la nitrificación puede ser varias veces mayor que la cantidad de oxígeno requerida para la oxidación bioquímica de compuestos orgánicos que contienen carbono. El comienzo de la nitrificación se puede fijar como mínimo en el gráfico de incrementos diarios de DBO durante el período de incubación. La nitrificación comienza aproximadamente el séptimo día de incubación (ver Fig. 9), por lo tanto, al determinar la DBO durante 10 o más días, es necesario introducir sustancias especiales en la muestra, inhibidores que suprimen la actividad vital de las bacterias nitrificantes, pero no no afectar la microflora habitual (es decir, en bacterias - oxidantes de compuestos orgánicos). Como inhibidor se utiliza la tiourea (tiocarbamida), que se inyecta en la muestra o en el agua de dilución a una concentración de 0,5 mg/ml.

Si bien las aguas residuales tanto naturales como domésticas contienen una gran cantidad de microorganismos que pueden desarrollarse debido a las sustancias orgánicas contenidas en el agua, muchos tipos de aguas residuales industriales son estériles o contienen microorganismos que no son capaces de procesar aeróbicamente las sustancias orgánicas. Sin embargo, los microbios pueden adaptarse (adaptarse) a la presencia de varios compuestos, incluidos los tóxicos. Por lo tanto, en el análisis de dichas aguas residuales (generalmente se caracterizan por un mayor contenido de sustancias orgánicas), generalmente se usa la dilución con agua saturada con oxígeno y que contiene aditivos de microorganismos adaptados. Al determinar la DBOtot de aguas residuales industriales, la adaptación preliminar de la microflora es crucial para obtener los resultados de análisis correctos, porque. la composición de tales aguas a menudo incluye sustancias que ralentizan en gran medida el proceso de oxidación bioquímica y, a veces, tienen un efecto tóxico en la microflora bacteriana.
Para el estudio de diversas aguas residuales industriales que son difíciles de oxidar bioquímicamente, el método utilizado se puede utilizar en la variante de determinación de la DBO "total" (DBOtotal).
Si la muestra tiene un contenido muy alto de materia orgánica, se agrega agua diluida a la muestra. Para lograr la máxima precisión en el análisis de DBO, la muestra analizada o la mezcla de la muestra con agua de dilución debe contener una cantidad de oxígeno tal que durante el período de incubación se produzca una disminución de su concentración de 2 mg/l o más, y el oxígeno restante la concentración después de 5 días de incubación debe ser de al menos 3 mg/l. Si el contenido de AR en el agua no es suficiente, la muestra de agua se airea previamente para saturar el aire con oxígeno. Se considera que el resultado más correcto (preciso) es el resultado de dicha determinación, en la que se consume aproximadamente el 50% del oxígeno originalmente presente en la muestra.
En aguas superficiales, el valor de DBO5 oscila entre 0,5 y 5,0 mg/l; está sujeto a cambios estacionales y diarios, que dependen principalmente de los cambios de temperatura y de la actividad fisiológica y bioquímica de los microorganismos. Los cambios en la DBO5 de los cuerpos de agua naturales son bastante significativos cuando están contaminados por aguas residuales.

Estándar para DBOtot. no debe exceder: para embalses de uso doméstico y agua potable - 3 mg/l para embalses de uso cultural y doméstico - 6 mg/l. En consecuencia, es posible estimar los valores máximos permisibles de DBO5 para los mismos cuerpos de agua, que son aproximadamente 2 mg/l y 4 mg/l.

11. Elementos biogénicos

Los elementos biogénicos (biogens) son tradicionalmente considerados elementos que se incluyen, en cantidades significativas, en la composición de los organismos vivos. La gama de elementos clasificados como biogénicos es bastante amplia, estos son nitrógeno, fósforo, azufre, hierro, calcio, magnesio, potasio, etc.
Las cuestiones del control de la calidad del agua y la evaluación ambiental de las masas de agua han introducido un significado más amplio en el concepto de elementos biogénicos: incluyen compuestos (más precisamente, componentes del agua), que, en primer lugar, son los productos de desecho de varios organismos y, en segundo lugar, son " material de construcción» para los organismos vivos. En primer lugar, estos incluyen compuestos de nitrógeno (nitratos, nitritos, compuestos de amonio orgánicos e inorgánicos), así como fósforo (ortofosfatos, polifosfatos, ésteres orgánicos de ácido fosfórico, etc.). Los compuestos de azufre nos interesan en este sentido, en menor medida, ya que consideramos los sulfatos en el aspecto de un componente de la composición mineral del agua, y los sulfuros e hidrosulfitos, si están presentes en las aguas naturales, entonces en concentraciones muy pequeñas, y se puede detectar por el olfato.

11.1. nitratos
Los nitratos son sales de ácido nítrico y se encuentran comúnmente en el agua.. El anión nitrato contiene un átomo de nitrógeno en el estado de máxima oxidación "+5". Las bacterias formadoras de nitrato (fijadoras de nitrato) convierten el nitrito en nitrato en condiciones aeróbicas. Bajo la influencia de la radiación solar, el nitrógeno atmosférico (N2) también se convierte predominantemente en nitratos mediante la formación de óxidos de nitrógeno. Muchos fertilizantes minerales contienen nitratos que, si se aplican en exceso o de forma inadecuada al suelo, provocan la contaminación del agua. Las fuentes de contaminación por nitratos también son la escorrentía superficial de pastizales, corrales, granjas lecheras, etc.
El aumento del contenido de nitratos en el agua puede servir como indicador de la contaminación del embalse como resultado de la propagación de la contaminación fecal o química (agrícola, industrial). Las zanjas ricas en agua nitrada empeoran la calidad del agua en un embalse, estimulando el desarrollo masivo de vegetación acuática (principalmente algas verdeazuladas) y acelerando la eutrofización de los embalses. El agua potable y los alimentos que contienen altas cantidades de nitratos también pueden causar enfermedades, especialmente en los bebés (la llamada metahemoglobinemia). Como consecuencia de este trastorno, empeora el transporte de oxígeno con las células sanguíneas y se produce el síndrome del “bebé azul” (hipoxia). Al mismo tiempo, las plantas no son tan sensibles al aumento del contenido de nitrógeno en el agua como el fósforo.

11.2. Fosfatos y fósforo total
En aguas naturales y residuales, el fósforo puede estar presente en diferentes formas. En estado disuelto (a veces dicen - en la fase líquida del agua analizada), puede estar en forma de ácido fosfórico (H3P04) y sus aniones (H2P04-, HP042-, P043-), en forma de meta -, piro- y polifosfatos (estas sustancias se utilizan para prevenir la formación de incrustaciones, también forman parte de detergentes). Además, existe una variedad de compuestos organofosforados - ácidos nucleicos, nucleoproteínas, fosfolípidos, etc., que también pueden estar presentes en el agua, siendo productos de la actividad vital o descomposición de los organismos. Los compuestos organofosforados también incluyen algunos pesticidas.
El fósforo también puede estar contenido en estado no disuelto (en la fase sólida del agua), presente en forma de fosfatos poco solubles suspendidos en el agua, incluidos minerales naturales, proteínas, compuestos orgánicos que contienen fósforo, restos de organismos muertos, etc. Fósforo en estado sólido en cuerpos de agua naturales se encuentra generalmente en los sedimentos del fondo, pero puede ocurrir, y en grandes cantidades, en aguas residuales y aguas naturales contaminadas.
El fósforo es un elemento esencial para la vida, pero su exceso conduce a la eutrofización acelerada de los cuerpos de agua. Grandes cantidades de fósforo pueden ingresar a los cuerpos de agua como resultado de procesos naturales y antropogénicos: erosión del suelo superficial, uso inadecuado o excesivo de fertilizantes minerales, etc.
El MPC de los polifosfatos (tripolifosfato y hexametafosfato) en el agua de los embalses es de 3,5 mg/l en términos de anión ortofosfato PO43-, el indicador limitante de nocividad es organoléptico.

11.3. Amonio

Los compuestos de amonio contienen un átomo de nitrógeno en el estado de oxidación mínimo "-3".
Los cationes de amonio son producto de la descomposición microbiológica de proteínas de origen animal y vegetal. El amonio así formado vuelve a estar implicado en el proceso de síntesis de proteínas, participando así en el ciclo biológico de las sustancias (ciclo del nitrógeno). Por ello, el amonio y sus compuestos suelen estar presentes en pequeñas concentraciones en las aguas naturales.
Hay dos fuentes principales de contaminación ambiental con compuestos de amonio. Los compuestos de amonio en grandes cantidades forman parte de los fertilizantes minerales y orgánicos, cuyo uso excesivo e inadecuado conduce a la correspondiente contaminación de los cuerpos de agua. Además, los compuestos de amonio están presentes en cantidades significativas en las aguas residuales (heces). Las impurezas que no se eliminen adecuadamente pueden penetrar en las aguas subterráneas o ser arrastradas por la escorrentía superficial hacia los cuerpos de agua. Los efluentes de pasturas y lugares de reunión de ganado, las aguas residuales de los complejos ganaderos, así como los efluentes domésticos y fecales domésticos siempre contienen grandes cantidades de compuestos de amonio. La contaminación peligrosa de las aguas subterráneas con heces domésticas y aguas residuales domésticas ocurre cuando se despresuriza el sistema de alcantarillado. Por estas razones, los niveles elevados de nitrógeno amónico en las aguas superficiales suelen ser un signo de contaminación fecal doméstica.
El MPC para el amoníaco y los iones de amonio en el agua de los embalses es de 2,6 mg/l (o 2,0 mg/l para el nitrógeno amónico). El indicador limitante de la nocividad es el sanitario general.

11.4. Nitritos

Los nitritos son sales de ácido nitroso.
Los aniones de nitrito son productos intermedios de la descomposición biológica de compuestos orgánicos que contienen nitrógeno. y contienen átomos de nitrógeno en el estado de oxidación intermedio "+3". Las bacterias nitrificantes convierten los compuestos de amonio en nitritos en condiciones aeróbicas. Algunos tipos de bacterias también pueden reducir los nitratos a nitritos en el curso de su actividad vital, pero esto ya ocurre en condiciones anaeróbicas. Los nitritos se utilizan a menudo en la industria como inhibidores de la corrosión y en la industria alimentaria como conservantes.
Debido a la capacidad de convertirse en nitratos, los nitritos generalmente están ausentes de las aguas superficiales. Por tanto, la presencia de un mayor contenido de nitritos en el agua analizada indica contaminación del agua, y teniendo en cuenta los compuestos nitrogenados parcialmente transformados de una forma a otra.
El MPC de nitritos (según NO2-) en el agua de los embalses es de 3,3 mg/l (o 1 mg/l de nitrógeno nitrito), el indicador límite de nocividad es sanitario-toxicológico.

12. Flúor (fluoruros)

El flúor en forma de fluoruros puede estar contenido en aguas naturales y subterráneas, lo que se debe a su presencia en la composición de algunas rocas y minerales que forman el suelo (principal). Este elemento se puede añadir al agua de bebida para prevenir la caries. Sin embargo, cantidades excesivas de fluoruro tienen un efecto nocivo en los humanos, provocando la destrucción del esmalte dental. Además, un exceso de flúor en el cuerpo precipita el calcio, lo que provoca alteraciones en el metabolismo del calcio y el fósforo. Por estas razones, la determinación de fluoruro en el agua potable, así como en las aguas subterráneas (por ejemplo, agua de pozos y pozos artesianos) y agua de cuerpos de agua potable, es muy importante.
MPC para flúor en agua potable para diferentes regiones climáticas varía de 0,7 a 1,5 mg/l, el indicador límite de nocividad es sanitario-tóxico.

13. Metales

13.1. Total de hierro

El hierro es uno de los elementos más comunes en la naturaleza. Su contenido en la corteza terrestre es de alrededor del 4,7% en peso, por lo que el hierro, en cuanto a su prevalencia en la naturaleza, suele denominarse macroelemento.
Se conocen más de 300 minerales que contienen compuestos de hierro. Entre ellos se encuentran el mineral de hierro magnético α-FeO(OH), mineral de hierro marrón Fe3O4x H2O, hematita (mineral de hierro rojo), hemita (mineral de hierro marrón), hidrogoetita, siderita FeCO3, piritas magnéticas FeSx, (x = 1-1,4), nódulos de ferromanganeso y otros El hierro también es un microelemento vital para los organismos vivos y las plantas; un elemento necesario para la vida en pequeñas cantidades.
En bajas concentraciones, el hierro siempre se encuentra en casi todas las aguas naturales (hasta 1 mg/l con MPC para la cantidad de hierro 0,3 mg/l) y especialmente en las aguas residuales. El hierro puede llegar a estos últimos de las aguas residuales (aguas residuales) de los talleres de decapado y galvanoplastia, áreas de preparación de superficies metálicas, aguas residuales del teñido de telas, etc.
El hierro forma 2 tipos de sales solubles, formando cationes Fe2+ y Fe3+, sin embargo, el hierro se puede encontrar en solución en muchas otras formas, en particular:
1) en forma de soluciones verdaderas (aquacomplejos) 2+ que contienen hierro (II). En el aire, el hierro (II) se oxida rápidamente a hierro (III), cuyas soluciones tienen un color marrón debido a la rápida formación de hidroxocompuestos (las propias soluciones de Fe2+ y Fe3+ son prácticamente incoloras);
2) en forma de soluciones coloidales por peptización (descomposición de partículas agregadas) de hidróxido de hierro bajo la influencia de compuestos orgánicos;
3) en forma de compuestos complejos con ligandos orgánicos e inorgánicos. Estos incluyen carbonilos, complejos de arenos (con derivados del petróleo y otros hidrocarburos), 4-hexacianoferratos, etc.
En forma insoluble, el hierro puede estar presente en forma de diversas partículas minerales sólidas de diversas composiciones suspendidas en agua.
A pH> 3,5, el hierro (III) existe en una solución acuosa solo en forma de complejo, convirtiéndose gradualmente en un hidróxido. A pH> 8, el hierro (II) también existe en forma de un complejo acuoso, que se oxida a través de la etapa de formación de hierro (III):

Fe (II) > Fe (III) > FeO (OH) x H2O

Así, dado que los compuestos de hierro en el agua pueden existir en diversas formas, tanto en solución como en partículas suspendidas, sólo se pueden obtener resultados precisos determinando el hierro total en todas sus formas, el llamado "hierro total".
La determinación separada del hierro (II) y (III), sus formas insoluble y soluble, da resultados menos fiables en cuanto a la contaminación del agua por compuestos de hierro, aunque a veces se hace necesario determinar el hierro en sus formas individuales.
La transferencia de hierro a una forma soluble adecuada para el análisis se lleva a cabo agregando una cierta cantidad de ácido fuerte (nítrico, clorhídrico, sulfúrico) a la muestra a pH 1-2.
El rango de concentraciones determinadas de hierro en agua es de 0,1 a 1,5 mg/l. La determinación también es posible a una concentración de hierro de más de 1,5 mg/l después de la dilución adecuada de la muestra con agua limpia.

El MPC del hierro total en el agua de los embalses es de 0,3 mg/l, el indicador límite de nocividad- organoléptico.

13.2. Cantidad de metales pesados
Hablando sobre el aumento de la concentración de metales en el agua, por regla general, implican su contaminación con metales pesados ​​(Cad, Pb, Zn, Cr, Ni, Co, Hg, etc.). Los metales pesados, al pasar al agua, pueden existir en forma de sales tóxicas solubles y compuestos complejos (a veces muy estables), partículas coloidales, precipitación (metales libres, óxidos, hidróxidos, etc.). Las principales fuentes de contaminación del agua con metales pesados ​​son las industrias galvánicas, las empresas de minería, la metalurgia ferrosa y no ferrosa, las plantas de construcción de maquinaria, etc. Los metales pesados ​​​​en el reservorio causan una serie de consecuencias negativas: ingresar a la cadena alimentaria y violar la composición elemental de los tejidos biológicos, tienen efectos tóxicos directos o indirectos sobre los organismos acuáticos. Los metales pesados ​​ingresan al cuerpo humano a través de las cadenas alimenticias.
Metales pesados ​​por naturaleza. impacto biológico se puede dividir en tóxicos y microelementos, que tienen una naturaleza fundamentalmente diferente del impacto en los organismos vivos. La naturaleza de la dependencia del efecto ejercido por un elemento sobre los organismos, según su concentración en el agua (y, por lo tanto, por regla general, en los tejidos corporales), se muestra en la Fig. diez.

Como puede verse en la fig. 10, los tóxicos tienen un efecto negativo sobre los organismos a cualquier concentración, mientras que los microelementos tienen un área de deficiencia que provoca un efecto negativo (menor que Ci), y un área de concentraciones necesarias para la vida, cuando se excede, un efecto negativo vuelve a ocurrir (más de C2). Los tóxicos típicos son cadmio, plomo, mercurio; microelementos - manganeso, cobre, cobalto.
A continuación proporcionamos una breve información sobre las propiedades fisiológicas (incluidas las tóxicas) de algunos metales, generalmente clasificados como pesados.

Cobre. El cobre es un oligoelemento que se encuentra en el cuerpo humano principalmente en forma de compuestos orgánicos complejos y juega un papel importante en los procesos de hematopoyesis. La reacción de los cationes Cu2+ con los grupos SH de las enzimas juega un papel decisivo en los efectos nocivos del exceso de cobre. Los cambios en el contenido de cobre en el suero y la piel provocan los fenómenos de despigmentación de la piel (vitíligo). El envenenamiento con compuestos de cobre puede provocar trastornos del sistema nervioso, deterioro de la función hepática y renal, etc. El MPC de cobre en el agua de los embalses para beber y fines culturales es de 1,0 mg/l, el indicador límite de nocividad es organoléptico.

Zinc. El zinc es un oligoelemento y está incluido en la composición de algunas enzimas. Se encuentra en sangre (0.5-0.6), tejidos blandos (0.7-5.4), huesos (10-18), cabello (16-22 mg%), (unidad de medida de bajas concentraciones, 1 mg %=10- 3), es decir, principalmente en huesos y cabello. Está en el cuerpo en equilibrio dinámico, que cambia en condiciones de altas concentraciones en el medio ambiente. El impacto negativo de los compuestos de zinc puede expresarse en el debilitamiento del cuerpo, aumento de la morbilidad, fenómenos similares al asma, etc. El MPC del zinc en el agua de los embalses es de 1,0 mg/l, el indicador límite de nocividad es sanitario general.

Cadmio. Los compuestos de cadmio son altamente tóxicos. Actúan en muchos sistemas del cuerpo: los órganos respiratorios y el tracto gastrointestinal, los sistemas nerviosos central y periférico. El mecanismo de acción de los compuestos de cadmio es inhibir la actividad de una serie de enzimas, la interrupción del metabolismo del fósforo y el calcio, los trastornos metabólicos de los microelementos (Zn, Cu, Pe, Mn, Se). El MPC de cadmio en el agua de embalses es de 0,001 mg/l, el indicador límite de nocividad es sanitario-toxicológico.

Mercurio . El mercurio pertenece a los ultramicroelementos y está constantemente presente en el organismo, actuando con los alimentos. Compuestos inorgánicos de mercurio (en primer lugar, los cationes Hg reaccionan con los grupos SH de proteínas ("venenos de tiol"), así como con grupos carboxilo y amina de proteínas tisulares, formando compuestos complejos fuertes: metaloproteínas. Como resultado, disfunciones profundas de el sistema nervioso central produce metilmercurio, que es altamente soluble en los tejidos lipídicos y penetra rápidamente en los órganos vitales, incluido el cerebro. Como resultado, se producen cambios en el sistema nervioso autónomo, formaciones nerviosas periféricas, en el corazón, vasos sanguíneos, órganos hematopoyéticos, hígado, etc., alteraciones en el estado inmunobiológico del organismo Los compuestos de mercurio también tienen un efecto embriotóxico (provocan daños en el feto en mujeres embarazadas), sanitario y toxicológico.

Plomo. Los compuestos de plomo son venenos que afectan a todos los seres vivos, pero provocan alteraciones sobre todo en el sistema nervioso, la sangre y los vasos sanguíneos. Suprime muchos procesos enzimáticos. Los niños son más susceptibles a la exposición al plomo que los adultos. Tienen efectos embriotóxicos y teratogénicos, provocan encefalopatía y daño hepático y suprimen la inmunidad. Los compuestos orgánicos de plomo (tetrametil plomo, tetraetilo de plomo) son fuertes venenos para los nervios, líquidos volátiles. Son inhibidores activos Procesos metabólicos. Todos los compuestos de plomo se caracterizan por un efecto acumulativo. El MPC de plomo en el agua de embalses es de 0,03 mg/l, el indicador limitante es sanitario-toxicológico.
El valor máximo permitido aproximado para la cantidad de metales en el agua es de 0,001 mmol/l (GOST 24902). Los valores de MPC para el agua de los reservorios de metales individuales se dan anteriormente al describir su impacto fisiológico.

14. Cloro activo

El cloro puede existir en el agua no solo en la composición de los cloruros, sino también en la composición de otros compuestos con fuertes propiedades oxidantes. Dichos compuestos de cloro incluyen cloro libre (CL2), anión hapoclorito (СlO-), ácido hipocloroso (НClO), cloraminas (sustancias que, cuando se disuelven en agua, forman monocloramina NH2Cl, dicloramina NHCl2, tricloramina NCl3). El contenido total de estos compuestos se denomina el término "cloro activo".
Las sustancias que contienen cloro activo se dividen en dos grupos: los agentes oxidantes fuertes - cloro, hipocloritos y ácido hipocloroso - contienen el llamado "cloro activo libre", y los agentes oxidantes relativamente menos débiles - cloraminas - "cloro activo ligado". Debido a sus fuertes propiedades oxidantes, los compuestos de cloro activo se utilizan para la desinfección (desinfección) de agua potable y agua de piscinas, así como para el tratamiento químico de algunas aguas residuales. Además, algunos compuestos que contienen cloro activo (por ejemplo, polvo de blanquear) son ampliamente utilizados para eliminar focos de propagación de contaminación infecciosa.
El más utilizado para la desinfección del agua potable es el cloro libre, que al disolverse en agua se desproporciona según la reacción:

Сl2+Н2О=Н++Сl-+HOСl

En agua natural, no se permite el contenido de cloro activo; en el agua potable, su contenido se establece en términos de cloro al nivel de 0,3-0,5 mg/l en forma libre y al nivel de 0,8-1,2 mg/l en forma ligada (En este caso, el rango de concentración de cloro activo se da, porque a concentraciones más bajas es posible una situación desfavorable en cuanto a indicadores microbiológicos, y a concentraciones más altas, un exceso directamente sobre el cloro activo.). El cloro activo en las concentraciones indicadas está presente en el agua potable durante un breve período de tiempo (no más de unas pocas decenas de minutos) y se elimina por completo incluso con agua hirviendo a corto plazo. Por esta razón, el análisis de la muestra seleccionada para el contenido de cloro activo debe realizarse de inmediato.
El interés en el control del cloro en el agua, especialmente en el agua potable, ha aumentado después de darse cuenta de que la cloración del agua conduce a la formación de cantidades apreciables de hidrocarburos clorados que son perjudiciales para la salud pública. De particular peligro es la cloración del agua potable contaminada con fenol. El MPC para fenoles en el agua potable en ausencia de cloración del agua potable es de 0,1 mg/l, y en condiciones de cloración (en este caso, se forman clorofenoles mucho más tóxicos y con un fuerte olor característico) - 0,001 mg/l. Reacciones químicas similares pueden ocurrir con la participación de compuestos orgánicos de origen natural o tecnogénico, lo que lleva a varios compuestos organoclorados tóxicos: xenobióticos.
El indicador limitante de la nocividad del cloro activo es el sanitario general.

15. Evaluación integral y completa de la calidad del agua

Cada uno de los indicadores de la calidad del agua por separado, aunque lleva información sobre la calidad del agua, todavía no puede servir como una medida de la calidad del agua, porque. no permite juzgar los valores de otros indicadores, aunque a veces sucede indirectamente, se asocia a algunos de ellos. Por ejemplo, un mayor valor de DBO5 en comparación con la norma indica indirectamente un mayor contenido de sustancias orgánicas fácilmente oxidables en el agua, un mayor valor de conductividad eléctrica indica un mayor contenido de sal, etc. Al mismo tiempo, el resultado de evaluar la calidad del agua debe haber algunos indicadores integrales que cubran los principales indicadores de la calidad del agua (o aquellos para los que se registran problemas).
En el caso más simple, si hay resultados para varios indicadores estimados, se puede calcular la suma de las concentraciones reducidas de los componentes, es decir la relación de sus concentraciones reales a MPC (regla de la suma). El criterio para la calidad del agua cuando se utiliza la regla de la sumatoria es el cumplimiento de la desigualdad:

Cabe señalar que la suma de las concentraciones dadas según GOST 2874 solo se puede calcular para productos químicos con el mismo indicador de peligro limitante: organoléptico y sanitario-toxicológico.
Si los resultados de los análisis están disponibles para un número suficiente de indicadores, es posible determinar las clases de calidad del agua, que son una característica integral de la contaminación del agua superficial. Las clases de calidad están determinadas por el índice de contaminación del agua (WPI), que se calcula como la suma de los valores reales de 6 indicadores principales de la calidad del agua reducidos a MPC según la fórmula:

El valor WPI se calcula para cada punto de muestreo (sitio). Más allá de la mesa. 14, según el valor de WPI, determine la clase de calidad del agua.

Características de la evaluación integral de la calidad del agua

Al calcular el WPI, los 6 indicadores principales, los llamados "limitados", sin falta, incluyen la concentración de oxígeno disuelto y el valor de DBO5, así como los valores de 4 indicadores más que son los más desfavorables para un reservorio dado (agua), o que tienen la concentración reducida más alta (relación Ci/MACi). Dichos indicadores, según la experiencia del monitoreo hidroquímico de cuerpos de agua, a menudo son los siguientes: el contenido de nitratos, nitritos, nitrógeno amónico (en forma de compuestos de amonio orgánicos e inorgánicos), metales pesados: cobre, manganeso, cadmio, etc. ., fenoles, pesticidas, productos derivados del petróleo, tensioactivos sintéticos ( Surfactantes - tensioactivos sintéticos. Hay tensioactivos no iónicos, catiónicos y aniónicos.), Lignosulfonatos. Para calcular el WPI, los indicadores se seleccionan independientemente del signo límite de nocividad, sin embargo, si las concentraciones dadas son iguales, se da preferencia a las sustancias que tienen un signo sanitario y toxicológico de nocividad (por regla general, tales sustancias tienen un relativamente mayor nocividad).

Obviamente, no todos los indicadores de calidad del agua enumerados pueden determinarse mediante métodos de campo. Las tareas de la evaluación integrada se complican aún más por el hecho de que para obtener datos al calcular el WPI, es necesario analizar una amplia gama de indicadores, con la selección de aquellos para los que se observan las concentraciones reducidas más altas. Si es imposible realizar un levantamiento hidroquímico de un reservorio para todos los indicadores de interés, es recomendable determinar qué componentes pueden ser contaminantes. Esto se hace sobre la base de un análisis de los resultados disponibles de estudios hidroquímicos de años anteriores, así como de información y supuestos sobre las posibles fuentes de contaminación del agua. Si no es posible realizar análisis de este componente por métodos de campo (surfactantes, pesticidas, productos petrolíferos, etc.), se deben tomar muestras y conservarlas cumpliendo las condiciones necesarias (ver Capítulo 5), después de lo cual se deben entregar las muestras al laboratorio para su análisis en el momento requerido.

Así, las tareas de evaluación integral de la calidad del agua prácticamente coinciden con las tareas de monitoreo hidroquímico, ya que para la conclusión final sobre la clase de calidad del agua, se necesitan los resultados de los análisis de una serie de indicadores durante un largo período.

Un enfoque interesante para evaluar la calidad del agua, desarrollado en los Estados Unidos. La Fundación Sanitaria Nacional de este país en 1970 desarrolló un indicador estándar generalizado de la calidad del agua (CQI), que se ha generalizado en América y algunos otros países. Al desarrollar el PCV, se utilizaron evaluaciones de expertos basadas en una amplia experiencia en la evaluación de la calidad del agua cuando se utiliza para consumo de agua doméstico e industrial, recreación acuática (natación y entretenimiento acuático, pesca), protección de animales acuáticos y peces, uso agrícola (riego, irrigación), uso comercial (navegación, energía hidroeléctrica, energía térmica), etc. PCV es un valor adimensional que puede tomar valores de 0 a 100. Dependiendo del valor de PCV, las siguientes estimaciones de la calidad del agua son posibles : 100-90 - excelente; 90-70 - bueno; 70-50 - mediocre; 50-25 - malo; El 25-0 es muy malo. Se ha establecido que el valor mínimo de PCV, en el que se cumplen la mayoría de los estándares estatales de calidad del agua, es de 50 a 58. Sin embargo, el agua en el depósito puede tener un valor de PCV mayor que el especificado y, al mismo tiempo, no cumplir con los estándares para ningún indicador individual.

El PCV se calcula en base a los resultados de determinar las 9 características del agua más importantes: indicadores parciales, y cada uno de ellos tiene su propio coeficiente de ponderación que caracteriza la prioridad de este indicador en la evaluación de la calidad del agua. Los indicadores particulares de la calidad del agua utilizados en el cálculo de PCV y sus factores de ponderación se dan en la Tabla. quince.

Coeficientes de ponderación de indicadores en el cálculo de PCV según los datos de la Fundación Sanitaria Nacional de EE. UU.

Como sigue de la tabla. 15 datos, los indicadores más significativos son el oxígeno disuelto y el número de Escherichia coli, lo cual es bastante comprensible si recordamos el papel ecológico más importante del oxígeno disuelto en el agua y el peligro para los humanos causado por el contacto con agua contaminada con heces.

Además de los coeficientes de peso que tienen un valor constante, se han desarrollado curvas de peso para cada indicador individual, caracterizando el nivel de calidad del agua (Q) para cada indicador, en función de su valor real determinado durante el análisis. Los gráficos de las curvas de peso se muestran en la fig. 11. Teniendo los resultados de análisis para indicadores particulares, las curvas de peso determinan los valores numéricos de la evaluación para cada uno de ellos. Estos últimos se multiplican por el factor de ponderación adecuado y reciben una puntuación de calidad para cada uno de los indicadores. Sumando las puntuaciones de todos los indicadores definidos, se obtiene el valor del PCV generalizado.

El PCV generalizado elimina en gran medida las falencias de la evaluación integral de la calidad del agua con el cálculo del WPI, ya que contiene un grupo de indicadores prioritarios específicos, que incluyen un indicador de contaminación microbiana.
Al evaluar la calidad del agua, además de la evaluación integral, que da como resultado la determinación de la clase de calidad del agua, así como la evaluación hidrobiológica por métodos de bioindicación, como resultado de lo cual se establece la clase de pureza, en ocasiones también existe el denominada evaluación integrada, que se basa en métodos de bioensayo.

Estos últimos también se refieren a métodos hidrobiológicos, pero se diferencian en que permiten determinar la reacción de la biota acuática a la contaminación utilizando varios organismos de prueba, tanto protozoos (ciliados, dafnias) como peces superiores (guppies). Tal reacción a veces se considera la más indicativa, especialmente en relación con la evaluación de la calidad de las aguas contaminadas (naturales y residuales) e incluso permite determinar cuantitativamente las concentraciones de compuestos individuales.

La seguridad del agua potable en términos de composición química está determinada por el cumplimiento de las siguientes normas:

Una lista de sustancias nocivas que pueden estar contenidas en el agua potable, sus fuentes y la naturaleza del impacto en el cuerpo humano.

Muestreo y conservación de agua

Muestreo - Operación, de cuya correcta implementación depende en gran medida la precisión de los resultados obtenidos. Se debe planificar el muestreo durante los análisis de campo, detallando los puntos y profundidades de muestreo, la lista de indicadores a determinar, la cantidad de agua tomada para el análisis, la compatibilidad de los métodos de conservación de las muestras para su posterior análisis. Muy a menudo, las llamadas muestras de una sola vez se toman en el depósito. Sin embargo, al examinar un reservorio, puede ser necesario tomar una serie de muestras periódicas y regulares, de las capas de agua superficiales, profundas, del fondo, etc. Las muestras también se pueden tomar de fuentes subterráneas, tuberías de agua, etc. Los datos promediados sobre la composición de las aguas dan muestras mixtas.
EN documentos normativos(GOST 24481, GOST 17.1.5.05, ISO 5667-2, etc.) define las reglas y recomendaciones básicas que deben utilizarse para obtener muestras representativas10. Diferentes tipos Los embalses (fuentes de agua) determinan algunas características del muestreo en cada caso. Consideremos los principales.
Muestras de ríos y arroyos se seleccionan para determinar la calidad del agua en la cuenca del río, la idoneidad del agua para uso alimentario, riego, abrevadero para ganado, piscicultura, baño y deportes acuáticos, y para identificar fuentes de contaminación.
Para determinar la influencia del lugar de descarga de las aguas residuales y del afluente, se toman muestras aguas arriba y en el punto donde el agua se ha mezclado por completo. Debe tenerse en cuenta que la contaminación puede distribuirse de manera desigual a lo largo del caudal del río, por lo que las muestras se suelen tomar en los lugares de mayor turbulencia, donde los caudales se mezclan bien. Los muestreadores se colocan aguas abajo de la corriente a la profundidad deseada.
Muestras de lagos naturales y artificiales (estanques) se toman con los mismos fines que las muestras de agua de los ríos. Sin embargo, teniendo en cuenta la larga existencia de los lagos, el seguimiento de la calidad del agua durante un largo período de tiempo (varios años), incluso en lugares destinados al uso humano, así como el establecimiento de las consecuencias de la contaminación antrópica del agua (seguimiento de su composición y propiedades ) pasa a primer plano. El muestreo de los lagos debe planificarse cuidadosamente para proporcionar información sobre la cual se puede aplicar la evaluación estadística. Los embalses de flujo lento tienen una heterogeneidad significativa de agua en la dirección horizontal. La calidad del agua en los lagos suele variar mucho en profundidad debido a la estratificación térmica, que es provocada por la fotosíntesis en la zona superficial, el calentamiento del agua, el efecto de los sedimentos del fondo, etc. La circulación interna también puede aparecer en grandes embalses profundos.
Cabe señalar que la calidad del agua en los cuerpos de agua (tanto lagos como ríos) es cíclica, observándose una ciclicidad diaria y estacional. Por esta razón, las muestras diarias deben tomarse a la misma hora del día (por ejemplo, a las 12 del mediodía) y la duración de los estudios estacionales debe ser de al menos 1 año, incluidos los estudios de series de muestras tomadas durante cada temporada. Esto es especialmente importante para determinar la calidad del agua en ríos con regímenes muy diferentes: aguas bajas y aguas altas.
Muestras de precipitación húmeda (lluvia y nieve) son extremadamente sensibles a la contaminación que puede ocurrir en la muestra cuando se usan platos insuficientemente limpios, ingreso de partículas extrañas (no atmosféricas), etc. Se cree que las muestras de precipitación húmeda no deben tomarse cerca de fuentes de contaminación atmosférica significativa, por ejemplo , salas de calderas o centrales térmicas, almacenes abiertos de materiales y fertilizantes, nudos de transporte, etc. En tales casos, la muestra de sedimentos se verá significativamente afectada por las fuentes locales de contaminación antropogénica indicadas.
Las muestras de precipitación se recogen en recipientes especiales fabricados con materiales neutros. El agua de lluvia se recoge mediante un embudo (de al menos 20 cm de diámetro) en una probeta (o directamente en un balde) y se almacena allí hasta su análisis.
El muestreo de nieve se suele realizar cortando núcleos en toda su profundidad (hasta el suelo), y es recomendable hacerlo al final del período de fuertes nevadas (principios de marzo). El volumen de nieve convertido en agua también se puede calcular utilizando la fórmula anterior, donde D es el diámetro del núcleo.
Muestras de agua subterránea se seleccionan para determinar la idoneidad de las aguas subterráneas como fuente de agua potable, con fines técnicos o agrícolas, para determinar el impacto en la calidad de las aguas subterráneas de las instalaciones económicas potencialmente peligrosas, mientras se monitorean los contaminantes de las aguas subterráneas.
El agua subterránea se estudia tomando muestras de pozos artesianos, pozos y manantiales. Debe tenerse en cuenta que la calidad del agua en diferentes acuíferos puede variar significativamente, por lo tanto, al tomar muestras de aguas subterráneas, es necesario evaluar mediante los métodos disponibles la profundidad del horizonte de donde se tomó la muestra, posibles gradientes de flujos subterráneos, información sobre la composición de las rocas subterráneas por las que discurre el horizonte. Dado que en el punto de muestreo se puede crear una concentración de diversas impurezas, diferente a la de todo el acuífero, es necesario bombear del pozo (o del manantial, haciendo un rebaje en él) agua en cantidad suficiente para renovar el agua. en el pozo, tubería de agua, hueco, etc.
Muestras de agua de las redes de abastecimiento de agua se seleccionan para determinar el nivel general de calidad del agua corriente, buscar las causas de contaminación del sistema de distribución, controlar el grado de posible contaminación del agua potable con productos de corrosión, etc.
Para obtener muestras representativas al tomar muestras de agua de las redes de suministro de agua, se observan las siguientes reglas;
- el muestreo se realiza después de que el agua se haya drenado durante 10-15 minutos - el tiempo generalmente suficiente para renovar el agua con contaminantes acumulados;
- para el muestreo, no utilice las secciones finales de las redes de suministro de agua, así como las secciones con tuberías de pequeño diámetro (menos de 1,2 cm);
- para la selección, siempre que sea posible, se utilizan áreas con flujo turbulento - grifos cerca de válvulas, codos;
— Al tomar muestras, el agua debe fluir lentamente hacia el recipiente de muestreo hasta que se desborde.
El muestreo para determinar la composición del agua (¡pero no la calidad!) También se lleva a cabo cuando se estudian aguas residuales, agua y vapor de plantas de calderas, etc. Dicho trabajo, por regla general, tiene objetivos tecnológicos, requiere capacitación especial y cumplimiento de normas de seguridad adicionales. del personal Los métodos de campo pueden ser bastante (ya menudo muy efectivos) utilizados por los especialistas en estos casos, sin embargo, por las razones indicadas, no los recomendaremos para el trabajo de las instituciones educativas, la población y el público, y describiremos los métodos de muestreo correspondientes.
Al realizar el muestreo, se debe prestar atención (y registrar en el protocolo) a las condiciones hidrológicas y climáticas que acompañaron al muestreo, como la precipitación y su abundancia, inundaciones, aguas bajas y estancadas, etc.
Las muestras de agua para análisis se pueden tomar tanto inmediatamente antes del análisis como antes. Para el muestreo, los expertos utilizan botellas estándar o botellas con una capacidad de al menos 1 litro, que se abren y llenan a la profundidad requerida. Debido al hecho de que 30-50 ml de agua suelen ser suficientes para el análisis de campo de cualquier indicador (con la excepción del oxígeno disuelto y la DBO), el muestreo inmediatamente antes del análisis se puede realizar en un matraz de 250-500 ml (por ejemplo, del kit de laboratorio, kit de medición, etc.).
Está claro que el recipiente de muestreo debe estar limpio. La limpieza de los platos se garantiza lavándolos previamente con agua jabonosa caliente (¡no use detergente en polvo y mezcla de cromo!), Enjuague repetido con agua tibia limpia. En el futuro, es deseable utilizar la misma cristalería para el muestreo. Los recipientes destinados a la toma de muestras se lavan minuciosamente de antemano, se enjuagan al menos tres veces con agua muestreada y se sellan con tapones de vidrio o plástico hervidos en agua destilada. Entre el tapón y la muestra tomada en el vaso se deja aire con un volumen de 5-10 ml. Se toma una muestra en un plato común para el análisis sólo de aquellos componentes que tienen las mismas condiciones de conservación y almacenamiento.
El muestreo que no esté destinado a un análisis inmediato (es decir, tomado con anticipación) se lleva a cabo en un recipiente de vidrio o plástico (preferiblemente fluoroplástico) herméticamente sellado con una capacidad de al menos 1 litro.
Para obtener resultados fiables, el análisis del agua debe realizarse lo antes posible. En el agua tienen lugar los procesos de oxidación-reducción, sorción, sedimentación, procesos bioquímicos provocados por la actividad vital de los microorganismos, etc.. Como resultado, algunos componentes pueden oxidarse o reducirse: nitratos - a nitritos o iones de amonio, sulfatos - a los sulfitos; el oxígeno puede gastarse en la oxidación de sustancias orgánicas, etc. En consecuencia, las propiedades organolépticas del agua también pueden cambiar: olor, sabor, color, turbidez. Los procesos bioquímicos se pueden ralentizar enfriando el agua a una temperatura de 4-5 ° C (en el refrigerador).
Sin embargo, incluso si conoce los métodos de análisis de campo, no siempre es posible realizar el análisis inmediatamente después del muestreo. Dependiendo del tiempo de almacenamiento previsto de las muestras recogidas, puede ser necesario conservarlas. No existe un conservante universal, por lo que las muestras para análisis se toman en varias botellas. En cada uno de ellos se conserva el agua añadiendo los productos químicos adecuados, según los componentes que se determinen.
En mesa. se dan métodos de conservación, así como características de muestreo y almacenamiento de muestras. Al analizar el agua para algunos indicadores (por ejemplo, oxígeno disuelto, fenoles, productos derivados del petróleo), se imponen requisitos especiales en el muestreo. Por lo tanto, al determinar el oxígeno disuelto y el sulfuro de hidrógeno, es importante excluir el contacto de la muestra con el aire atmosférico, por lo que las botellas deben llenarse con un sifón, un tubo de goma que se baja hasta el fondo de la botella, lo que garantiza que el agua se desborde cuando la botella está sobrellenada. Los detalles de las condiciones de muestreo específicas (si las hay) se dan en la descripción de los análisis respectivos.

Métodos de conservación, características del muestreo y almacenamiento de muestras.

Debe tenerse en cuenta que ni la conservación ni la fijación aseguran la constancia de la composición del agua indefinidamente. Solo mantienen el componente correspondiente en el agua durante un tiempo determinado, lo que permite enviar muestras al lugar de análisis, por ejemplo, a un campamento y, si es necesario, a un laboratorio especializado. Los protocolos de muestreo y análisis deben indicar las fechas de muestreo y análisis.