determinación de iones nitrato, cloruro y cianuro en aguas

Facultad de Química-Farmacia

Departamento de Licenciatura en Química

Trabajo de Diploma

Determinación de iones nitrato, cloruro y cianuro en aguas

naturales y residuales empleando electrodos selectivos

Autor: Rujaimes Cruzata Manuel

Tutor: M.Sc. Surey Ramírez González

Consultante: Dr.C. Margie Zorrilla Velazco

Santa Clara

Curso: 2015-2016

Pensamiento

i

PENSAMIENTO:

“Ciencia y libertad son llaves maestras que han abierto las puertas por donde

entran los hombres a torrentes, enamorados del mundo venidero.”

José Martí.

“El futuro tiene muchos nombres. Para los débiles es lo inalcanzable.

Para los temerosos, lo desconocido. Para los valientes es la oportunidad.”

Víctor Hugo.

Dedicatoria

ii

DEDICATORIA:

A mi padres, Santa y Reimundo,

por su apoyo y por lo que han logrado hacer de mi persona.

A mi hermano, Reinier,

por ser el mejor hermano del mundo.

A mi novio, Yordany,

por su amor y comprensión.

A toda mi familia, a mis amigos,

por el apoyo y por tantos momentos que hemos vivido juntos.

Agradecimientos

iii

AGRADECIMIENTOS:

A mis padres y mi hermano por todo lo que han hecho siempre por mí, ya que sin ellos no

hubiera sido posible este resultado.

A mi novio Yordany, por su amor y comprensión.

A mi tutora la M.Sc. Surey Ramírez González, por todo el apoyo y por haberme guiado de

manera profesional y dedicada en la obtención de este resultado.

A todos los trabajadores del Centro de Estudios de Química Aplicada (CEQA) por haberme

brindado su ayuda desde el primer día.

A mis compañeros de aula, por haber compartido estos 5 años.

A toda mi familia, por haber influido en mi formación y educación en cada etapa de mi vida.

A todos los que se mantuvieron a mi lado pese a las dificultades y siempre supieron apoyarme

incondicionalmente.

Resumen

iv

RESUMEN:

En este trabajo se realiza la validación parcial de la determinación de nitrato, cloruro y

cianuro en muestras de aguas naturales y residuales empleando electrodos selectivos. Se

evalúan los parámetros de desempeño: linealidad, sensibilidad, límite de detección (LD),

límite de cuantificación (LC), precisión y veracidad. Se llevó a cabo además una comparación

entre la curva de calibración establecida y el método de adición del patrón. Se observó el

efecto matriz, lo que se manifiesta en los porcientos de recobrado obtenidos. Se realizó la

determinación de nitrato y cloruros en muestras de agua de pozo y aguas residuales y los

resultados se comparan con los límites máximos permisibles establecidos en las normas

cubanas en materia de agua y aguas residuales.

Palabras claves:

Verificación, potenciometría, electrodos selectivos, cloruro, nitrato, cianuro.

Abstract

v

ABSTRACT:

In this research the partial validation of the determination of nitrate, chloride and cyanide in

samples of natural waters and wastewaters using selective electrodes is performed.

Performance parameters: linearity, sensitivity, limit of detection (LOD), limit of quantitation

(LOQ), accuracy and veracity are evaluated. Addition was carried out a comparison between

the established calibration curve and the method of addition of the pattern. Matrix effect

observed which is manifested in the percentages of recovered obtained. The matrix effect is

observed, which is manifested in the percentages of recovered obtained. The determination of

nitrate and chloride on samples of well water and wastewater was performed and the results

are compared with the limits set in Cuban standards for water and wastewater.

Keywords:

Verification, potentiometry, selective electrodes, chloride, nitrate, cyanide.

Índice

vi

Índice CAPÍTULO I: Marco teórico .................................................................................................................. 4

1.1. El agua y su contaminación ......................................................................................................... 4

1.1.1. Problemática en Cuba ....................................................................................................... 4

1.1.2. Fuentes de contaminación de las aguas ........................................................................... 5

1.1.3. Efectos en el medio ambiente y la salud humana del consumo de agua con alta

concentración de NO3−, Cl− y CN− ................................................................................................ 6

1.1.4. Legislación ......................................................................................................................... 9

1.2. Métodos analíticos para la determinación cuantitativa de los contenidos de NO3−, Cl− y CN− en

aguas y aguas residuales ................................................................................................................... 10

1.2.1. Métodos de determinación de NO3− ............................................................................... 10

1.2.2. Métodos de determinación de Cl− .................................................................................. 13

1.2.3. Métodos de determinación de CN− ................................................................................. 15

1.3. Funcionamiento de los electrodos de ion selectivo (EIS) o de membrana ............................... 18

1.3.1. Electrodos de membrana líquida para la determinación de iones ................................. 19

1.4. Validación de los métodos analíticos ........................................................................................ 20

1.4.1. Criterios para la selección de los parámetros de desempeño ........................................ 22

1.4.2. Verificación de métodos analíticos ................................................................................. 23

CAPÍTULO II: Materiales y métodos. ................................................................................................. 27

2.1. Descripción de la metodología analítica utilizada ...................................................................... 27

2.1.1. Reactivos, materiales y equipamiento utilizado ............................................................. 27

2.1.2. Calibración del equipo y puesta en funcionamiento ...................................................... 29

2.1.3. Muestreo de aguas de pozo y aguas residuales .............................................................. 32

2.2. Criterios de verificación aplicados al método desarrollado ....................................................... 33

2.2.2. Rechazo de valores anómalos ......................................................................................... 33

2.2.3. Función de calibración .................................................................................................... 34

2.2.4. Linealidad ........................................................................................................................ 35

2.2.5. Sensibilidad ..................................................................................................................... 38

2.2.6. Límite de Detección ......................................................................................................... 38

2.2.7. Límite de cuantificación .................................................................................................. 38

Índice

vii

2.2.8. Precisión .......................................................................................................................... 38

2.2.9. Veracidad y análisis de muestras .................................................................................... 40

2.3. Efecto matriz .............................................................................................................................. 41

2.3.1. Test de comparación de dos rectas de regresión ........................................................... 41

2.3.2. Comparación de las varianzas de ambos calibrados ....................................................... 42

2.3.3. Comparación de pendientes ........................................................................................... 42

2.3.4. Comparación de los términos independientes ............................................................... 43

CAPÍTULO III: Análisis y discusión de los resultados. ........................................................................ 45

3.1 Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la determinación de

nitrato en aguas naturales y residuales ............................................................................................ 45

3.1.1. Análisis de valores erráticos ............................................................................................ 45

3.1.2. Linealidad ........................................................................................................................ 48

3.1.3. Sensibilidad ..................................................................................................................... 50

3.1.4. Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC) ................................................. 50

3.1.5. Precisión. Repetibilidad ................................................................................................... 51

3.1.6. Precisión intermedia ....................................................................................................... 52

3.1.7. Veracidad......................................................................................................................... 53

3.1.8. Efecto matriz ................................................................................................................... 54

3.2. Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la determinación de

cloruro en aguas naturales y residuales. ........................................................................................... 57


3.2.2. Linealidad ........................................................................................................................ 59

3.2.3. Sensibilidad ..................................................................................................................... 62

3.2.4. Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC .................................................. 62


3.2.6. Precisión intermedia ....................................................................................................... 64

3.2.7. Veracidad......................................................................................................................... 65

3.2.8. Efecto matriz ................................................................................................................... 66

3.3 Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la determinación de

cianuro en aguas naturales y residuales ........................................................................................... 68


Índice

viii

3.3.2. Linealidad ........................................................................................................................ 70

3.3.3 Sensibilidad ...................................................................................................................... 73

3.3.4 Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC) .................................................. 74


3.3.6 Precisión intermedia ........................................................................................................ 75

3.4. Determinación de nitrato y cloruro en muestras de aguas de pozo y residuales ...................... 76

CONCLUSIONES: ................................................................................................................................ 79

RECOMENDACIONES: ........................................................................................................................ 80

REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS ......................................................................................................... 81

ANEXO 1: Equipo inoLAB pH ION 375. .............................................................................................. 85

ANEXO 2. Análisis de regresión simple aplicado a las curvas de calibración. ................................... 97

ANEXO 3: Análisis de la precisión. ................................................................................................... 106

ANEXO 4: Análisis del efecto matriz. ............................................................................................... 108

Introducción

1

INTRODUCCIÓN:

El agua es un compuesto esencial para la vida, hasta el punto de que ésta no sería posible sin

ella. Su utilización en la alimentación de los seres vivos, en la agricultura, en la industria y sus

propiedades como disolvente hacen de ella un compuesto imprescindible (Fontova et al.,

2012).

Si bien las aguas naturales, ya sean superficiales o subterráneas, presentan unas características

determinadas que han sido compatibles con la vida vegetal y animal a lo largo de los siglos, la

progresiva contaminación debida a la industria, la agricultura o a las aglomeraciones urbanas,

cambia sustancialmente sus propiedades al ocasionar la incorporación de sustancias de

diferente naturaleza. Estas incorporaciones ocasionan la degradación de la calidad del agua

provocando diferentes efectos negativos, como la modificación de los ecosistemas acuáticos,

destrucción de los recursos hidráulicos, riesgos para la salud, incremento del costo del

tratamiento del agua para su uso, daño en instalaciones (incrustaciones, corrosiones, etc.),

destrucción de zonas de recreo, entre otras (Rester and Warner, 2016).

En las últimas décadas la preocupación por el manejo de este recurso natural ha unido a

gobiernos y entidades mundiales, en búsqueda de su uso racional y un desarrollo que no ponga

en riesgo la supervivencia en el planeta. Se han realizado importantes planes de investigación

para orientar acerca de las consecuencias que, sobre la salud humana, puede traer su

contaminación (Schijven et al., 2016, Oller and Sanz, 2012). Del mismo modo la

implementación de nuevas técnicas para la evaluación analítica de la calidad del agua, se ha

convertido en un tema de actualidad que ha sido tratado por varios autores (Henry et al.,

2016, Rester and Warner, 2016).

Para hacer un uso adecuado de las aguas o proponer su tratamiento se deben conocer las

características organolépticas, microbiológicas y fisicoquímicas de las aguas. Por esto una de

las metas gubernamentales es tener la infraestructura requerida para la medición de la calidad

del agua. Esta requiere que los métodos utilizados aseguren la confianza de los resultados

obtenidos con diversos objetivos, pero el fundamental es el tratamiento y control de la emisión

de contaminantes al medio ambiente.

Introducción

2

Nuestro país no escapa de esta realidad: las escasas precipitaciones anuales, el crecimiento

poblacional, el alto consumo de agua por el sector industrial y doméstico unido a deficientes

sistemas de tratamiento de residuales y a la contaminación provocada por la inadecuada

disposición de estos constituye un problema real en la actualidad (Fontova et al., 2012).

En este sentido se destacan los laboratorios del Centro de Estudios de Química Aplicada

(CEQA) perteneciente a la Universidad Central “Marta Abreu” de las Villas, donde se presta

servicios científico técnicos a empresas de la región central del país, como es la

caracterización químico física de aguas naturales y residuales. Entre los parámetros que se

analizan se encuentran la determinación de cationes y aniones como nitrato y cloruro, que si

bien forman parte de la composición del agua, en concentraciones elevadas pueden repercutir

sobre el medio ambiente y la salud de las comunidades a corto, mediano o largo plazo (Beutel

et al., 2016). De los contaminantes potenciales que allí se determinan se encuentra el cianuro,

realizándose controles rigurosos para detectar la presencia de estos iones tanto en aguas de

consumo como residuales.

Teniendo en cuenta la preocupación por el ambiente, la seguridad y los costos de operación se

promueve en estos laboratorios la necesidad de adecuarse a las nuevas tendencias en

investigación al minimizar los riesgos, emisión de residuos y optimizar los recursos en el

trabajo experimental. Partiendo de esta premisa se utilizan los métodos potenciométricos

empleando electrodos selectivos para la medida de la concentración de nitrato, cloruro y

cianuro.

El empleo de electrodos selectivos tiene grandes ventajas, pues es uno de los métodos donde el

resultado final no se ve afectado por el color o turbidez de la muestra, se miden iones en

soluciones relativamente diluidas, es útil cuando solo es necesario conocer la concentración de

un ion particular que está por debajo de un cierto nivel de concentración, cuando se requiere

solo un orden de magnitud de la concentración incluyendo que es una técnica barata y simple

de usar que, además, propicia una disminución en el costo de la determinación y de los

residuos generados (Abu Shawish et al., 2012, Granholm et al., 2015, Hu et al., 2016).

El desarrollo de métodos analíticos necesita de un estudio de validación o verificación previo

que demuestre la adecuación de su funcionamiento al propósito deseado, proporcione un alto

Introducción

3

grado de confianza y seguridad en el método analítico y en la calidad de los resultados que se

obtienen, lo que hace de este proceso una necesidad en todo laboratorio, para garantizar la

fiabilidad de los resultados obtenidos (Uribe et al., 2013).

Teniendo en cuenta los antecedentes y problemáticas tratadas con anterioridad, para este

trabajo se ha identificado el siguiente Problema científico:

No se conocen los parámetros de desempeño del método potenciométrico por electrodos

selectivos para la determinación del contenido de nitrato, cloruro y cianuro en agua en los

laboratorios del Centro de Estudios de Química Aplicada (CEQA).

Para solucionar este problema científico se formula la siguiente Hipótesis:

El método de determinación de nitrato, cloruro y cianuro en muestras de aguas naturales y

residuales empleando electrodos selectivos es fiable en las condiciones de trabajo de los

laboratorios del Centro de Estudios de Química Aplicada (CEQA).

Si se analiza todo lo anterior, se propone el siguiente Objetivo general:

Verificar los ensayos de determinación analítica de nitrato, cloruro y cianuro en aguas

empleando electrodos selectivos.

Para alcanzar el mismo, se proponen los siguientes Objetivos específicos:

Determinar los parámetros de verificación del método potenciométrico por electrodos

selectivos para la cuantificación de nitrato, cloruro y cianuro en agua.

Determinar nitrato, cloruro y cianuro a diferentes puntos de agua de abasto y residuales

por el método de electrodos selectivos y comparar con los límites establecidos en la

normativa vigente.

Capítulo 1: Marco teórico

4

CAPÍTULO I: Marco teórico

1.1. El agua y su contaminación

El agua, origen y base de la vida, se ha consolidado como medio indispensable para cualquier

alternativa de futuro. No existe actividad humana: económica, industrial, social o política que

pueda prescindir de este vital recurso. Su esencialidad para la vida y su multiplicidad de usos,

generan grandes conflictos entre diversos sectores e intereses de la sociedad. Sin embargo, las

inundaciones, las sequías, la pobreza, la contaminación, el tratamiento inadecuado de los

desechos y la insuficiencia de infraestructuras para la desinfección del agua plantean serias

amenazas a la salud pública, al desarrollo económico y social de los países en vías de

desarrollo (Rester and Warner, 2016, Henry et al., 2016, Schijven et al., 2016).

Obviando las consideraciones económicas, la contaminación del agua es indeseable por

razones no sólo de salud pública sino también estéticas y éticas. Con ella se reduce la cantidad

de recurso utilizable para ciertos fines y se contribuye a conformar una situación de escasez y

de degradación del medio ambiente.

Se deben diferenciar dos tipos de contaminación (Sánchez, 1995):

Contaminación natural: es la que existe siempre, originada por restos animales y

vegetales y por minerales y sustancias que se disuelven cuando los cuerpos de agua

atraviesan diferentes terrenos.

Contaminación artificial: va apareciendo a medida que el hombre comienza a

interactuar con el medio ambiente y surge con la inadecuada aglomeración de las

poblaciones, y como consecuencia del aumento desmesurado y sin control alguno, de

industrias, desarrollo y progreso.

Problemática en Cuba

Cuba tiene amplios recursos hídricos de los cuales disponer pero buena parte de estos se ven

contaminados. Varios ríos, mayormente, sobre los que se emplazaron ciudades o donde existe

algún tipo de industria presentan diferentes estados de contaminación, alcanzando en muchos

casos niveles críticos, pues son los receptores de un alto por ciento de los residuos sólidos que

http://www.monografias.com/Politica/index.shtml

http://www.monografias.com/trabajos55/conflictos/conflictos.shtml

http://www.monografias.com/trabajos12/podes/podes.shtml

http://www.monografias.com/trabajos10/contam/contam.shtml

http://www.monografias.com/Salud/index.shtml

http://www.monografias.com/trabajos12/desorgan/desorgan.shtml

http://www.monografias.com/trabajos10/fimi/fimi.shtml

http://www.monografias.com/trabajos15/fundamento-ontologico/fundamento-ontologico.shtml

http://www.monografias.com/trabajos15/medio-ambiente-venezuela/medio-ambiente-venezuela.shtml

http://www.monografias.com/trabajos5/induemp/induemp.shtml


5

se generan en todo el territorio nacional, además de otras fuentes de contaminación como son

las aguas residuales domésticas que aportan altas cargas de materia orgánica, aguas residuales

industriales cuya composición es variada e incluye en general sustancias no biodegradables y

de alta toxicidad, aguas de uso agrícola y ganadero que aportan nitratos, fosfatos, sales de

potasio y plaguicidas, aguas de escorrentía, aguas residuales de obras de infraestructura, ricas

principalmente en sedimentos, y lixiviados de rellenos sanitarios que contienen metales

pesados y alta carga orgánica (Fontova et al., 2012).

En la problemática de conservación y disponibilidad de agua de buena calidad convergen

diferentes causas: unas comunes a cualquier lugar del planeta y otras derivadas de la situación

política, económica y social del país. Entre las primeras se debe mencionar el aumento de la

población, de la producción y consumo de bienes y, en general, de la actividad antrópica, todo

lo cual aumenta la demanda del recurso y genera mayor cantidad de residuos, provocando así

deterioro de la calidad y agotamiento de los recursos hídricos. También se deben citar aquí

factores geológicos y climáticos que afectan los ecosistemas. Entre las segundas causas están

la falta de políticas económicas, sociales y educativas que busquen aliviar las tensiones sobre

la calidad del ambiente y la ausencia de medidas que garantizan el cumplimiento de la

reglamentación existente sobre manejo de los recursos naturales y control de su contaminación

(Sánchez, 1995).

Fuentes de contaminación de las aguas

Las principales fuentes de contaminación están concentradas en el sector agrícola, ganadero,

residuos domésticos y algunos sectores industriales. El sector agrícola ha generado el uso

indiscriminado de fertilizantes, los cuales han sido responsables del aumento de la

concentración de nitrato y en general de los compuestos de nitrógeno en las aguas (Duffus,

2010). Los fertilizantes comerciales nitrogenados se aplican como amoniaco o nitrato, pero el

amoniaco es rápidamente convertido a nitrato en el suelo. El exceso de nitrato no tomado por

las plantas puede dirigirse hacia las corrientes de agua. El abono animal es también usado

como fertilizante con base de nitrógeno. El nitrógeno orgánico y la urea en el abono son

convertidos a amoniaco y finalmente a nitrato en el suelo, siendo lavado y arrastrado de la


6

superficie por lluvias y escorrentías, que lo conducen a cauces de ríos y de ahí a lagos o

embalses favoreciendo su eutrofización.

Actividades ganaderas, como la limpieza de ganado, aportan agua con gran contenido de

materia orgánica nitrogenada, nutrientes y microorganismos que contaminan el terreno y por

consiguiente los acuíferos. Por su parte la contaminación de las aguas debida a actividades

urbanas, es consecuencia de la inadecuada eliminación y ubicación de los residuos, junto a las

aguas residuales urbanas procedentes de usos domésticos (limpieza y cocina) y sanitarios, así

como de la limpieza de calles.

La contaminación del agua por actividades industriales es la más diversa, compleja y en

muchos casos difícil de eliminar. El agua es un elemento fundamental en las actividades

industriales, como vehículo energético, de transporte, disolvente, en operaciones de lavado,

base para reacciones, intercambiadores de calor y, fundamentalmente, como materia prima. En

este sentido tienen marcada incidencia las industrias de producción de fertilizantes,

responsables de la generación de grandes volúmenes de residuales ricos en iones NO3−

y Cl−; y

las industrias dedicadas a actividades mineras, principalmente a la extracción de oro y plata,

que emplean con este fin volúmenes considerables de CN−, compuesto que constituye un

contaminante potencial (Martínez, 2013). Los residuales procedentes de estas industrias en

ocasiones van a parar a cuerpos de agua sin previo tratamiento o tratamiento ineficiente.

Los productos de cada uno de estas fuentes de contaminación guardan cierta semejanza entre

sí. Así por ejemplo, la contaminación urbana se manifiesta por el aumento de la salinidad en el

agua, adición de materia orgánica (que se puede manifestar como NO3−, y NO2

−) y posible

contaminación biológica, mientras que la contaminación de origen agrícola, se manifiesta por

fuertes incrementos de compuestos nitrogenados y la presencia de compuestos organoclorados

en las aguas.

Efectos en el medio ambiente y la salud humana del consumo de agua con alta

concentración de NO3−, Cl

− y CN

−

Los compuestos nitrogenados se catalogan como contaminantes importantes de los recursos

hídricos y son generados en el ambiente durante la biodegradación de la materia orgánica

nitrogenada. Mayormente se presentan como NO3−, N02

− y NH4

+, pero con el paso del tiempo


7

estos últimos se oxidan hasta convertirse en NO3−. Este ión puede provocar graves daños a los

ecosistemas acuáticos, principalmente la eutrofización de los mismos. Este fenómeno consiste

en el enriquecimiento excesivo del agua en determinados nutrientes (Fósforo y Nitrógeno)

originando el crecimiento en abundancia de plantas y otros organismos que al morir, se pudren

y llenan el agua de malos olores, dándoles un aspecto nauseabundo y disminuyendo

drásticamente su calidad (Blancas and Hervás, 2001). El proceso de putrefacción consume

una gran cantidad del oxígeno disuelto y las aguas dejan de ser aptas para la mayor parte de

los seres vivos.

En el caso del agua para el consumo humano, la elevada concentración de NO3− puede causar

deficiencia en el transporte de oxígeno en la corriente sanguínea. Esta enfermedad afecta a

niños, especialmente menores de 4 años de edad, los cuales carecen de la enzima necesaria

para corregir esta condición; se conoce como metahemoglobinemia y se presenta con mayor

frecuencia en áreas rurales. Los nitratos ingeridos son convertidos a nitritos por las bacterias

presentes en el tracto digestivo; los nitritos pasan al sistema circulatorio y se unen fuertemente

a la hemoglobina, reduciendo así el transporte de O2 por la transformación de la hemoglobina

en metahemoglobina, al oxidarse el ion Fe (II) a Fe (III) (Duffus, 2010). Esto ocasiona

respiración insuficiente, incrementa la susceptibilidad para adquirir enfermedades, ataques de

corazón y, en casos extremos, causa la muerte por asfixia.

Se ha sugerido, (Oller and Sanz, 2012), que el consumo de altos niveles de ión nitrato puede

causar otros problemas de salud, incluyendo algunos tipos de cáncer y efectos teratogénicos,

por la producción de nitrosaminas en el organismo; pero esto aún sigue siendo objeto de

investigación. La presencia de nitratos en el agua, impide y/o retarda el crecimiento de los

peces, causa daños en sus glóbulos rojos y altera su función vascular, causándoles disminución

en el nivel de oxígeno. En aguas naturales deficientes en oxígeno, que contienen nitrato, puede

producirse hidroxilamina por acción microbiana, la cual es un mutágeno potente.

Por otro lado se debe señalar, dada su acción contaminante, el efecto de la presencia en exceso

de iones Cl− en las aguas. El cloro se considera como una sustancia química irritante del

sistema respiratorio, de las membranas mucosas y de la piel; su efecto desinfectante propicia

su empleo en las redes de distribución de agua para eliminar la contaminación microbiológica,


8

siendo esta una de las principales vías de ingreso de este anión a los cuerpos de agua. El cloro

residual que queda libre en el agua luego de este proceso se encuentra como una combinación

de hipoclorito y ácido hipocloroso, en una proporción que varía en función del pH (Biancucci

et al., 2007).

Los iones Cl−

son indicadores típicos de contaminación residual doméstica, esto, además,

puede servir de señal de alerta acerca de la probabilidad de que el agua presente

contaminación también de carácter microbiológico patógeno e indeseable. El ion Cl− es

altamente corrosivo y da lugar a deterioros y picaduras en tuberías y sistemas de distribución

de aguas, así como en equipos industriales que operen con aguas ricas en este ión. Así mismo,

y en función de su contenido, pH del agua y otros iones presentes en ella, puede degradar los

hormigones.

En el agua potable, en concentraciones inferiores a 250 mg/L no son un problema para la

salud, pero en mayores concentraciones le comunican a esta un sabor salobre. Aunque el Cl−

no produce efectos acumulativos conocidos, el consumo de agua con altos contenidos del

mismo puede producir algunas molestias. Los efectos son más severos a medida que es más

alta la concentración y mayor el tiempo de exposición, ocasionado irritación en los ojos,

náuseas y vómito seguido de una notoria dificultad para respirar (Biancucci et al., 2007).

Se debe señalar aquí, por su toxicidad potencial, los efectos del CN− presente en las aguas

sobre la salud humana, los cuales se deben principalmente a que en medio ácido se forma el

ácido cianhídrico (HCN), líquido volátil, incoloro de olor característico a almendras amargas

que presenta gran difusibilidad debido a su elevada tensión de vapor. El mecanismo de acción

tóxica lo ejerce inhibiendo la citocromooxidasa bloqueando de este modo la respiración

celular generando hipoxia o anoxia citotóxica. También inhibe proteínas que posean hierro

(III) como es la metahemoglobina. La sintomatología puede ser de tipo superaguda con

pérdida inmediata del conocimiento, convulsiones, rigidez muscular seguido de la muerte, que

ocurre en pocos minutos. La intoxicación aguda presenta tres períodos. En el primero se

presenta ardor y anestesia en la boca y el estómago, luego vértigos y zumbidos. En el segundo

período se manifiesta pérdida del conocimiento con convulsiones, contractura espasmódica de


9

maxilares, pulso irregular, cianosis. En el tercer período se presenta relajación muscular y

muerte por parálisis del centro respiratorio bulbar y paro cardíaco (Biancucci et al., 2007).

El CN− presente en las aguas también resulta tóxico para los peces y otras especies acuáticas

que en general son muy sensibles a este contaminante. Se ha reportado que concentraciones

del orden de 5 x 10−3

mg/L pueden inhibir su reproducción (Martínez, 2013).

Legislación

Los riesgos para la salud asociados a los componentes químicos del agua potable difieren de

los asociados a la contaminación microbiológica y se deben principalmente a la capacidad de

los componentes químicos de producir efectos adversos sobre la salud tras períodos de

exposición prolongados. Pocos componentes químicos del agua pueden ocasionar problemas

de salud como resultado de una única exposición. De ahí la importancia de las disposiciones

generales con relación a la gestión de la calidad del agua para consumo humano, para

garantizar su inocuidad, prevenir los factores de riesgos sanitarios, así como proteger y

promover la salud y bienestar de la población, los que quedan regulados en la legislación

vigente. En Cuba los requisitos sanitarios de agua potable quedan establecidos en la norma

cubana obligatoria NC 827:2010 (ONN, 2010a) la cual establece para el caso del nitrato en el

agua potable un límite máximo permisible de 45 mg/L, para el cloruro de 250 mg/L y para

cianuro 0,07 mg/L. Estos valores están en correspondencia con los establecidos por

organismos internacionales para la protección del medio ambiente y de la salud, como la

Organización Mundial de la Salud, O.M.S., y la agencia de protección ambiental, E.P.A.

La NC 27: 2012 (ONN, 2012) establece como límites máximos permisibles para CN− en los

residuales líquidos un valor de 0,5 mg/L. Asimismo establece límites máximos permisibles

para las descargas de aguas residuales que contengan NO3− en cuerpos receptores de 5,0; 10,0

y 20,0 mg/L en dependencia del cuerpo receptor de que se trate, en este caso ríos y embalses

que se utilizan para la captación de aguas destinadas al abasto público y uso industrial en la

elaboración de alimentos, riego agrícola en especial donde existan cultivos que se consuman

crudos y riego con aguas residuales, industrias poco exigentes con respecto a la calidad de las

aguas a utilizar, riego de cultivos tolerantes a la salinidad y al contenido excesivo de nutrientes

respectivamente.


10

El vertimiento de residuales industriales en zonas costeras y aguas marinas se encuentra

regulado en la NC 521: 2007 (ONN, 2007), donde se establece como límites máximos

permisibles para CN− 0,5 mg/L para aguas marinas ecológicas o protegidas, dedicadas al baño

y actividades recreativas que involucren contacto directo con el agua; y 1,0 mg/L en aguas

marinas para la navegación, donde se realicen actividades portuarias o cuyas aguas se utilicen

en actividades industriales. En el caso del NO3

−, establece la no presencia en aguas marinas

dedicadas al baño, el valor de 10 mg/L como límite máximo permisible para la descarga de

residuales industriales en zonas protegidas, 20 mg/L en zonas de pesca y actividades

portuarias y 40 mg/L en las aguas marinas para navegación y empleadas en actividades

industriales como la generación de energía.

1.2. Métodos analíticos para la determinación cuantitativa de los contenidos de NO3−, Cl

−

y CN− en aguas y aguas residuales

Existe una gran variedad de técnicas que se aplican para la determinación de estos analitos en

aguas naturales y residuales y se continúa experimentando para mejorar las técnicas existentes

y para desarrollar nuevas metodologías y técnicas que permitan asegurar resultados cada vez

más confiables (de Graaf et al., 2015, Hu et al., 2016, Mamontov et al., 2016).

Para los laboratorios del país que prestan servicios científico técnicos en materia de agua, es

importante contar con técnicas analíticas cuyos resultados sean exactos, de manera que se

logre minimizar las pérdidas monetarias que producen resultados analíticos erróneos y

controlar las descargas al medio ambiente.

Métodos de determinación de NO3−

Existen métodos de determinación de nitratos de forma directa (Espectrofotométrico

ultravioleta y Electrodo selectivo) e indirecta, que se realiza a través de una especie reducida

del ión nitrato (Métodos de reducción) (APHA A, 2005).

Método de reducción con Cd

El ion nitrato presente en el agua se reduce cuantitativamente a ion nitrito, cuando la muestra

se hace fluir a través de una columna que contiene cadmio recubierto con cobre coloidal. El

ion nitrito resultante de la reducción se convierte en un azocompuesto rosado a partir de la


11

reacción de Griess (1879), modificada por Shinn (1941) (Molina, 2010),que sustituyó el ácido

sulfanílico y α-naftilamina por sulfanilamida (SA) y N-(1-naftil)-etilendiaminadiclorhidrato

(NEDH), respectivamente, para eliminar ciertos inconvenientes del método original como el

alto poder carcinogénico de la 1-naftilamina, la inestabilidad del azocompuesto generado y la

relativa lentitud de la reacción de acoplamiento; dando lugar a la formación de la

bencenosulfonamida, que presenta un máximo de absorción a 543 nm. La reacción se muestra

en la figura 1.1. El azocompuesto resultante se determina por el método espectrofotométrico

UV−VIS, siendo su absorbancia proporcional a la cantidad de nitrito inicialmente presente.

El método no puede aplicarse a aguas que presenten coloración, puesto que el color afecta la

determinación. Además el empleo del Cd para la reducción supone un riesgo dada la alta

toxicidad del mismo, pudiendo causar diversas afecciones a la salud, como son: daños severos

en los pulmones, debilitamiento óseo, desórdenes psicológicos e incluso cáncer.

Figura 1.1.Mecanismo de cuantificación de NO2- empleando la reacción Shinn

Método de reducción con hidracina

Requiere la reducción del ión nitrato a ión nitrito con posterior determinación por el método

espectrofotométrico UV−VIS, según el procedimiento descrito anteriormente. El método es

aplicable para la determinación de nitrato en el intervalo de concentraciones de 0,01 – 10


12

mg/L. Interfieren en la determinación los iones S2−

y el color (APHA A, 2005), lo que

dificulta su aplicación en el análisis de aguas residuales que presenten coloración.

Método de reducción con TiCl4

Requiere la transformación del ión nitrato en amoniaco mediante la reducción con TiCl4 para

su posterior determinación potenciométrica en un intervalo de 0.5 – 10 mg/L. El amoniaco

disuelto y los iones nitrito interfieren en la determinación de nitrato por este método (APHA

A, 2005).

Espectrofotometría ultravioleta

La medida de la absorción UV a 220 nm permite una rápida determinación de NO3− en

muestras de agua. Como la materia orgánica también puede absorber a 220 nm y el NO3− no

absorbe a 275 nm, una segunda medición hecha a 275 nm puede ser usada para corregir el

valor de NO3−. La extensión de esta corrección empírica está relacionada con la naturaleza y la

concentración de la materia orgánica (MO) y puede variar de un agua a otra.

Consecuentemente, este método no es recomendable si se requiere una corrección significante

en la absorbancia por MO, pero puede ser útil en el monitoreo de NO3− en cuerpos de agua con

un tipo de materia orgánica constante (INVEMAR, 2003).

Se requiere la filtración de la muestra para evitar interferencias con partículas suspendidas.

Adicional a la materia orgánica disuelta, los surfactantes, NO2−, Cr (VI) y varios iones

inorgánicos como los cloritos y cloratos pueden causar interferencias.

Esta técnica es útil sólo para muestras que tienen bajos contenidos de materia orgánica, por

ejemplo, aguas naturales sin contaminación y suministros de agua potable, por lo que su uso

no puede extenderse al análisis de aguas que presenten una matriz más compleja como es el

caso de las aguas residuales.

Electrodos de ion selectivo (EIS) para nitrato

Este método permite la determinación de nitrato en un amplio intervalo de concentración (0.14

– 14000 mg/L), no requiere tratamiento previo de la muestra, puede aplicarse sin problemas en

muestras que presentan turbiedad o color.


13

Varios iones pueden causar interferencia, entre ellos los iones Cl− y HCO3

−, que interfieren

cuando sus relaciones en masa con el ión nitrato son mayores que 10 y 5 respectivamente, y

los iones NO2−, CN

−, S

2−, Br

−, ClO3

− y ClO4

−, que no se encuentran en grandes

concentraciones en las aguas. Para eliminar la mayoría de estas interferencias se usa una

solución supresora de interferencias (TiSAB) que contiene Ag2SO4 para remover Cl−, CN

−,

S2−, Br

−, y I

−, ácido sulfámico para remover NO2

− y Al2(SO4)3 para acomplejar los ácidos

orgánicos, un pH menor que 4,0 para eliminar los iones HCO3−; esta solución sirve a la vez

para mantener el pH y la fuerza iónica constantes. El electrodo funciona satisfactoriamente a

pH entre 3 y 9 pero es necesario mantener este parámetro constante (APHA A, 2005).

Métodos de determinación de Cl−

La determinación de iones cloruro puede realizarse por varios métodos, entre ellos destacan

los métodos volumétricos y potenciométricos.

1.2.2.1. Método de Mohr

El método de Mohr emplea una disolución de plata como reactivo valorante. Se basa en la

reacción de precipitación del AgCl formado mediante la reacción:

Cl− (ac) + AgNO3 (ac) → AgCl (s) + NO3

− (ac)

El cloruro de plata tiene un producto de solubilidad muy bajo (Kps = 1.82 x 10−10

) por lo que

la reacción se encuentra completamente desplazada hacia su formación. El pH óptimo para la

ocurrencia de la reacción es de 7,0 a 8,3, a valores de pH mayores el ión Ag+ precipita en

forma de Ag(OH) y cuando el pH es menor que 7,0, el cromato de potasio se oxida a

dicromato, afectando el viraje del indicador. La determinación del punto final se lleva a cabo

por la formación de un segundo precipitado de cromato de plata de color rojo-anaranjado

según la reacción:

2AgNO3 (ac) + K2CrO4 (ac) → Ag2CrO4 (s) + 2 KNO3 (ac)

La solubilidad de Ag2CrO4 es mayor que la del AgCl, lo que asegura que en estas condiciones

precipite primero el cloruro de plata. El procedimiento experimental en este método consiste

en añadir a la disolución que contiene los cloruros unas gotas de disolución de cromato de


14

potasio que actúa como indicador, haciendo que la disolución a valorar adquiera inicialmente

un color amarillo.

Debido a que en esta valoración el cambio de color amarillo a rojo no se aprecia hasta que

existe cierta cantidad de cromato de plata en la disolución, es necesario añadir cierto exceso de

la disolución de nitrato de plata, antes de que se detecte el punto final de la valoración. Para

poder cuantificar dicho exceso y eliminar esta fuente de error, se deberá realizar una

valoración en blanco, de forma que podamos conocer el volumen de nitrato de plata que se

debe añadir en exceso para la determinación del punto final (APHA A, 2005).

Bromuros, yoduros y cianuros ocasionan una interferencia positiva al valorarse como

equivalentes a cloruros. También interfieren los iones S2−

, SO32−

y tiosulfato, pero pueden ser

removidos mediante el tratamiento de la muestra con peróxido de hidrógeno. El ortofosfato en

concentraciones superiores a 25 mg/L precipita en forma de fosfato de plata y el hierro por

encima de 10 mg/L enmascara el punto final de la valoración. Resulta otro inconveniente la

presencia de color en la muestra, lo que limita la aplicación del método a aguas claras con

concentraciones de Cl− superiores a 5 mg/L.

1.2.2.2. Valoración complejométrica con Hg(NO3)2

Durante la valoración de Cl−con Hg(NO3)2 se forma HgCl2 que se encuentra ligeramente

disociado. Se emplea como indicador del punto final de la valoración la difenilcarbazona que

forma un complejo púrpura con el exceso de iones Hg22+

. Los iones Br− y I

− reaccionan con el

Hg(NO3)2 en la misma medida que los iones Cl− por lo que constituyen interferencias.

Interfieren además los iones SO32−

, Fe3+

, CrO4− (APHA A, 2005).

1.2.2.3. Método Iodométrico

Este método involucra la medición mediante potenciometría directa del ión I−

que queda en

exceso luego de agregarle KI a la muestra previamente acidificada (APHA A, 2005). Para ello

se emplea un pH metro de escala expandida, electrodo de referencia de platino y electrodo

selectivo de I−. Interfieren con este método los agentes oxidantes, así como los iones I

−, Br

−,

Cu2+

. Los iones Ag+ y Hg2

2+ interfieren cuando sus concentraciones se encuentran por encima

de 10 y 20 mg/L respectivamente.


15

1.2.2.4. Electrodos de ion selectivo (EIS) para cloruro

El electrodo selectivo de cloruro está diseñado para medir concentraciones y actividades del

ion cloruro. La membrana está ubicada en la parte inferior del electrodo y no precisa el relleno

con electrolito interno. Es un electrodo indicador que necesita trabajar siempre junto a uno de

referencia. Especialmente indicado para el análisis de: aguas residuales, de bebida, de alta

pureza, alimentos, suelos y fluidos biológicos (APHA A, 2005).

Muestras que contengan I− dañarán irreversiblemente la membrana. Los iones Br

−, CN

−, Ag

+ y

S2−

son interferencia. Esta interferencia se puede eliminar mezclando patrones y muestras en

relación 1:1, con una disolución tampón de NaBrO3. De este modo también se pueden oxidar

pequeñas cantidades de CN−.

La detección con electrodo de ión selectivo permite abarcar el intervalo más amplio de

concentración, no requiere tratamiento previo de la muestra, puede aplicarse sin problemas en

muestras que presentan turbiedad o color, las posibles interferencias se pueden eliminar con

facilidad.

Métodos de determinación de CN−

La determinación de cianuro se realiza principalmente mediante métodos espectrofotométrico,

volumétrico y potenciométrico de electrodo selectivo. La elección de la técnica de análisis

químico a utilizar depende de varios factores: el tipo de cianuro que se quiere analizar, su

concentración, la precisión requerida, la claridad de la solución y principalmente, la presencia

de sustancias que pueden interferir con el método de análisis.

1.2.3.1. Método de destilación

El método de destilación se aplica para liberar de la muestra de agua bajo condiciones

controladas el cianuro total presente en compuestos o complejos de cianuro orgánicos e

inorgánicos. Al mismo tiempo este método vuelve susceptible el cianuro a la cuantificación

final mediante los ensayos que se explican posteriormente en este epígrafe.

Este método cuantifica el cianuro libre, los cianuros simples y la mayoría de los complejos

metálicos de cianuro (excepto los de oro, platino y cobalto). Existen numerosas versiones de la

técnica de destilación, con diferentes reactivos según los complejos de cianuro que se quieran


16

disociar. La variante más utilizada de este método para el análisis de cianuro total es una

destilación ácida a reflujo que utiliza cloruro de magnesio (MgCl2) como catalizador para

descomponer los complejos metálicos. El límite de detección de la concentración del cianuro

por este método es de 0.005 mg/L(APHA A, 2005).

1.2.3.2. Determinación de cianuro libre por el método volumétrico

Este método se emplea para la determinación de CN−libre, se basa en la reacción del nitrato de

plata con el ion cianuro en solución alcalina para formar el complejo soluble Ag(CN)2−según

la reacción:

Ag+

(ac) + 2CN−

(ac) → Ag(CN)2−

(ac)

Se utiliza para concentraciones de cianuro mayores de 5 mg/L y en soluciones claras (APHA

A, 2005).

1.2.3.3. Método Espectrofotométrico UV empleando Cloramina – T

Este método es usado para determinar la concentración de cianuros inorgánicos en aguas

residuales, potables y naturales. El método detecta los cianuros tanto en forma de sales simples

solubles como de radicales complejos. En la medición espectrofotométrica, el cianuro se

convierte en cloruro de cianógeno (CNCl) por reacción con cloramina - T a un pH menor de 8

evitando que se lleve a cabo la hidrólisis de los cianuros. Después de que la reacción termina,

el color se forma por la adición del reactivo ácido piridin-barbitúrico. La longitud de onda

empleada es 578 nm. El límite máximo de detección de la concentración de cianuro en este

método es de 0.02 mg/L (APHA A, 2005).

1.2.3.4. Cianuro WAD o disociable en ácidos débiles

Se trata de un método colorimétrico, que se ha mostrado como relativamente sencillo y

adecuado para un amplio rango de concentraciones. Su fundamento es el desarrollo del color

de la solución a analizar, mediante la acción del ácido pícrico en presencia de níquel, y un

calentamiento de la solución “al baño María” durante 30 minutos, como paso previo a la

medida, que se realiza mediante un espectrofotómetro, fijando la longitud de onda en la parte

visible del espectro a 520 nm. Teóricamente este método mide el cianuro de hidrógeno y los


17

complejos de Cd, Cu, Ni, Ag y Zn. El límite de detección de la concentración de cianuro es de

0.2 mg/L (APHA A, 2005).

1.2.3.5. Electrodos de ion selectivo (e.i.s.) o de membrana

Se utiliza este método para concentraciones bajas de cianuro. La técnica permite medir de

manera muy precisa cantidades mínimas de cianuro tanto en soluciones claras como en pulpas

o soluciones con color. El electrodo posee una membrana de sulfuro de plata y yoduro de plata

que reacciona con el cianuro de la solución y libera una cantidad proporcional de ion yoduro,

según la siguiente reacción:

2CN−

(ac) + AgI(ac) → Ag(CN) 2

−(ac) + I

−(ac)

El método del electrodo selectivo es aplicable para agua potable, aguas naturales y residuales

domésticas e industriales en el intervalo de concentraciones de 0,03 – 260 mg/L. Las altas

concentraciones de los cationes Cu2+

, Cd2+

y Ni2+

causan interferencias en la medición ya que

forman complejos con los iones CN−. Los iones Cl

−, I

− y Br

− pueden afectar las mediciones si

se encuentran en altas concentraciones y el S2−

interfiere incluso a bajas concentraciones por

lo que no debe estar presente en las muestras. El color y la turbiedad no interfieren (APHA A,

2005).

El uso de electrodos de ión selectivo como método de análisis ofrece una serie de ventajas que

los hacen muy atractivos, entre éstas se pueden citar:

Se realiza lectura directa de la concentración de aniones y cationes.

Tienen un amplio intervalo de trabajo.

Permiten el análisis de trazas debido a que sus límites de detección son muy bajos.

La cantidad de muestra a utilizar es reducida.

El análisis requiere corto tiempo.

Las señales que se presentan en una celda electroquímica son de naturaleza eléctrica,

por tanto no requieren transformación para ser medidas.

La muestra no requiere tratamiento previo y además, están exentos de interferencias o

éstas generalmente se pueden eliminar con facilidad.


18

La turbiedad y el color presentes en la muestra no causan interferencia en la

determinación.

El análisis es de bajo costo en comparación con la mayoría de técnicas instrumentales.

1.3. Funcionamiento de los electrodos de ion selectivo (EIS) o de membrana

Un electrodo selectivo a iones (EIS) o de membrana consiste en una membrana electroquímica

compuesta de una fase sólida o líquida permeable y selectiva a una especie en solución, un

electrolito de referencia interno (solución interna) de actividad fija (aint) y un elemento de

referencia interno. Este electrodo, junto con el de referencia externo, se introducen en la

solución o muestra que contiene el analito de alguna actividad (amuestra). El potencial medido

(E celda) se calcula como (Glazier et al., 2003):

E celda = E ref ,ext – E ref, int + E memb + E ij Ec. 1.1

donde E ref ,ext es el potencial del electrodo de referencia externo, E ref ,int el potencial del

electrodo de referencia interno, E memb el potencial de membrana y E ij el potencial de unión

líquida.

Si la membrana es selectivamente permeable a un ión particular se desarrolla un potencial a

través de ésta, que depende de la relación de actividades del ión con el otro lado de la

membrana, como lo describe la ecuación de Nernst:

Ec. 1.2

Donde z es la carga del ion. Por sustitución de la ecuación 1.2 en la ecuación 1.1, se consigue

una expresión general para la celda electroquímica, que se escribe como sigue:

Ec. 1.3

Los potenciales de media celda de los dos electrodos de referencia son constantes, las

condiciones de la solución de la muestra pueden ser controladas de manera que Eij sea

efectivamente constante y la composición de la solución interna puede ser tal que (ainterno) sea

constante. De esta manera la ecuación anterior se puede simplificar como sigue:

Ec. 1.4


19

donde K representa los términos constantes en la ecuación.

La relación logarítmica entre el potencial de la celda y la actividad del analito es la base de la

determinación cuantitativa con EIS en un proceso analítico. Una gráfica del potencial de la

celda contra log (a) para una serie de soluciones patrón debe ser lineal a través del intervalo de

trabajo del electrodo y tiene una pendiente de 2,303 RT/zF o 0,05916/z para mediciones

realizadas a 250C. Puesto que algunas membranas responden a varios iones, además del

analito, una expresión más general de la ecuación anterior es:

Ec. 1.5

donde aj = actividad de ion interferente, j, x = carga del ion interferente, kij = constante de

selectividad.

Existen cuatro tipos de electrodos de membrana (Hu et al., 2016): 1.) De membrana de vidrio,

caso del electrodo para determinar pH, 2.) De membrana líquida, entre los que se encuentran

los EIS para nitrato, cloruro y cianuro, 3.) De estado sólido, 4.) Sensores de gases, como es el

caso del EIS para amoniaco.

Electrodos de membrana líquida para la determinación de iones

Consisten en una membrana delgada, porosa e inerte, que contiene un líquido con un

intercambiador iónico dispuesto en ella. El líquido es un solvente viscoso insoluble en agua,

en el que se disuelve un intercambiador iónico orgánico hidrofóbico o un ionóforo portador

neutro que reacciona selectivamente con el ión que se determina. El líquido se inmoviliza

dentro de la membrana matriz que usualmente es PVC, y un plastificante. La relación

PVC/plastificante y el espesor de la membrana influyen en la sensibilidad y selectividad de la

misma. Son de fácil manipulación y de rápida respuesta, pero pueden verse afectados por

variables como la temperatura y la agitación y no pueden estar al aire libre por mucho tiempo,

cuando se van a realizar lecturas (RESEARCH., 2011).

En la figura 1.2 (Manahan, 2009) se muestra el mecanismo por el cual el electrodo

responde a la actividad de A−. El intercambiador aniónico R reacciona con A− en cada

interface membrana – solución y extrae A−, esta extracción genera un potencial de

membrana negativo en cada interface debido a la separación de la carga que ocurre cuando


20

a) A− es extraído hacia el interior de la membrana en la forma de RA− y b) el contraión X+

permanece en la solución acuosa. Cuando la actividad de A−aumenta, la actividad de RA−

en la membrana aumenta y el potencial de membrana también aumenta (Arada et al.,

2002). Así, la respuesta de potencial del electrodo es controlada por la reacción interfacial

mostrada.

Figura 1.2: Esquema del mecanismo de respuesta para un electrodo de membrana líquida

La reacción ocurre en la superficie externa de la membrana que está expuesta a la muestra y en

la superficie interna de la misma que está en contacto con la solución de relleno del electrodo.

El potencial interno de la membrana se mantiene constante, manteniendo constante la

actividad de A−

en la solución de relleno del electrodo, de manera que la posición de equilibrio

de la reacción superficial es constante. Para esto se utiliza una solución acuosa de KCl, que

proporciona una actividad de cloruros constante para equilibrar el potencial del electrodo de

referencia interno de Ag/AgCl. De este modo el cambio de potencial medido en el circuito

solamente corresponde al potencial de la superficie de la membrana en contacto con la

muestra, E memb (muestra).

E = E0 + S Log [A-]muestra Ec. 1.6

donde: E0 = potencial del electrodo de referencia, S = pendiente del electrodo.

1.4. Validación de los métodos analíticos


21

Las técnicas descritas en la literatura o de nueva creación deben ser sometidas a procesos de

validación que permiten determinar los parámetros de desempeño de dichas metodologías, a

través de los procedimientos descritos en las normas (ONN, 2010b, Eurachem Guide, 2005).

La validación de los métodos analíticos en las actividades de control, desempeña un papel

determinante, pues de ellos depende la comprobación confiable y reproducible de los índices

de calidad de las materias primas y productos, lo cual contribuye al aseguramiento de la

calidad, seguridad y eficiencia de los mismos.

La validación establece pruebas documentales que aportan un alto grado de seguridad, de que

un proceso planificado se efectúa en conformidad con los resultados previstos. A continuación

se presentan los aspectos más importantes, comunes para dichas normas, y que fueron tomadas

en consideración en el presente trabajo.

Existen características que definen la aptitud de un método analítico para el uso al que se

destina. Dichas características son las siguientes:

Características de practicabilidad: Son las que deciden si el procedimiento analítico

es fácil o difícilmente realizable en la práctica. Los parámetros de practicabilidad se

evalúan en la fase de desarrollo del método analítico: tiempo, coste, tamaño de la

muestra, calificación del personal, tipo de equipo e instrumentación, condiciones de

seguridad, entre otras.

Características de idoneidad: Son el conjunto de parámetros que garantizan que el

sistema responde, en el momento del análisis, a los requisitos fijados en la validación

del método. La idoneidad verifica el buen funcionamiento del sistema (instrumento y

método) en el momento de su uso.

Características de fiabilidad: Son las que demuestran la capacidad de un método

analítico para mantener a lo largo del tiempo los criterios fundamentales de validación.

Los parámetros que expresan la fiabilidad de los métodos analíticos son: linealidad,

veracidad, precisión, límite de detección, límite de cuantificación y selectividad.

La necesidad de efectuar el proceso de validación podría ser resumida en los siguientes

apartados (Uribe et al., 2013):


22

Proporciona un alto grado de confianza y seguridad en el método analítico y en la

calidad de los resultados, lo que se traduce en una disminución del número de fallos y

repeticiones, con el consiguiente ahorro de los costos asociados.

Permite un conocimiento profundo de las características de funcionamiento del método

analítico.

Hace posible el cumplimiento de las exigencias legales.

Criterios para la selección de los parámetros de desempeño

El campo de aplicación del método determinará la extensión del trabajo de validación, por otro

lado, los parámetros o elementos de desempeño analítico se proponen teniendo en cuenta el

método de ensayo y el componente a determinar.

- Teniendo en cuenta el método de ensayo

Se consideran seis categorías diferentes de métodos de ensayo químicos aplicables en los

laboratorios químicos (Tabla 1.1):

Tabla 1.1: Diferentes categorías de métodos de ensayo según el grado de validación y el

trabajo adicional recomendado

Grado de validación externa Validación interna recomendada

1 Método validado externamente mediante

un ensayo colaborativo.

Verificación de veracidad y precisión.

2 Método validado externamente pero se

utiliza para una nueva matriz o

con nuevo instrumento.

Verificación de veracidad y precisión,

también es posible establecer el límite de

detección.

3 Método bien establecido, pero no validado. Verificación, es posible una validación

más extensa.

4 Método publicado en la literatura científica

y con las características de ejecución

Verificación, es posible una validación

más extensa.


23

más importantes establecidas.

5 Método publicado en la literatura científica

sin presentación de las características de ejecución.

El método necesita una validación

completa.

6 Método desarrollado internamente. El método necesita una validación

completa.

- Según el analito a determinar

Se puede considerar que los métodos de ensayo químicos se agrupan generalmente en dos

grandes categorías, según este criterio:

Cuantificación de un componente mayoritario.

Cuantificación de una traza o componente minoritario.

Los métodos analíticos utilizados para determinar concentraciones próximas al límite de

detección del método, requieren una validación más extensa que aquellos utilizados para

determinar concentraciones muy por encima del límite de detección (ONN, 2004, ONN,

2010b) . En estos casos, la especificidad y el límite de detección constituyen los parámetros

de desempeño fundamentales a evaluar (Fernández, 2011).

Verificación de métodos analíticos

Reviste gran importancia para la Química Analítica, la obtención de resultados confiables, por

lo cual se hace necesario realizar el proceso de verificación para los métodos aplicados en el

laboratorio. El proceso de verificación o validación parcial consiste en demostrar

estadísticamente que el método es adecuado para un propósito determinado, esto es, que posee

alto grado de confiabilidad, que puede ser aplicado a un amplio número de muestras y

matrices y que es práctico con relación al costo y tiempo requerido en el análisis (Green,

1996, Huber, 1998, IUPAC, 2012).


24

Entre los parámetros generalmente empleados en la verificación de un método analítico se

consideran: linealidad, precisión, veracidad, límite de detección, límite de cuantificación, y

sensibilidad (Molina, 2013).

1.4.1.1. Linealidad e Intervalo de Respuesta Lineal

El intervalo de respuesta lineal es el intervalo de concentración donde se ha comprobado un

comportamiento lineal en la respuesta instrumental. Se refiere a la proporcionalidad, directa o

después de la transformación matemática conveniente, entre la respuesta del método y la

concentración del analito, dentro de un intervalo de concentraciones apropiadas.

El intervalo de respuesta lineal se puede evaluar por inspección visual de la gráfica obtenida

de la respuesta en función de la concentración, por la sumatoria de cuadrados de residuos, la

cual consiste en hallar la diferencia entre el valor esperado y el obtenido con la ecuación de la

recta y observar la tendencia de la sumatoria del cuadrado de estos residuos, un valor pequeño

de la sumatoria sugiere un intervalo de respuesta lineal conveniente; y por el coeficiente de

correlación de la recta, que debe tener un valor cercano a 1,00 (o mayor que 0,995 para la

mayoría de analitos), teniendo presente que el coeficiente de correlación solo no es suficiente

y puede conducir a una evaluación errónea del intervalo de respuesta lineal (Mark and

Workman, 2007).

Para la linealidad, la recta obtenida (con el número conveniente de réplicas y después de hacer

el ajuste por mínimos cuadrados) es una estimación de la verdadera recta y se considera

estadísticamente válida, si los valores de la respuesta no se desvían significativamente

respecto al valor medio de la recta de mejor ajuste y la pendiente b es significativamente

diferente de cero (Green, 1996, Huber, 1998, IUPAC, 2012).

1.4.1.2. Sensibilidad

La sensibilidad de un método analítico se puede definir como la derivada de la magnitud

analítica dependiente de la concentración del analito, respecto de dicha concentración. Así, se

acepta como valor de la sensibilidad el de la pendiente de la función de calibrado, denominada

según la IUPAC, sensibilidad del calibrado (IUPAC, 2012).


25

1.4.1.3. Límite de Detección

Es la menor concentración de analito que puede ser detectada en una muestra, pero no

necesariamente cuantificada, bajo las condiciones experimentales establecidas, y que se puede

diferenciar de la respuesta dada por el blanco con un nivel de confianza específico (Long and

Winefordner, 1983, Program, 1996). De acuerdo con la IUPAC (IUPAC, 2012):

yL = B± kSB Ec. 1.7

Siendo: yL la señal del límite de detección; que es el promedio de la señal de los blancos; SB, la

desviación estándar de los mismos; k factor numérico cuyo valor está relacionado con el nivel

de confianza, tomándose para el mismo un valor de 3 según sugiere la IUPAC (IUPAC,

2012).

1.4.1.4. Límite de Cuantificación

Es la menor concentración de analito que puede ser determinada cuantitativamente con un

nivel aceptable de precisión y exactitud.

yc = B ± kSB Ec. 1.8

Siendo: yc la señal de cuantificación; B, el promedio de los blancos; SB, la desviación estándar

de los mismos; k=10 (Committee, 1987, Long and Winefordner, 1983, Program, 1996).

1.4.1.5. Precisión

Para el análisis de la precisión el método se aplica repetidamente a diferentes preparaciones de

una misma muestra homogénea. Puede ser caracterizada por la repetibilidad y la precisión

intermedia. Se evalúa por la desviación estándar y el coeficiente de variación (Huber, 1998,

IUPAC, 2012).

Repetibilidad: hace referencia a la concordancia entre los resultados obtenidos con el mismo

método, bajo las mismas condiciones (mismo experimentador, instrumentos, reactivos,

laboratorio, día), en muestras idénticas.

Precisión intermedia: evalúa la concordancia entre resultados independientes obtenidos por el

mismo experimentador, utilizando el mismo método de análisis, en diferentes días, en el

mismo laboratorio y empleando el mismo instrumento o, haciendo alguna variación en el


26

método de análisis, en el instrumento, en el laboratorio o incluso cambiando el

experimentador.

1.4.1.6. Veracidad

Es la diferencia entre un valor aceptado como verdadero y el valor encontrado

experimentalmente. El valor aceptado como verdadero puede ser obtenido de diferentes

formas. Una es comparando los resultados con un método que se ha establecido como

referencia; en esta aproximación se asume que la incertidumbre del método de referencia es

conocida. La forma más usual de evaluar la veracidad del método de análisis es a través del

porcentaje de recuperación, haciendo adición conocida de analito en la muestra.

Frecuentemente se aplica un ensayo t - Student para encontrar diferencias significativas entre

el porcentaje de recuperación obtenido y el esperado (Karim et al., 1986).

Capítulo 2: Materiales y Métodos

27

CAPÍTULO II: Materiales y métodos.

En el presente capítulo se describe la etapa experimental de la investigación desarrollada,

especificando las condiciones a las cuales se efectuaron los experimentos correspondientes, los

reactivos, materiales y equipamiento. Finalmente, se describen los parámetros utilizados para

la verificación de la técnica potenciométrica empleando electrodos selectivos de membrana

líquida para la cuantificación de iones NO3−, Cl

− y CN

− en muestras de aguas naturales y

residuales.

2.1. Descripción de la metodología analítica utilizada

Para la determinación de los iones NO3−, Cl

− y CN

− en muestras de aguas naturales y

residuales se aplica el procedimiento descrito en el manual del equipo (WTW, 2007). Para el

mismo se utilizan soluciones patrones suministradas por la propia marca (WTW).

2.1.1. Reactivos, materiales y equipamiento utilizado

2.1.1.1. Reactivos empleados:

Solución de nitrato de sodio (NaNO3) 10 g/L (ES/NO3, WTW)

Solución de sulfato de aluminio (Al2(SO3)3) con adiciones de sulfato de plata (Ag2SO3)

y ácido sulfámico (TiSAB/NO3, WTW)

Solución de sulfato de amonio ((NH4)2SO4) (ELY/BR/503/N, WTW)

Solución de nitrato de potasio (KNO3) (ELY/BR/503, WTW)

Solución de nitrato de sodio (NaNO3) 5 mol/L (ISA/FK, WTW)

Solución de hidróxido de sodio (NaOH) 5 mol/L (MZ/NH3/CN, WTW)

Cloruro de sodio (NaCl) al 99,99 % de pureza (Merck)

Cianuro de potasio puro para análisis. (KCN) (Merck)

Hidróxido de sodio (NaOH) (Merck)

Agua desionizada (Conductividad, µS/cm a 25ºC ≤ 0,8)

Preparación de disoluciones:


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Solución estándar de NO3− (1000 mg/L): Se tomó una alícuota de 100 mL de la

solución de nitrato de sodio de concentración 10 g/L y se llevó a un matraz aforado de

1 L, enrasando con agua desionizada.

Solución estándar de Cl− (1000 mg/L): Aproximadamente 10 g de cloruro de sodio de

99,99 % de pureza se secaron durante una hora en estufa a una temperatura de 105 °C.

Se pesaron 0,6066 g de NaCl, se disolvieron, se trasvasaron a un matraz aforado de 1 L

y se enrasó empleando en ambos casos agua desionizada. .

Solución estándar de CN− (1000 mg/L): Se pesó 2,510 g de KCN y 1,6 g de NaOH, se

disolvieron en agua desionizada y se trasvasaron a un matraz aforado de 1 L, se enrasó

con agua desionizada y se homogenizó.

2.1.1.2. Materiales y equipamiento utilizado

Materiales:

Matraces aforados de 100 mL, 500 mL y 1 L

Pipetas aforadas de 5, 10, 25 y 50 mL

Micropipetas de 5 – 10 μL, de 10 – 100 μL, de 100 – 1000 μL y de 1 – 5 mL

Beakers de 50, 100 y 250 mL

Papel de filtro

Equipamiento:

Equipo inoLab pH ION 735 (WTW) (Ver Anexo 1)

Balanza analítica (DENVER INSTRUMENT)

Estufa (WTC Blinder)

Electrodo de ión selectivo (EIS) de nitrato (NO3−) NO 500 (marca: WTW) (Ver figura

2.2)

Electrodo de ión selectivo (EIS) de cloruro (Cl−) Cl 500 (marca: WTW) (Ver figura

2.2)

Electrodo de referencia R 503 (marca: WTW) (Ver figura 2.2)


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Electrodo (combinado) de ión selectivo (EIS) de cianuro (CN−) CN 800 (marca:

WTW) (Ver figura 2.2)

El equipo inoLab pH ION 735 (WTW) (ver figura 2.1), empleado para la determinación de

NO3−, Cl

− y CN

−, se encuentra verificado; del mismo modo toda la cristalería que se empleó se

encuentra debidamente certificada por la Oficina Territorial de Normalización (OTN).

Figura 2.1 Equipo inoLab pH ION 735 (WTW)

2.1.2. Calibración del equipo y puesta en funcionamiento

Como paso previo a la lectura de la concentración en el equipo inoLab pH ION 735 (WTW),

se procede a la calibración del mismo empleando dos buffer de pH, uno de pH 7 para ajustar el

valor de la pendiente teórica del equipo y otro de pH 4 para las determinaciones de nitrato y

cloruro y 9 en el caso del cianuro, con lo que se ajusta el potencial de asimetría.

Posteriormente se realiza la calibración ISE, con lo que el equipo queda listo para reportar los

valores de concentración de los analitos medidos (Wilson, 2013). En el Anexo 1 se encuentra

el procedimiento especificado para el trabajo con este equipo.

2.1.2.1. Frecuencia de calibración

La frecuencia de calibración tanto del equipo como de los electrodos puede variar de 1 a 7 días

según se especifica en el manual del equipo (WTW, 2007). Para lograr resultados más

precisos se debe medir las muestras poco después de la calibración. Lo ideal sería que cada


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medida de la muestra esté precedida por una calibración aunque para muchas aplicaciones será

suficiente hacer sólo una curva de calibración antes de tomar una serie de medidas.

2.1.2.2. Preparación de las curvas de calibración de los electrodos empleados

La calibración se llevó a cabo mediante la inmersión de los electrodos en una serie de

soluciones de concentración conocida y trazando un gráfico de la lectura de ∆E (mV) frente al

logaritmo de la actividad. En este trabajo se considera que el valor de los coeficientes de

actividad puede ser igualado a la unidad mediante la adición de ajuste de la fuerza iónica en

todas las muestras, por lo cual se realizaron las curvas de calibración graficando ∆E vs log c

(mg/L).

En la tabla 2.1 se muestra el intervalo de trabajo de los electrodos y el intervalo en que se

prepararon las curvas de calibración para cada ión. Se realizaron 10 réplicas en cada caso.

Tabla 2.1: Intervalo de concentración para las curvas de calibración

Iones Intervalo de trabajo de los

electrodos (mg/L)

Intervalo de conc. de las

curvas de calibración (mg/L)

NO3− 0,14 – 14000 0,5 – 100

CN− 0,03 – 260 0,5 – 100

Cl− 2 – 35000 0,5 – 100

Se prepararon varias series de patrones para cada ión donde se estudiaron nueve niveles de

concentración y se varió el porciento de solución reguladora de la fuerza iónica que se le

agregó, a fin de estudiar el impacto de esta sobre la sensibilidad del equipo.

En el caso de las soluciones de NO3−se prepararon series con 1, 3 y 5 % de TiSAB/NO3

(Buffer de ajuste de fuerza iónica para nitrato. Para Cl− se prepararon dos series con 0,5 y 1 %

de solución de NaNO3 (Buffer de ajuste de fuerza iónica para la determinación de cloruro) y

para CN− se prepararon dos series con 1 y 2 % de NaOH (Buffer de ajuste de fuerza iónica

para la determinación de cianuro). Los niveles de concentración para los tres iones se

muestran en la tabla 2.2.

Tabla 2.2: Niveles de concentración para las curvas de calibración

Iones Niveles de concentración (mg/L)

1 2 3 4 5 6 7 8 9


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CN- 0,1 0,5 1,0 5,0 10,0 20,0 50,0 70,0 100,0

NO3- 0,5 1,0 2,0 5,0 10,0 30,0 50,0 70,0 100,0

Cl- 1,0 2,0 5,0 10,0 20,0 40,0 60,0 80,0 100,0

A continuación se realizó la lectura de la concentración de las soluciones estándares y de las

muestras, a las que se le agregó el porciento óptimo de solución de ajuste de fuerza iónica en

cada caso, en el equipo inoLab pH ION 735 (WTW) en uso.

2.1.2.3. Adición de la solución de ajuste de fuerza iónica

Como se señaló anteriormente el buffer de ajuste de fuerza iónica se añade normalmente a las

muestras y estándares con el fin de garantizar que todas las soluciones medidas tengan la

misma fuerza iónica y evitar errores debido a las diferencias entre la actividad medida y la

concentración real. En muchos casos los fabricantes de EIS recomiendan el uso de estas

soluciones para las muestras y patrones, independientemente de que las muestras tengan una

alta fuerza iónica o no, ya que esto puede ayudar a estabilizar el potencial de unión líquida del

electrodo de referencia y por lo tanto reducir los errores en la medición, y reducir el tiempo

necesario para alcanzar una lectura estable (Wilson, 2013).

2.1.2.4. Preparación de los electrodos

Los electrodos indicadores NO 500 y Cl 500, así como el electrodo combinado CN 800 se

deben activar sumergiéndolos en una solución de concentración 0,1 mol/L de los iones a los

que son selectivos, durante 12 horas. El electrodo combinado CN 800, empleado en la

determinación de cianuro se rellena con el electrolito puente ELY/BR/503. El electrodo de

referencia R 503 se rellena con el electrolito puente ELY/BR/503 para la determinación de

cloruro y con ELY/BR/503/N para la determinación de nitrato. Esta operación se realiza por la

abertura de llenado del electrolito puente que se encuentra en la parte superior del vástago (ver

figura 2.2); se oprime brevemente el vástago del electrodo contra el cabezal de conexión, para

mojar el diafragma esmerilado con el electrolito puente. A continuación se rellena el

electrolito puente derramado de modo que los diafragmas interiores queden cubiertos por el

mismo. Luego de realizadas estas operaciones se procede a enjuagar el electrodo con agua

desionizada y se seca con un papel de filtro.


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Figura 2.2: Partes que componen los ISE de nitrato, cloruro, cianuro y de referencia

Las puntas de los electrodos deben enjuagarse con agua desionizada y secarse con papel de

filtro entre las mediciones. Para obtener resultados más precisos, que puede ayudar a

minimizar los efectos de histéresis los electrodos se empapan en agua desionizada durante 20

o 30 segundos antes de cada medición, de manera que cada nueva lectura se enfoca desde la

misma dirección, (es decir, siempre de baja a alta concentración como se recomienda para las

medidas de calibración, para reducir al mínimo la contaminación cruzada, en lugar de

depender de la última muestra medida (Wilson, 2013).

2.1.2.5. Cuidado y mantenimiento del EIS

Al manejar un EIS, se debe tener cuidado para no dañar la superficie de la membrana, para

ello se colocan en el soporte del electrodo con la superficie de la membrana abierta al aire,

pero protegido por una capucha protectora limpia y seca. Luego de terminar la determinación

la membrana se protege, cubriendo con el tapón de goma que se proporciona con el electrodo

(Wilson, 2013).

2.1.3. Muestreo de aguas de pozo y aguas residuales

Se tomaron muestras provenientes de pozos ubicados en diferentes lugares de la ciudad de

Santa Clara. Además se analizaron muestras de aguas residuales pertenecientes a la UEB


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Pieles Centro de la provincia de Sancti Spíritus y la fábrica de Fertilizantes de Nuevitas,

Camagüey. El muestreo se llevó a cabo por especialistas del Centro de Estudios de Química

Aplicada (CEQA) a excepción de la muestra proveniente de la fábrica de fertilizantes que fue

tomada por técnicos de la empresa.

En el caso del agua de pozo se tomó una muestra simple o puntual una sola vez, y para las

aguas residuales se toman varias muestras en diferentes intervalos de tiempo durante una

jornada laboral de 8 horas clasificándose la muestra como compuesta. Posteriormente se

conservaron para uso final.

A las muestras se le realizaron las determinaciones de nitrato, cloruro y cianuro por el método

potenciométrico empleando electrodos selectivos.

2.2. Criterios de verificación aplicados al método desarrollado

La verificación del método se llevó a cabo según lo establecido en las normas de validación

(Eurachem Guide, 2005, ONN, 2004, ONN, 2010b). Se evaluaron los siguientes parámetros

de verificación: intervalo lineal, límite de detección, límite de cuantificación, precisión y

veracidad. Todos los cálculos realizados durante el procesamiento de los datos experimentales

se realizaron con el programa Microsoft Office Excel 2010.

2.2.2. Rechazo de valores anómalos

Tras la obtención de cualquier dato experimental hay que tener en cuenta que antes de

considerarlo se debe verificar su idoneidad puesto que puede haber algún valor considerado

anómalo. Para esta finalidad se recurrió a los test estadísticos de Dixon y Grubbs, que se

emplean para el rechazo de valores anómalos (Harvey, 2000). Con este fin se ordenaron de

menor a mayor los valores de potencial (en mV) obtenidos para cada réplica y se procedió

según las especificaciones propias de cada uno de los test aplicados.

-Test Q de Dixon: procedente de una prueba de contraste que evalúa el cumplimiento o no del

estadístico Q, calculado, frente al establecido en tablas:

| |

Ec. 2.1

Las hipótesis consideradas en este test son:


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H0: Valor no anómalo, Q exp < Q crítico

H1: Valor anómalo, Q exp ≥ Q crítico

-Test de Grubbs: prueba de contraste que emplea el estadístico G, como cálculo,

comparándolo con tablas:

| |

Ec. 2.2

donde S es la desviación estándar de los valores de potencial de las réplicas para cada nivel de

concentración.


H0: Valor no anómalo, G exp < G crítico

H1: Valor anómalo, G exp ≥ G crítico

2.2.3. Función de calibración

El modelo de calibración seleccionado fue el de regresión lineal univariante por mínimos

cuadrados (Kutner et al., 2005). La estimación de los parámetros a y b del modelo fue la

primera operación que se realizó, con objeto de obtener la función lineal de calibración. Para

ello se partió de una serie de n pares de valores experimentales correspondientes a las

concentraciones y señales analíticas, y se les aplicó el método de mínimos cuadrados.

Los intervalos de confianza de la pendiente (b) y la ordenada (a) se calculan a partir de las

siguientes ecuaciones (ONN, 2010b):

Ordenada en el origen: a ± tα, n-2⋅Sa

Pendiente: b ± tα, n-2⋅Sb

donde tα, n-2 es el valor del estadístico t-Student para un nivel de significación α determinado y

n - 2 grados de libertad, y Sb y Sa son las desviaciones estándar correspondientes a la

pendiente y ordenada, respectivamente. En este trabajo se utiliza un nivel de significación del

5%.


35

2.2.4. Linealidad

Para comprobar la linealidad de los datos se optó por la evaluación de la misma a través de los

test de Tiley, de Falta de Ajuste (LOF por sus siglas en inglés) (Kutner et al., 2005, ONN,

2010b) análisis del Coeficiente de Calidad (QC) y de los residuos de la regresión lineal.

2.2.4.1. Test de Tiley

Este se aplica sobre el conjunto de parejas de datos experimentales empleadas y básicamente

realiza un análisis de los residuos.

Para ello se calcula que es la varianza del error ajustado:

∑

donde y representa el valor y medido, los valores estimados basados en la ecuación de

regresión, y n es el número de pares de puntos (x,y). La desviación típica para las y viene dada

por:

∑

Los valores y son estocásticamente independientes, y

Para este test se consideran las siguientes hipótesis:

H0: La correlación entre x e y es lineal.

H1: La correlación entre x e y no es lineal.

Si la prueba F conlleva a aceptar H0, puede concluirse que la correlación es lineal, es decir, los

datos se ajustan al modelo lineal seleccionado.


36

2.2.4.2. Test de Falta de Ajuste

El test de Falta de Ajuste (LOF por sus siglas en Inglés) se aplica sobre el conjunto de parejas

de datos experimentales empleadas para establecer el modelo de regresión. Es necesario para

ello, tener más de una réplica de algunas de las parejas de datos. Este test compara el valor del

estadístico F, calculado como el cociente de las varianzas debidas al fallo de ajuste MSLF y al

error puro MSPE, con los valores tabulados para un determinado nivel de significación α,

fijado en el 5% y con c - 2 y n - c grados de libertad, siendo c el número de patrones de

calibración diferentes y n el número total de observaciones (Fernández, 2011, Kutner et al.,

2005).

∑

Las hipótesis que se evalúan en este caso son las siguientes:

H0: La correlación entre x e y es lineal.

H1: La correlación entre x e y no es lineal.

Estas se verifican haciendo uso del estadístico F que se calcula según la ecuación 2.7 y se

compara con un valor crítico de F(1 - α, c - 2, n - c):

donde SSE es la sumatoria del error, SSPE es la sumatoria del error puro, dfR y dfF los grados

de libertad para SSE y SSPE respectivamente.

La sumatorias del error (SSE) es la sumatoria del cuadrado de los residuos asociados al

modelo de regresión lineal. Se calcula según la ecuación 2.9:

∑∑( )

La ecuación 2.10 especifica cómo se determinan los grados de libertad para SSE:


37

La sumatorias del error puro (SSPE) se calcula por la ecuación 2.11 y es una medida de la

sumatoria del cuadrado de la desviación de cada uno de los niveles de x:

∑∑( )

El número de grados de libertad asociados a SSPE se calculan según la ecuación 2.12:

∑( ) ∑

Si la aplicación el test LOF conlleva a aceptar la hipótesis nula se concluye que el método

responde a un modelo de regresión lineal.

2.2.4.3. Coeficiente de Calidad (QC)

La evaluación del coeficiente de calidad resulta útil para estimar el comportamiento lineal de

la curva de calibración. Varios autores (De Beer et al., 2012, Van Loco et al., 2002) proponen

que el valor del coeficiente de calidad es una estimación de la calidad de la calibración,

considerándose esta lineal si el valor en porciento de QC es menor que un 3 %. Se calcula

mediante la ecuación 2.13:

√∑(

)

2.2.4.4. Análisis de los residuales

Finalmente, se estudia la homogeneidad de varianzas, es decir, la condición de

homocedasticidad. Para comprobar esta hipótesis, se empleó el análisis gráfico de los residuos,

según (Fernández, 2011), definiendo como residuo la distancia vertical desde cada punto

experimental al valor que le correspondería mediante la recta de regresión estimada por

mínimos cuadrados. De la observación de estas gráficas, puede evaluarse el cumplimiento de

la condición de homocedasticidad de los datos y detectarse la presencia de valores anómalos,

para ello se debe cumplir que sea igual el número de residuos positivos y negativos


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encontrado, que haya aleatoriedad en la distribución y se obtengan valores similares entre los

residuales.

2.2.5. Sensibilidad

La sensibilidad del método es evaluada a través de la sensibilidad de calibrado que coincide

con el valor de la pendiente de la curva de calibracion. Mientras mayor es el valor de la

pendiente, la sencibilidad resulta mayor. El valor de sencibilidad calculado se compara con el

valor reportado por el fabricante (58), mediante la comparación del estadígrafo t exp,

calculado mediante la ecuación 2.14, con el valor crítico t (n – 1, α/2) (Fernández, 2011).

Las hipótesis que se evalúan en este caso son las siguientes:

H0: Valores estadísticamente iguales, t exp ≤ t crítico

H1: Valores estadísticamente diferentes, t exp ˃ t crítico

√

donde S es la desviación estandar de los datos y n el número de niveles de concentración.

2.2.6. Límite de Detección

Se determinó el límite de detección de acuerdo con la definición recomendada por la IUPAC,

(IUPAC, 2012) anteriormente mencionada. Para ello se prepararon diez réplicas de soluciones

blanco para cada ión y se realizó la medición de los valores de potencial.

2.2.7. Límite de cuantificación

Se determinó haciendo uso de los datos para la determinación de límite de detección y

tomando para k (Ec. 1.8) el valor de 10, siguiendo la definición de la IUPAC (IUPAC, 2012).

2.2.8. Precisión

2.2.8.1. Repetibilidad: Para determinar el comportamiento de la repetibilidad del método se

realizó la lectura de las soluciones patrón de nitrato, cloruro y cianuro en tres niveles de

concentración diferentes comprendidos dentro del rango de estudio, veinte veces, en un mismo

día y el mismo analista empleando el equipo inoLab pH ION 735 (WTW) en todos los casos.


39

Se calcula la media de la concentración, la desviación estándar y el coeficiente de variación de

la repetibilidad (CVr) de los resultados obtenidos para cada caso.

2.2.8.2. Precisión intermedia: Para el estudio de la precisión intermedia se realizó el estudio

similar al epígrafe anterior pero en el mismo equipo (anteriormente mencionado), en 3 días

diferentes y con diferentes analistas.

Los valores obtenidos en los tres días se analizan en un solo grupo y se calcula la media (Xm);

la desviación estándar (Sb) y el coeficiente de variación (CV %) de las determinaciones

efectuadas.

También se determina la desviación estándar entre días y analistas (Sentre días/analista) (Gómez et

al., 2007) y el coeficiente de variación entre los días y analistas (CVentre días/analista), así como el

coeficiente de variación teórico según Horwitz (CV % Horwitz).

Para su evaluación también se determinan los siguientes parámetros estadísticos (ONN,

2010b):

Coeficiente de variación (%) pronosticado para la reproducibilidad propuesto por Horwitz,

CVHorwitz, según la ecuación 2.15:

donde C es la concentración media entre los días expresada en g/g.

Como C está expresada en (mg/L) y 1 mg/L =0,001 g/kg = 0,001 g/1000 g = 1*10-6

g/g.

Coeficiente de variación entre los días según:

√∑

El estadígrafo de Fisher (Fexperimental), para conocer si existen o no diferencias significativas

entre las varianzas de los resultados obtenidos por los diferentes analistas y días, según:


40

Se realiza un análisis de varianza (one way ANOVA, α=0.05) para determinar el valor de

Fcalculado con el objetivo de conocer si existen o no diferencias significativas entre los

resultados de los diferentes días.

A partir del test de Fexp se calcula el estadígrafo de Cochran (C) para conocer la homogeneidad

de varianza en cada día por separado, para ello se computa la varianza de cada día (j) y se

divide la mayor (máxima varianza) entre la suma de todas ellas por la expresión:

⌈

⌉

Los criterios de aceptación definidos para evaluar la capacidad del método propuesto a partir

de los datos obtenidos en el estudio de la precisión son:

Criterio de aceptación para evaluar la repetibilidad del método bajo estudio:

El coeficiente de variación de la repetibilidad no supera el valor del 11 % para el valor de la

concentración bajo estudio.

Criterios de aceptación para el análisis de la precisión intermedia del método propuesto:

El valor de CV% Entre días/analista ˂˂ CV% Horwitz, entonces el coeficiente de variación obtenido en

la precisión intermedia es aceptable y el método es considerado preciso.

El valor de Fexperimental ˂ F crítico, criterio que demuestra que los resultados obtenidos en los

diferentes días no difieren entre sí y que el método es preciso.

Si el valor de Fexperimental ˃ F crítico, pero CV% Entre días

˂˂ CV% Horwitz, el método es también

considerado de precisión aceptable.

El valor C experimental ˂ C crítico

es un criterio a favor de la precisión del método porque no existen

variaciones del método para los tres días estudiados.

2.2.9. Veracidad y análisis de muestras

Para la evaluación de este parámetro se analizaron las muestras de aguas subterráneas de

diferentes pozos de la ciudad de Santa Clara, residuales procedentes de la UEB Pieles Centro

de Sancti Spíritus y la fábrica de fertilizantes de Nuevitas, Camagüey.


41

Se empleó el método potenciométrico por electrodos selectivos para la cuantificación de los

iones de interés, por lectora directa, realizando cada medición por triplicado y finalmente se

determinó la concentración de estos analitos por adición de estándar; trabajando con un

volumen de muestra de 25,0 mL. Con tal motivo fueron agregados volúmenes diferentes de

soluciones patrón de 100 y 200 mg/L para alcanzar la adición requerida (0,5; 1,0; 2,0; 3,0; 4,0

y 5,0 mL); calculándose el porcentaje de recuperación para la primera adición de patrón.

Los porcentajes de recuperación para los estándares añadidos a las muestras se calculan según

se describe en la ecuación (ONN, 2010b):

[ ]

donde: c (M+P) es la concentración de la muestra más la concentración del patrón añadido, c

(M) es la concentración de la muestra y c(P) es la concentración del patrón añadido.

Criterios de aceptación para la evaluación de la veracidad del método:

Si el valor de la recuperación media se encuentra entre los valores 97 % ≤ R ≤ 103 %, puede

considerarse que la concentración media experimental es estadísticamente igual al valor

esperado o de referencia (100 %) y por tanto, el método es veraz (ONN, 2004, ONN, 2010b).

Si el valor de texp ≤ ttab (para n - 1 grados de libertad y α = 0,05), quiere decir que para el 95 %

de confianza no existen diferencias significativas entre la recuperación media experimental y

el 100 %, demostrando así la adecuada veracidad del método (ONN, 2010b).

2.3. Efecto matriz

Para evaluar la existencia o no de “efecto matriz”, se han llevado a cabo estudios de

comparación de dos funciones de calibración (Fernández, 2011), una función de calibración

con patrones y otra obtenida por adición de estándar, para todas las muestras analizadas.

2.3.1. Test de comparación de dos rectas de regresión

Esta metodología implica la realización de dos experiencias de calibrado: un calibrado con

patrones y un calibrado de adición de estándar. A continuación se comparan ambas funciones

de calibrado para conocer la existencia o no de diferencias significativas.


42

Para llevar a cabo la comparación, se realiza un test de evaluación de la igualdad de

pendientes y ordenadas. El estadístico a calcular en cada caso dependerá de la existencia o no

de diferencia significativa entre la varianza estimada de los residuos de ambas rectas

(Prichard and Barwick, 2007). El procedimiento a seguir es el siguiente:

2.3.2. Comparación de las varianzas de ambos calibrados

Se comparan mediante un test de F de Snedecor (Fernández, 2011). Las hipótesis

consideradas en este test son:

H0: Varianzas iguales =

; Fexp < F crítico

H1: Varianzas distintas ≠

; Fexp ≥ F crítico

Este test compara un valor del estadístico F calculado según la ecuación 2.5 con un valor

tabulado para (n1-2) y (n2-2) grados de libertad, con un nivel de significación del 5%, siendo

n1 y n2 el número de puntos experimentales de cada una de las funciones de calibrado.

2.3.3. Comparación de pendientes

Se realiza mediante un test de t-Student, según recomienda la NC 368: 2004 (ONN, 2004).

Las hipótesis a tener en cuenta son las siguientes:

H0: Pendientes iguales b1 = b2;t exp<t crítico

H1: Pendientes distintas b1 ≠ b2; t exp ≥ t crítico

El estadístico t exp es diferente en función de la existencia o no de una diferencia

estadísticamente significativa entre las varianzas de los residuos. Si existe diferencia

estadísticamente significativa entre las varianzas de los residuos t será calculado según la

ecuación 2.21:

| |

√

∑

∑

donde y

representan los valores de la desviación estándar de la regresión para la función

de calibración con patrones y la obtenida por adición de estándar, respectivamente.


43

El valor de t calculado se compara con un valor de t tabulado para un nivel de significación del

5% y f grados de libertad, calculados según la expresión 2.22:

∑

∑

∑ ⁄

∑ ⁄

Si no existe diferencia significativa entre las varianzas se calcula la desviación estándar

ponderada de regresión (Sp) a partir de las correspondientes desviaciones estándar del

calibrado con patrones ( ) y adición de patrón (

):

√

donde n1 y n2 son el número de datos experimentales de cada uno de los calibrados.

El estadístico a calcular, es el mostrado a continuación:

| |

√

∑

∑

El valor de tcal se compara con el de ttab con (n1 + n2 - 4) grados de libertad y un nivel de

significación del 5%, siendo n1 y n2 el número de patrones empleados en la preparación de las

rectas de calibración comparadas.

2.3.4. Comparación de los términos independientes

El estadístico a calcular es función, así mismo, de la existencia o no de una diferencia

estadísticamente significativa entre las varianzas de los residuos estimadas en cada caso,

comparadas al igual que en el caso anterior mediante un test de F-Snedecor (Fernández,

2011).


44

Si existe diferencia estadísticamente significativa entre las varianzas de los residuos se calcula

un estadístico z de probabilidad normal ya que en tal caso, la ordenada en el origen no sigue

un modelo de distribución normal.

Las hipótesis a tener en cuenta en este caso son las siguientes:

H0: ordenadas iguales a1 = a2; z exp < z crítico

H1: ordenadas distintas a1 ≠ a2; z exp ≥ z crítico

El estadístico z será calculado según la ecuación 2.25:

| |

∑

∑

donde y

representan los valores de las desviaciones estándar de la ordenada en el

origen para el calibrado con patrones y el de adición de patrón respectivamente.

El valor de z calculado se compara con un valor z tabulado con un nivel de significación del

5%. Si no existe diferencia significativa entre las varianzas, el estadístico a calcular es una t-

Student dada por la ecuación 2.26 y las hipótesis a tener en cuenta en este caso son las

siguientes:

H0: ordenadas iguales a1 = a2; t exp<t crítico

H1: ordenadas distintas a1 ≠a 2; t exp ≥ t crítico

| |

√ (

∑ ∑ )

El valor de t calculado se compara con el valor de t tabulado con (n1 + n2 - 3) grados de

libertad y con un nivel de significación del 5%, siendo n1 y n2 el número de patrones

empleados en la preparación de las rectas de calibrado comparadas.

Capítulo 3: Análisis y discusión de los resultados

45

CAPÍTULO III: Análisis y discusión de los resultados.

En este capítulo se analizan los principales resultados obtenidos del proceso de verificación

realizado al método potenciométrico por electrodos selectivos, referido en los capítulos

anteriores, para proponer la técnica analítica verificada que permita la cuantificación de

nitrato, cloruro y cianuro en aguas naturales y residuales en las condiciones de los laboratorios

del Centro de Estudio de Química Aplicada (CEQA).

3.1 Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la

determinación de nitrato en aguas naturales y residuales

3.1.1. Análisis de valores erráticos

En las tablas 3.1, 3.2 y 3.3 se muestran los valores obtenidos de diferencia de potencial (∆E

(mV)) para los diferentes niveles de concentración con 1%, 3% y 5 % de Buffer de ajuste de

fuerza iónica respectivamente. La presencia de valores erráticos se analizó haciendo uso de los

test estadísticos de Dixon y Grubbs, descritos en el capítulo 2.

Tabla 3.1: Valores medidos para la curva de calibración de NO3- (Serie A).

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5 ∆E 6 ∆E 7 ∆E 8 ∆E 9 ∆E 10

Blanco 304,7 303,0 296,3 296,1 295,9 294,7 290,6 285,3 285,0 284,4

0,500 279,5 278,9 278,6 278,5 278,3 277,9 277,7 277,7 277,3 273,1

1,000 262,4 262,2 261,8 261,6 260,9 260,2 260,2 260,0 259,6 259,4

2,000 244,9 244,4 244,1 243,6 242,8 242,6 241,6 241,5 241,4 241,0

5,000 219,8 219,7 219,6 219,5 219,3 218,9 218,6 218,2 217,8 217,4

10,00 206,9 202,9 202,7 202,6 202,3 201,1 201,1 199,9 199,1 199,1

30,00 174,4 174,4 174,3 173,9 173,6 173,0 172,2 171,3 170,8 170,5

50,00 160,1 160,0 159,8 159,4 159,3 159,2 159,2 159,1 159,0 158,8

70,00 151,2 150,9 150,7 150,2 150,0 149,9 149,7 149,6 149,6 149,4

100,0 142,0 141,9 141,5 141,4 141,3 141,0 140,4 140,2 139,8 137,8

Tabla 3.2: Valores medidos para la curva de calibración de NO3- (Serie B).

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5 ∆E 6 ∆E 7 ∆E 8 ∆E 9 ∆E 10

Blanco 275,8 274,2 273,7 272,1 271,7 271,7 271,5 270,0 269,2 266,8

0,500 249,0 248,3 248,6 247,3 248,0 247,0 246,8 246,9 247,4 249,6


46

1,000 234,3 232,2 232,4 231,9 231,3 230,8 231,0 230,9 229,9 229,2

2,000 216,4 219,3 218,1 218,3 217,9 215,5 217,4 217,8 216,2 219,9

5,000 199,0 199,0 199,2 199,1 198,1 198,7 198,3 195,0 196,3 196,5

10,00 184,3 179,7 180,2 181,1 179,9 180,1 181,2 178,7 177,2 177,1

30,00 150,1 150,1 149,9 151,6 152,4 153,5 152,6 152,4 152,4 151,2

50,00 141,9 140,8 140,2 141,4 141,0 141,5 142,0 141,0 141,0 141,3

70,00 130,5 130,2 131,8 131,6 132,3 130,9 131,8 130,9 131,0 130,7

100,0 121,7 122,4 121,1 121,8 122,0 122,4 122,3 122,7 122,4 122,7

Tabla 3.3: Valores medidos para la curva de calibración de NO3- (Serie C).

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5 ∆E 6 ∆E 7 ∆E 8 ∆E 9 ∆E 10

Blanco 246,4 245,4 245,0 243,9 241,1 240,7 239,0 238,7 238,4 237,0

0,500 223,6 224,0 224,3 223,7 221,8 222,7 219,2 218,9 218,6 219,4

1,000 210,8 210,6 207,5 207,4 207,0 207,8 208,3 205,2 205,3 206,4

2,000 191,9 193,4 192,5 191,9 191,9 191,1 195,7 196,0 195,1 194,9

5,000 175,3 174,1 174,4 175,3 175,3 172,5 172,1 173,5 172,1 173,6

10,00 156,8 157,3 156,2 156,7 160,3 160,9 161,0 160,7 157,4 160,8

30,00 147,1 133,7 132,7 133,8 133,4 132,4 132,5 132,6 132,3 131,7

50,00 119,2 118,7 115,7 116,8 116,8 117,3 117,4 117,5 117,0 116,5

70,00 109,2 109,5 109,4 109,3 108,2 108,4 108,0 108,6 112,9 109,3

100,0 98,9 100,0 98,4 98,1 98,4 97,8 99,1 99,0 99,2 100,1

3.1.1.1. Test de Dixon


H0: Valor no anómalo, Q exp < Q crítico

H1: Valor anómalo, Q exp ≥ Q crítico

Tabla 3.4: Prueba de Dixon para los valores reportados en las curvas de calibración de

NO3-.

Serie A Serie B Serie C Q crítico

(α = 0,05) Q exp mín Q exp máx Q exp mín Q exp máx Q exp mín Q exp máx

0,033 0,088 0,324 0,242 0,157 0,125 0,534

0,727 0,272 0,045 0,246 0,044 0,056

0,058 0,065 0,216 0,485 0,019 0,036

0,101 0,141 0,184 0,162 0,176 0,074

0,175 0,062 0,312 0,034 0,000 0,000


47

0,000 0,512 0,025 0,459 0,086 0,023

0,077 0,000 0,074 0,265 0,286 0,898

0,162 0,091 0,353 0,108 0,267 0,185

0,134 0,188 0,187 0,278 0,133 0,723

0,488 0,045 0,400 0,000 0,136 0,050

Se detecta un valor errático en la Serie A (273,1), que cumple la condición Qexp ˃ Qcrítico. Para

el resto de los casos que se presentan en la Series A y para los datos de la Serie B el valor de

Qexp ˂ Qcrítico por lo que se acepta la hipótesis nula y se concluye que no existen valores

erráticos, para un 95 % de confianza.

En el caso de la Serie C se detectan dos valores erráticos (100,1 y 112,9) para los cuales se

cumple que Q exp ≥ Q crítico por lo que se acepta la hipótesis alternativa y se considera estos

valores como erráticos. Para el resto de los casos de esta serie se cumple la condición Q exp < Q

crítico, aceptándose H0.

3.1.1.2. Test de Grubbs


H0: Valor no anómalo, G exp < G crítico

H1: Valor anómalo, G exp ≥ G crítico

Tabla 3.5: Prueba de Grubbs para los valores reportados en las curvas de calibración de

NO3-.

Serie A Serie B Serie C G crítico

(α = 0,05) G exp mín G exp máx G exp mín G exp máx G exp mín G exp máx

1,277 1,542 1,880 1,594 1,334 1,442 2,11

2,650 0,990 1,114 1,819 1,273 1,144

1,296 1,409 1,452 2,179 1,276 1,664

1,244 1,507 1,588 1,622 1,286 1,404

1,727 1,098 1,984 0,870 1,341 1,153

1,148 2,221 1,346 2,127 1,229 1,059

1,538 1,013 1,375 1,503 0,555 2,815

1,343 1,632 1,911 1,496 1,555 1,868

1,172 1,752 1,448 1,686 0,925 2,617

2,328 1,008 2,158 1,066 1,456 1,588


48

Para los valores de ∆E 266,1; 210,9 y 136,8; correspondientes a la Serie A, se cumple que G

exp ≥ G crítico por lo que se acepta H1 y se considera estos valores como erráticos. Para el resto

de los casos de esta serie se cumple la condición G exp < G crítico, aceptándose H0.

En la Serie B se cumple que G exp ≥ G crítico para los valores 234,3; 184,3 y 122,0; aceptándose

H1 que considera estos valores como anómalos. Para el resto de los casos de la serie se acepta

la H0 ya que se cumple que G exp < G crítico.

En la Serie C se detectan dos valores anómalos (100,1 y 112,9) para los cuales se cumple la

condición G exp ≥ G crítico que confirma H1. Se acepta la hipótesis nula para el resto de los

casos presentes en la serie (G exp < G crítico).

3.1.2. Linealidad

En la figura 3.1 se muestran las curvas de calibración para la determinación de nitrato de cada

serie luego de eliminar los datos considerados como anómalos.

Figura 3.1: Curvas de calibración para las tres series de patrones de nitrato.

Para la determinación de este parámetro, se tuvieron en cuenta varios test de linealidad, cuyos

resultados se observan en la tabla 3.6 y el Anexo 2:

Tabla 3.6: Valores de los test de linealidad realizados a las curvas de calibración

Tiley LOF QC r

Calculado Crítico Calculado Crítico Calculado Crítico Calculado Criterio


49

Serie A 0,000524 1,4329

1,338775 2,1294

0,16%

3%

0,999753

r > 0,999 Serie B 0,002172 29,25231 0,31% 0,999019

Serie C 0,000327 1,4298 30,51943 2,1278 0,46% 0,997882

Teniendo en cuenta los resultados obtenidos para los datos de las tres series se puede concluir

que:

El test de Tiley reporta la existencia de linealidad en las tres curvas de calibración,

pues F calculado ˂ F crítico. según establece la NC 368: 2010 (ONN, 2010b).

El mismo comportamiento se observó para el análisis del coeficiente de calidad pues

en todos los casos presenta un valor menor que el 3 % (Van Loco et al., 2002).

En los resultados del test de falta de ajuste, se encontró que F exp ˂ F crítico para la serie

A. La varianza de falta de ajuste no será estadísticamente mayor que la de error puro.

Esto quiere decir que no existe un error debido a la falta de ajuste del modelo que no

pueda ser atribuido al propiamente aleatorio, por lo tanto, el modelo lineal se ajusta

perfectamente a los datos experimentales. Sin embargo para la Serie B y Serie C, Fexp ˃

F crítico; lo que indica que los valores de estas curvas de calibración no se ajustan al

modelo lineal seleccionado (Kutner et al., 2005).

El coeficiente de correlación de la curva de calibración de la Serie A y serie B, indica

que existe una buena correlación entre las variables analizadas, al ser mayor que el

valor crítico reportado; no siendo así para el caso de la curva de calibración de la Serie

C, dónde se evidencia la falta de correlación, ya que r exp (0,997882) ˂ r crítico (0,999).

con el criterio de aceptación establecido (ONN, 2010b) para este parámetro.

En las series B y C se observa una pérdida progresiva de la linealidad, lo que pudo haber sido

ocasionado por la elevación del porciento de solución de ajuste de fuerza iónica añadido a

estos patrones con relación al porciento que se le añadió a los patrones de la Serie A. Tomando

en cuenta que solo en el caso de esta serie los resultados se ajustan a todos los modelos

analizados se le realiza la evaluación de la condición de homocedasticidad, es decir,

homogeneidad de varianzas- Con esta finalidad se empleó el análisis gráfico de los residuos

(figuras 3.2).


50

Figura 3.2: Gráfica de residuales de la curva de calibración de la Serie A.

Los residuos se distribuyen homogéneamente por lo que se considera que el modelo se ajusta

bien a los datos. Esto es otra evidencia de la linealidad de los datos obtenidos de la serie A.

Por este motivo el análisis del resto de los parámetros de desempeño del método se realizó

sobre la curva de calibración de la Serie A.

3.1.3. Sensibilidad

El valor modular de la pendiente de curva de calibración (Serie A) es igual a 59,705; el cual se

corresponde con el valor de la sensibilidad de calibrado, lo que indica que el método es

sensible y que pequeñas variaciones en la concentración producen grandes cambios en la

diferencia de potencial. Este valor resulta estadísticamente igual al valor de sensibilidad

reportado para este electrodo (58), lo que se comprueba al cumplirse la condición t exp (0,0951)

˂ t crítoco (0,4903).

3.1.4. Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC)

El límite de detección y el límite de cuantificación para el método de determinación de iones

nitrato se registran en la tabla 3.7.

Tabla 3.7: Valores de los límites de detección y cuantificación para el método en estudio.

c(NO3

-) mg/L

Límite de Detección = 3*SD 0,367

Límite de Cuantificación = 10*SD 1,224


51

3.1.5. Precisión. Repetibilidad

En la tabla 3.7, se muestran los resultados de la concentración de nitrato obtenidos para el

estudio de repetibilidad sobre la base de 20 determinaciones realizadas en tres niveles de

concentración: 0,5 (bajo); 50,0 (medio) y 100,0 (alto) mg/L; bajo condición de repetibilidad.

Tabla 3.8: Valores de concentración de nitrato en muestras analizadas en condiciones de

repetibilidad para tres niveles de concentración.

Réplica c (NO3

-) (mg/L)

0,5 50 100

1 0,50 48,97 100,0

2 0,50 50,12 97,72

3 0,49 50,12 100,0

4 0,50 50,12 100,0

5 0,51 47,86 102,3

6 0,50 47,86 104,7

7 0,50 50,12 104,7

8 0,51 50,12 100,0

9 0,51 50,12 100,0

10 0,51 50,12 102,3

11 0,49 50,12 97,72

12 0,49 50,12 102,3

13 0,49 50,12 97,72

14 0,50 48,97 97,72

15 0,50 50,12 100,0

16 0,50 47,86 104,7

17 0,51 47,86 104,7

18 0,50 50,12 104,7

19 0,51 50,12 104,7

20 0,51 50,12 100

Promedio 0,50 49,55 101,30

SD 0,007 0,936 2,670


52

C.V Repetibilidad

(%) 1,49 1,89 2,64

A partir de estos resultados se aprecia que el valor para el coeficiente de variación de la

repetibilidad en porciento tiene valores de 1,49 para el nivel de concentración bajo, 1,89 para

el nivel medio y 2,64 para el nivel alto, siendo estos valores menores que el 11 por ciento, lo

que se corresponde con el criterio de aceptación utilizado para este parámetro (ONN, 2010b).

3.1.6. Precisión intermedia

En la tabla 3.9, se muestran los resultados de la concentración de nitrato obtenidos para el

estudio de reproducibilidad sobre la base de 18 determinaciones en tres días y con diferentes

analistas. Se observa que el coeficiente de variación (%) para cada día fue menor que 11 por

ciento, lo que indica que hay buena reproducibilidad en los análisis. (Anexo 3)

Tabla 3.9: Valores de una muestra analizada en diferentes días, por distintos analistas

Réplica Día 1 Día 2 Día 3

1 0,50 0,50 0,49

2 0,50 0,50 0,49

3 0,49 0,51 0,49

4 0,50 0,51 0,50

5 0,50 0,50 0,51

6 0,51 0,51 0,50

Media 0,50 0,51 0,50

Desviación

Estándar(SD) 0,008 0,006 0,009

Coeficiente de

Variación (%) 1,51 1,26 1,79

Los cálculos realizados para los coeficientes de variación entre los días y de Horwitz (Garfiel,

1993), confirman que CV% Entre días/analistas (1.054) << CV% Horwitz (11%), por tanto se considera

que el método es muy preciso. La comparación de los valores de F obtenidos de ANOVA

evidencian que F exp (2.317) < F crítico (3,68), criterio que demuestra que los resultados

obtenidos en los diferentes días y utilizando analistas diferentes, no difieren entre sí y que el

método es preciso.


53

La comparación del valor de la C de Cochram calculado con el tabulado, muestra que Ccalculado

(0.488) < C tabulado, (0,707) por lo que la variación del método se considera igual para los tres

días y los analistas bajo estudio. Este es un criterio que avala la precisión intermedia del

método.

Tabla 3.9 Parámetros estadísticos del estudio precisión intermedia, teniendo en cuenta

los resultados experimentales de los tres días y analistas

Parámetros estadísticos NO3−

Media (mg/L) 0.501

Desviación estándar 0.006

Coeficiente de variación (CV%) 1.22

Desviación estándar entre los días/analistas(Sentre días/analistas) 0.005

Coeficiente de variación entre los días (CV%entre días/analista) 1.05

Coeficiente de variación teórico (CV% Horwitz) 11

F calculado 2.317

F tabulado(F 0,05;2;15) 3.682

Ccalculado 0.488

Ctabulado 0.707

Como el estudio de la precisión, evaluado a través de los resultados de los ensayos de

repetibilidad y precisión intermedia, cumple con los criterios de aceptación establecidos, se

considera que el método estudiado es capaz de dar resultados semejantes de concentración de

nitrato en agua cuando se aplica varias veces a una muestra.

3.1.7. Veracidad

En la tabla 3.10 se muestra las concentraciones de una solución patrón de nitrato añadidas a

las muestras analizadas y las recuperaciones obtenidas. El porcentaje promedio de

recuperación está entre 60- 70 por ciento, el cual se encuentran fuera del intervalo de 97 a 103

por ciento (ONN, 2004), reportado como criterio de aceptación para este parámetro.

Al calcular el estadígrafo t - Student (para n-1 grados de libertad y α=0,05), para el 95 % de

confianza se observa que el valor de texp resulta mayor que el valor de ttab, demostrando la

existencia de diferencias significativas entre el valor medio de la recuperación (%) y el valor

esperado (100%) (Tabla 3.11). Este resultado pudiera estar dado por la existencia de efecto


54

matriz en las muestras analizadas; en consecuencia el método potenciométrico por electrodos

selectivos no es veraz para la determinación de nitrato.

Tabla 3.10: Determinación del por ciento de recobrado

Muestra c inicial c final c añadida Recuperación

(% )

Pozo 1

0.529 1.967 2 71.90

0.5298 1.9835 2 72.69

0.545 2.001 2 72.80

Pozo 2

1.012 2.1945 2 59.13

1.013 2.196 2 59.15

1.017 2.204 2 59.35

Pozo 3

0.709 2.166 2 72.85

0.721 2.172 2 72.55

0.725 2.179 2 72.70

Fertilizante

0.668 1.882 2 60.70

0.683 1.886 2 60.15

0.689 1.896 2 60.35

Saladero

de pieles

2.468 3.815 2 67.35

2.609 3.9085 2 64.98

2.6195 3.9115 2 64.60

Tabla 3.11: Determinación parámetros estadísticos del recobrado

Muestra Media Desviación

estándar t exp t crítico

Pozo 1 72.46 0.490 97.38

4.303

Pozo 2 59.21 0.123 572.9

Pozo 3 72.70 0.060 315.2

Fertilizante 60.40 0.278 246.4

Saladero

de pieles 65.64 1.491 39.91

3.1.8. Efecto matriz

Para decidir si las curvas de calibración con patrones y con adición de estándar difieren

significativamente se realizó un test de comparación de dos rectas. Primero se comprobó la

igualdad de las varianzas de ambos calibrados mediante la prueba F de Fisher, seguidamente


55

se analizó la igualdad de las pendientes, haciendo uso del estadístico t – Student. De forma

análoga se comprobó la igualdad de los términos independientes. Los resultados se muestran

en la tabla 3.10.

Figura 3.3: Efecto matriz en muestras de agua de pozo.

Figura 3.4: Efecto matriz en muestras de aguas residuales.

En la tabla 3.12 se muestran los resultados obtenidos de la comparación de pendientes y de

términos independientes


56

Tabla 3.12: Parámetros estadísticos del estudio de comparación de las curvas de

calibración

Muestras Pendientes Términos independientes

F exp F crítico t exp t crítica F exp F crítico t exp t crítica

Pozo 1 4,1915

2,0298

4720,32

2,12

0,0241

0,5738

28,8158

1,984

Pozo 2 4,8222 6903,31 0,0254 24,1631

Pozo3 2,5081 3861,99 0,0233 24,372

Fertilizantes 6,6887 12861,19 0,0608 4,3253

Saladero de

pieles 4,4422 5599,47 0,0245 29,9243

Como F calculado es mayor que F crítico (contraste de dos colas) para todas las

muestras analizadas, la hipótesis alternativa se toma como cierta y las varianzas de los

calibrados difieren significativamente (Jurado, 2008).

Se comprobó que el estadístico t calculado resultó mayor que el valor tabulado en

todas las muestras analizadas, lo que permite aceptar la hipótesis alternativa y se

concluye que las pendientes son estadísticamente diferentes.

Para los términos independientes los valores de F obtenidos de la comparación de las

varianzas de los residuos del análisis de regresión realizado a los calibrados con

patrones y con adición de estándar sobre las muestras reales, muestran que F exp ˂ F

crítico (varianzas estadísticamente iguales) para todos los casos, por lo que se acepta la

hipótesis nula.

El estadístico t – Student calculado presenta valores para los cuales se cumple que t exp

≥ t crítico. Se acepta la hipótesis alternativa, concluyéndose que los términos

independientes son estadísticamente diferentes.

Se comprobó que tanto las pendientes como los interceptos de los calibrados con patrones y

con adición de patrón sobre muestras reales son estadísticamente diferentes, lo que permite

afirmar que existe efecto matriz en las muestras analizadas. Este resultado se corresponde con

el estudio de veracidad.


57

3.2. Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la

determinación de cloruro en aguas naturales y residuales.


Por medio de los test de Dixon y Gubbs se realiza el análisis de los valores erráticos a las

medidas de potencial que se realizaron a los patrones de las series A y B preparados para la

determinación de cloruro. Los valores de ∆E para los diferentes niveles de concentración

estudiados se presentan en las tablas 3.13 y 3.14.

Tabla 3.13: Valores medidos para la curva de calibración de Cl- (Serie A).

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5 ∆E 6 ∆E 7 ∆E 8 ∆E 9 ∆E 10

Blanco 272,0 271,9 271,7 271,7 271,5 271,3 271,1 271,1 270,8 270,8

1 264,1 264,0 263,8 263,6 263,6 263,2 263,1 262,9 262,5 261,3

2 253,8 253,8 253,8 253,7 253,6 253,6 253,6 253,5 253,5 253,4

5 243,8 243,8 243,1 243,1 243,0 243,0 243,0 242,9 242,7 242,6

10 227,3 227,3 227,0 226,5 226,1 225,9 225,7 225,4 225,4 224,0

20 209,6 209,6 209,3 209,3 209,3 209,2 209,1 209,1 209,1 208,2

40 192,6 192,6 192,6 192,6 192,5 192,4 192,3 192,3 192,3 192,1

60 182,8 182,7 182,7 182,7 182,7 182,7 182,7 182,6 182,6 182.5

80 175,9 175,8 175,8 175,7 175,7 175,7 175,7 175,5 175.4 175.2

100 170,4 170,3 170,2 170,2 170,2 170,1 170,0 170,0 170,0 169.8

Tabla 3.14: Valores medidos para la curva de calibración de Cl- (Serie B).

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5 ∆E 6 ∆E 7 ∆E 8 ∆E 9 ∆E 10

Blanco 276,9 276,8 276,3 275,6 275,4 274,7 274,5 274,3 272,3 255,9

1 263,8 263,5 262,6 262,6 262,4 262,2 262,1 261,9 261,8 261,7

2 254,0 253,7 252,9 252,4 251,9 251,2 250,8 250,6 248,5 247,8

5 240,6 243,4 241,2 241,1 240,9 240,3 239,6 238,6 238,2 237,2

10 228,7 228,4 227,6 227,5 227,5 226,7 226,1 225,8 225,6 225,6

20 216,3 215,7 215,4 215,1 214,9 214,9 214,6 214,4 214,4 214,3

40 194,8 194,5 194,4 194,1 194,0 193,6 193,5 193,3 192,9 193,9

60 185,4 185,4 185,3 185,1 185,0 185,0 184,8 184,8 184,5 184,3

80 176,1 175,9 175,8 175,6 175,5 175,2 175,0 174,8 174,6 174,5

100 170,5 169,9 169,8 169,6 169,6 169,2 169,1 168,5 168,2 167,6


58



Cl-

Serie A Serie B Q crítico

(α = 0,05) Q exp mín Q exp máx Q exp mín Q exp máx

0,238 0,111 0,784 0,022 0,534

0,463 0,094 0,056 0,150

0,286 0,167 0,119 0,055

0,083 0,018 0,164 0,431

0,419 0,004 0,000 0,097

0,672 0,043 0,071 0,316

0,399 0,001 1,414 0,158

0,564 0,319 0,182 0,000

0,287 0,226 0,071 0,133

0,391 0,355 0,261 0,261

Se detectaron dos valores erráticos en cada serie A, 182,5 y 208,2 y un valor errático en la

serie B (255,9) para una de las réplicas del blanco. Para estos datos se cumple la condición Q

exp ≥ Q crítico de la hipótesis alternativa. Los restantes valores de ambas series cumplen con la

condición Q exp < Q crítico requerida para aceptar la hipótesis nula.


Tabla 3.16: Prueba de Grubbs para los valores reportados en las curvas de calibración

de Cl-

Serie A Serie B G crítico

(α = 0,05) Gmín Gmáx Gmín Gmáx

1,615 1,430 2,777 0,582 2,11

2,286 1,107 1,082 1,907

1,632 1,477 1,743 1,276

1,195 1,782 1,631 0,280

2,025 1,201 1,172 1,519

2,542 1,084 1,086 2,017

1,932 1,066 0,096 1,548

2,231 1,421 1,790 1,193

2,054 1,354 1,419 1,419

1,783 1,645 1,825 1,483


59

Los valores 261,3; 182,5 y 208,2 pertenecientes a la serie A cumplen la condición G exp ≥ G

crítico, en consecuencia se acepta la hipótesis alternativa y se consideran erráticos. En la serie B

solamente se detecta un valor errático (255,9). Para los restantes valores de ambas series se

acepta la hipótesis nula al cumplirse la condición G exp < G crítico.

3.2.2. Linealidad

Al graficar las curvas de calibración de las series A y B (figuras 3.6 y 3.7) se observó que la

curva era lineal en el rango de concentración de 5 mg/L hasta 100 mg/L, por lo que se

eliminaron los dos primeros puntos (1 y 2 mg/L). El resultado se muestra en las figuras 3.8 y

3.9.

Figura 3.6: Curvas de calibración para la determinación de cloruro (Serie A)


60

Figura 3.7: Curvas de calibración para la determinación de cloruro (Serie B)

Luego de eliminar los niveles de concentración 1 y 2 mg/L se observó un aumento

significativo del valor modular de la pendiente en ambas curvas, que se asemeja al valor – 58

mV reportado en la literatura para este electrodo (WTW, 2001). Es necesario señalar que el

valor de la pendiente está por debajo del valor reportado lo que puede sugerir envejecimiento

del mismo.

Figura 3.8: Curvas de calibración para la determinación de cloruro (Serie A) en el intervalo de

concentración 5 – 100 mg/L


61

Figura 3.9: Curvas de calibración para la determinación de cloruro (Serie B) en el intervalo de

concentración 5 – 100 mg/L

Las pruebas de linealidad cuyos resultados se muestran en la tabla 3.16, se realizaron sobre las

curvas de calibración con el intervalo de concentración modificado.

Tabla 3.17: Valores de los test de linealidad realizados a las curvas de calibración

Tiley LOF QC R


Serie A 0,00033 1,5007 2,288478 2,366 0,17% 3%

0,999753 r > 0,999

Serie B 0,01177 1,4917 99,2904 2,.361 0,69% 0,999859

Ambas curvas de calibración se consideran lineales al aplicarles el test de Tiley según

establece la NC 368: 2010 (ONN, 2010b), pues F calculado ˂ F crítico.

Los valores 0,17 y 0,69 del coeficiente de calidad para los calibrados de las series A y

B resultaron menores que el 3 % (Van Loco et al., 2002).

El coeficiente de correlación presento el mismo comportamiento, con valores de

0,999753 para la Serie A y 0,999859 para la Serie B, ambos mayores que el valor

crítico (0,999). Este resultado indica que existe una buena correlación entre las

variables analizadas (ONN, 2010b).

El test de falta de ajuste mostró que el calibrado de la Serie A cumple la condición F

calculado ˂ F crítico, sin embargo para la Serie B se comprobó que F calculado ˃ F crítico; lo que


62

indica que los valores de esta curva de calibración no se ajustan al modelo lineal

seleccionado.

Tomando en consideración estos resultados se realizó el análisis de los residuos a la curva de

calibración de la Serie A. En la figura 3.10 se muestra el gráfico de residuales que cumple con

la condición de homocedasticidad de los datos por lo que se considera que el modelo se ajusta

bien a los datos.

Figura 3.10: Gráfica de residuales de la curva de calibración de la Serie A

3.2.3. Sensibilidad

La sensibilidad de calibración tiene un valor de 55,989, que se corresponde con el valor

modular de la pendiente de la curva de calibración para la Serie A. Este valor, que resulta

estadísticamente igual al valor de sensibilidad reportado para este electrodo (58) al cumplirse

la condición t exp (0,1749) ˂ t crítoco (0,4904), indica que el método es sensible y que pequeñas

variaciones en la concentración producen grandes cambios en la diferencia de potencial.

3.2.4. Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC)


cloruro se registran en la tabla 3.18.

Tabla 3.18: Valores de los límites de detección y cuantificación para el método en estudio

c(Cl) mg/L

Límite de Detección = 3*SD 0,020

Límite de Cuantificación = 10*SD 0,068


63


En la tabla 3.19, se muestran los resultados del estudio de repetibilidad realizado al método de

determinación de cloruro, sobre la base de 20 determinaciones realizadas en tres niveles de

concentración: 5,0 (bajo); 50,0 (medio) y 100,0 (alto) mg/L.

Tabla 3.19: Valores de concentración de nitrato en muestras analizadas en condiciones

de repetibilidad para tres niveles de concentración

Réplica c (Cl

-) (mg/L)

5 50 100

1 5,01 49,85 99,89

2 5,02 48,92 98,83

3 5,00 50,10 98,88

4 4,93 50,03 99,12

5 4,98 48.94 103,8

6 5,06 50,20 101,0

7 4,97 50,16 99,65

8 4,97 49,85 98,96

9 5,01 49,56 97,42

10 5,00 49,71 105,2

11 5,02 50,12 98,73

12 4,99 50,22 101,1

13 4,98 48,79 98,84

14 5,01 48,85 97,98

15 4,93 50,18 100,0

16 5,10 49,60 100,2

17 5,10 50,05 103,5

18 4,92 50,02 99,93

19 4,98 48,97 97,96

20 4,98 49,86 105,3

Promedio 5,00 49,70 100,1

SD 0,048 0,513 2,094

C.V Repetibilidad (%) 0,97 1,03 2,09

El coeficiente de variación de la repetibilidad es menor que el 11 % en los tres niveles de

concentración estudiados (ONN, 2010b).


64

3.2.6. Precisión intermedia

Los resultados de la concentración de cloruro obtenidos para el estudio de reproducibilidad se

muestran en la tabla 3.20. Se realizaron 18 determinaciones en tres días y con diferentes

analistas, con el empleo de la técnica experimental descrita en el capítulo 2. El coeficiente de

variación (%) para cada día fue menor que 11 por ciento, lo que indica que hay buena

reproducibilidad en los análisis (Anexo 3).



1 51,01 49,98 49,97

2 51,17 50,26 49,88

3 50,89 50,34 50,06

4 51,53 49,97 50,35

5 50,98 50,35 50,01

6 51,04 50,16 50,13

Media 51,1 50,18 50,07

Desviación Estándar(SD) 0,2081 0,1556 0,1482

Coeficiente de Variación

(%) 0,41 0,31 0,3

Los cálculos realizados para los coeficientes de variación entre los días y de Horwitz (Garfiel,

1993), confirman que CV% Entre días/analistas (8,38) < CV% Horwitz (11%), por tanto se considera

este criterio como de precisión aceptable para el método. El valor de F calculado (3,342) < F

tabulado (3,682), lo que demuestra que los resultados obtenidos en los diferentes días y utilizando

analistas diferentes, no difieren entre sí y que el método es preciso.

El análisis del estadístico C de Cochram, muestra que Ccalculado (0,484) < C tabulado, (0,707) por

lo que la variación del método se considera igual para los tres días y los analistas bajo estudio.

Este es un criterio que avala la precisión intermedia del método.

Tabla 3.21: Parámetros estadísticos del estudio precisión intermedia, teniendo en cuenta


Parámetros estadísticos Cl−

Media (mg/L) 50,45

Desviación estándar 0,170


65

Coeficiente de variación (CV%) 0,34

Desviación estándar entre los días/analistas(Sentre días/analistas) 4,226

Coeficiente de variación entre los días (CV%entre días/analista) 8,38


F calculado 3,342

F tabulado(F 0,05;2;15) 3,682

Ccalculado 0,484

Ctabulado 0,707

La determinación de cloruro por electrodo selectivo es capaz de dar resultados semejantes de

concentración cuando se aplica varias veces a una muestra, pues los resultados de los ensayos

de repetibilidad y precisión intermedia, cumple con los criterios de aceptación que verifican la

precisión del método.

3.2.7. Veracidad

En la tabla 3.21 se muestra las concentraciones de una solución patrón de cloruro añadidas a

las muestras analizadas y las recuperaciones obtenidas. El porcentaje promedio de

recuperación estuvo entre 140 y 200 por ciento, el cual se encuentran fuera del intervalo de 97

a 103 por ciento (ONN, 2004), reportado como criterio de aceptación para este parámetro.

Este resultado pudiera deberse a la presencia de efecto matriz en las muestras que se

analizaron, evidencia que el método potenciométrico por electrodos selectivos no es veraz

para la determinación de cloruro. Esto se comprueba por medio del estadígrafo t - Student

(para n-1 grados de libertad y α=0,05), para el 95 % de confianza. Se observa que el valor de

texp resulta mayor que el valor de ttab, demostrando la existencia de diferencias significativas

entre el valor medio de la recuperación (%) y el valor esperado (100%) (tabla 3.22).

Tabla 3.21: Determinación del por ciento de recobrado

Muestra c inicial c final c añadida % Recuperación

Pozo 1

5,266 10,81 4 138,60

6,032 11,45 4 135,45

6,113 12,01 4 147,43

Pozo 2

3,625 11,05 4 185,51

3,598 11,05 4 186,19

3,631 11,05 4 185,35


66

Pozo 3

4,814 11,13 4 157,78

4,834 11,39 4 163,90

4,823 11,15 4 158,18

Fertilizante

6,389 11,96 4 139,28

6,608 12,57 4 149,05

7,262 12,59 4 133,20

Saladero

de pieles

6,639 17,10 4 261,53

6,673 16,85 4 254,44

6,675 16,65 4 249,39

Tabla 3.22: Determinación parámetros estadísticos del recobrado

Muestra Media Desviación

estándar t exp t tab

Pozo 1 140,49 6,208 11,30

4.303

Pozo 2 185,68 0,444 334,2

Pozo 3 159,95 3,427 30.30

Fertilizante 140,51 7,997 8,774

Saladero

de pieles 255,12 6,097 44,06

3.2.8. Efecto matriz

En la tabla 3.23 se reportan los resultados del test de comparación realizado a los calibrados

con patrones y con adición de estándar sobre las muestras reales a fin de comprobar la

existencia o no de efecto matriz.

Tabla 3.23: Parámetros estadísticos del estudio de comparación de las curvas de

calibración

Muestras Pendientes Términos independientes

F exp F crítico t exp t crítica F exp F crítico t exp t crítica

Pozo 1 1,918 2,049 1,292 E-05 1,989 0,045 0,563 190,129 1,989

Pozo 2 1,935 2,288 1,569 E-06 1,990 0,025 0,574 59,630 1,990

Pozo3 1,803 2,049 1,707 E-06 1,989 0,095 0,562 15,936 1,989

Fertilizantes 3,008 2,214 4652,164 2,160 0,061 0,574 114,194 1,989

Saladero de

pieles 1,495 2,049 4,063 E-06 1,989 0,826 0,563 345,583 1,989


67

Se comprueba que para la muestra del residual procedente de la fábrica de fertilizantes

el valor de F calculado es mayor que el F crítico (contraste de dos colas), la hipótesis

alternativa se toma como cierta y las varianzas de los calibrados difieren

significativamente. La varianza de los calibrados con adición de patrón sobre las

restantes muestras resultan estadísticamente iguales que la del calibrado con patrones,

cumpliéndose la condición F exp ˂ F crítico (Fernández, 2011).

Se comprobó que el estadístico t calculado resultó mayor que el valor tabulado para la

muestra del residual procedente de la fábrica de fertilizantes, lo que permite aceptar la

hipótesis alternativa y se concluye que las pendientes son estadísticamente diferentes.

Para las restantes muestras analizadas se comprueba que las pendientes de los

calibrados comparados son estadísticamente iguales, al cumplirse la condición t exp ˂

tcrítico (Fernández, 2011).

Figura 3.11: Efecto matriz en muestras de aguas de pozo

Los valores de F obtenidos de la comparación de las varianzas de los residuos del

análisis de regresión realizado a los calibrados con patrones y con adición de patrón

sobre las muestras reales, muestran que F exp ˃ F crítico (varianzas estadísticamente

diferentes) para la muestra residual procedente del saladero de pieles, por lo que se

acepta en este caso la hipótesis alternativa. Las restantes muestras cumplen la

condición F exp ˂ F crítico (varianzas estadísticamente iguales), aceptándose en estos

casos la hipótesis nula.


68

El estadístico t – Student calculado, presenta valores para los cuales se cumple que t exp

≥ t crítico. Se acepta la hipótesis alternativa, concluyéndose que los términos

independientes son estadísticamente diferentes.

Figura 3.12: Efecto matriz en muestras de aguas residuales

Se concluye que existe efecto matriz en las muestras analizadas a pesar de que en algunas los

valores de la pendiente resultaron estadísticamente iguales al valor de esta en el calibrado con

patrones, pues los términos independientes comparados resultaron estadísticamente diferentes

en todos los casos. Este efecto se ilustra en las figuras 3.11 y 3.12.

3.3 Verificación del método potenciométrico por electrodos selectivos para la

determinación de cianuro en aguas naturales y residuales


Los valores de ∆E para los diferentes niveles de concentración estudiados en la determinación

de cianuro se presentan en las tablas 3.24 y 3.25. A los mismos se les aplican los test de Dixon

y Gubbs a fin de comprobar la existencia o no de valores erráticos. Los resultados se muestran

en las tablas 3.26 y 3.27. Los valores erráticos detectados por los dos test estadísticos

realizados fueron eliminados, realizándose las curvas de calibración con los restantes valores

medidos.

Tabla 3.24: Valores medidos para la curva de calibración de CN- (Serie A)

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5


69

Blanco -67,1 -67,7 -67,8 -67,9 -68,0

0.100 -75,9 -76,3 -76,0 -76,1 -75,9

0.500 -83,6 -83,7 -83,4 -83,5 -83,6

1.000 -105,1 -104,8 -105,2 -105,0 -105,0

5.000 -227,1 -227,6 -227,0 -227,6 -229,1

10.00 -248,0 -247,0 -246,8 -247,9 -246,8

20.00 -266,9 -266,9 -267,0 -266,8 -266,7

50.00 -292,6 -292,6 -292,7 -292,6 -292,6

100.0 -312,1 -312,5 -312,1 -312,2 -315,2

Tabla 3.25: Valores medidos para la curva de calibración de CN- (Serie B)

c (mg/L) ∆E 1 ∆E 2 ∆E 3 ∆E 4 ∆E 5

Blanco -68,1 -68,3 -68,3 -68,5 -68,7

0.100 -74,4 -74,5 -74,5 -74,6 -74,7

0.500 -78,2 -78,3 -78,4 -78,4 -78,6

1.000 -96,6 -96,8 -96,9 -97,0 -97,2

5.000 -225,7 -225,9 -226,0 -226,2 -226,3

10.00 -246,6 -246,8 -246,9 -247,0 -247,1

20.00 -266,7 -266,8 -266,9 -267,0 -267,1

50.00 -290,5 -290,6 -290,8 -290,8 -290,9

100.0 -314,8 -314,9 -315,0 -315,0 -315,2



CN-

Serie A Serie B Q crítico

(α = 0,05) Q exp mín Q exp máx Q exp mín Q exp máx

0,813 0,400 0,375 0,375 0,642

0.500 0,000 0,500 0,500

0,500 0,500 0,667 0,500

0,500 0,667 0,500 0,500

0,250 0,400 0,250 0,400

0,333 0,500 0,333 0,500

0,333 0,333 0,333 0,333

0,250 0,400 0,333 0,333

0,250 0,400 0,667 0,500


70

Se detectaron dos valores erráticos en cada serie, -67,1 y -104,8 en la serie A y -78,6 y -315,2

en la serie B. Para estos datos se cumple la condición Q exp ≥ Q crítico de la hipótesis alternativa.

Los restantes valores de ambas series cumplen con la condición Q exp < Q crítico requerida para

aceptar la hipótesis nula.


Tabla 3.27: Prueba de Grubbs para los valores reportados en las curvas de calibración

de CN-

Serie A Serie B G crítico

(α = 0,05) G exp mín G exp máx G exp mín G exp máx

0,782 1,731 1,359 1,132 1,46

0,837 0,837 1,403 1,228

0,351 0,351 1,483 1,214

0,135 0,539 1,342 1,342

1,173 1,340 1,173 1,340

1,144 1,456 1,144 1,456

1,095 1,339 1,265 1,265

1,095 1,339 1,095 1,339

1,483 1,214 1,483 1,214

Los valores -67,1 y -104,8 pertenecientes a la serie A cumplen la condición G exp ≥ G crítico, en

consecuencia se acepta la hipótesis alternativa y se consideran erráticos. En la serie B

solamente se detectan los valores erráticos -78,6; -246,6 y -315,2. Para los restantes valores de

ambas series se acepta la hipótesis nula al cumplirse la condición G exp < G crítico.

3.3.2. Linealidad

En las curvas de calibración de las series A y B (figuras 3.13 y 3.14) se observó que el rango

lineal del método comenzaba aproximadamente a partir de 5 mg/L, por lo que se eliminan los

tres primeros puntos de la curva correspondientes a 0,1, 0,5 y 1 mg/L. El resultado se muestra

en las figuras 3.15 y 3.16.


71

Figura 3.13: Curvas de calibración para la determinación de cianuro (Serie B).

Figura 3.14: Curvas de calibración para la determinación de cianuro (Serie B).


72

Figura 3.15: Curvas de calibración para la determinación de cianuro (Serie A) en el intervalo

de concentración 5 – 100 mg/L

Figura 3.16: Curvas de calibración para la determinación de cianuro (Serie B) en el intervalo

de concentración 5 – 100 mg/L

Los resultados de las pruebas de linealidad realizadas sobre las curvas de calibración con el

intervalo de concentración modificado se exponen en la tabla 3.28.

Tabla 3.28: Valores de los test de linealidad realizados a las curvas de calibración.

Tiley LOF QC r


Serie A 0,000283 2,0246

2,18614 3,1274

0,26 % 3 %

0,9998 r > 0,999

Serie B 0,002012 616,2999 0,92 % 0,9981


73

Ambas curvas de calibración se consideran lineales al aplicarles el test de Tiley según

establece la NC 368: 2010 (ONN, 2010b), pues F calculado ˂ F crítico.

El coeficiente de calidad con valores 0,26 y 0,92 del para los calibrados de las series A

y B resulta menor que el 3 % (Van Loco et al., 2002).

El coeficiente de correlación para la Serie A, con un valor de 0,9998 indica que existe

una buena correlación entre las variables analizadas (ONN, 2010b). Sin embargo en el

caso de la Serie B presentó en valor de 0,9981 menor que el valor crítico (0,999).

El test de falta de ajuste mostró que el calibrado de la Serie A cumple la condición F

calculado ˂ F crítico, sin embargo para la Serie B se comprobó que F calculado ˃ F crítico; lo que

indica que los valores de esta curva de calibración no se ajustan al modelo lineal

seleccionado.

El análisis de los residuos se realizó a la curva de calibración de la Serie A pues los datos

experimentales se ajustan a todas las pruebas de linealidad realizadas. En la figura 3.17 se

muestra el gráfico de residuales que cumple con la condición de homocedasticidad de los

datos.

Figura 2.17: Gráfico de los residuales

3.3.3 Sensibilidad

La sensibilidad de calibración tiene un valor de 64,948, que se corresponde con el valor

modular de la pendiente de la curva de calibración para la Serie A, lo que indica que el método

es sensible y que pequeñas variaciones en la concentración producen grandes cambios en la


74

diferencia de potencial. Este valor resulta estadísticamente igual al valor de sensibilidad

reportado para este electrodo (58), lo que se comprueba al cumplirse la condición t exp (0,3883)

˂ t crítoco (0,4906).

3.3.4 Límite de detección (LD) y límite de cuantificación (LC)


cloruro se registran en la tabla 3.29.

Tabla 3.29: Valores de los límites de detección y cuantificación para el método en estudio

c(CN) mg/L

Límite de Detección = 3*SD 0.0244

Límite de Cuantificación = 10*SD 0.0813


El coeficiente de variación de la repetibilidad es menor que el 11 % en los tres niveles de

concentración estudiados (ONN, 2010b).

Tabla 3.30. Repetibilidad para tres niveles de concentración

Réplica

c (CN- ) (mg/L)

5 50 100

1 5,00 50,12 100,6

2 5,00 50,07 102,6

3 4,91 51,93 99,72

4 4,96 49,72 99,54

5 5,00 50,03 101,1

6 4,88 50,18 101,1

7 4,89 49,91 100,5

8 5,03 50,26 99,89

9 4,90 50,12 101,1

10 5,00 50,12 101,1

11 5,00 49,89 99,86

12 4,93 50,12 101,1

13 5,00 50,96 100,2

14 5,02 51,25 100,6

15 5,00 50,12 101,1

16 5,00 49,77 99,87


75

17 5,00 50,25 101,1

18 5,05 50,12 99,47

19 5,00 49,98 101,1

20 5,00 50,60 99,70

Promedio 4,98 50,28 100,6

SD 0,049 0,537 1,779

C.V Repetibilidad

(%) 0,98 1,07 1,77

3.3.6 Precisión intermedia

En la tabla 3.31, se muestran los resultados de la concentración de cianuro obtenidos para el

estudio de reproducibilidad sobre la base de 18 determinaciones en tres días y con diferentes

analistas. Se observa que el coeficiente de variación (%) para cada día fue menor que 11 por

ciento, lo que indica que hay buena reproducibilidad en los análisis. (Anexo 3)



1 48,36 47,77 46,94

2 47,92 47,73 47,68

3 48,26 47,41 47,73

4 48,33 48,76 47,35

5 48,29 46,73 46,96

6 47,22 47,61 48,53

Media 48,06 47,67 47,53

Desviación

Estándar(SD) 0,4043 0,5995 0,5428

Coeficiente de

Variación (%) 0,84 1,26 1,14

A través del análisis de la precisión intermedia expuesto en la tabla 3.32 y el Anexo 3 , los

cálculos realizados para los coeficientes de variación entre los días y de Horwitz (Garfiel,

1993), confirman que CV% Entre días/analistas (8.55 ) < CV% Horwitz (11%), por tanto se considera

que el método es preciso. La comparación de los valores de F obtenidos de ANOVA

evidencian que F calculado (1,40) < F tabulado (3,68), criterio que demuestra que los resultados


76

obtenidos en los diferentes días y utilizando analistas diferentes, no difieren entre sí y que el

método es preciso.

La comparación del valor de la C de Cochram calculado con el tabulado, muestra que Ccalculado

(0,44) < C tabulado, (0,707) por lo que la variación del método se considera igual para los tres

días y los analistas bajo estudio. Este es un criterio que avala la precisión intermedia del

método.

Tabla 3.32: Parámetros estadísticos del estudio precisión intermedia, teniendo en cuenta


Parámetros estadísticos CN−

Media (mg/L) 47,75

Desviación estándar 0,52

Coeficiente de variación (CV%) 1,08

Desviación estándar entre los días/analistas(S Entre días/analistas) 4,08

Coeficiente de variación entre los días (CV% Entre días/analista) 8,55


F calculado 1,40

F tabulado(F 0,05;2;15) 3,68

C calculado 0,44

C tabulado 0,707

En el caso del electrodo de cianuro la verificación se realizó hasta el estudio de precisión

cumpliendo con los criterios de aceptación establecidos, se considera que el método estudiado

es capaz de dar resultados semejantes de concentración de cianuro en agua cuando se aplica

varias veces a una muestra. Al analizar los resultados obtenidos se observa que el método no

se puede utilizar para el caso de la determinación de cianuro total en muestras que tengan

valores por debajo de 5 mg/L, lo que es de vital importancia pues las normas cubanas plantean

que el valor máximo permisible de este elemento en agua es 0,07 mg/L, limitando el uso del

electrodo.

3.4. Determinación de nitrato y cloruro en muestras de aguas de pozo y residuales


77

Teniendo en cuenta las normas cubanas en materia de agua NC 27 vertimiento de aguas

residuales al alcantarillado requisitos sanitarios y NC 827 agua potable se analizan los

resultados obtenidos para las diferentes muestras en los parámetros cloruro y nitrato (tabla

3.33).

Tabla 3.33: Resultados de las muestras de agua y aguas residuales

Muestras NO3-(mg/L) Cl

-(mg/L)

Pozo 1 141,8 105,3

Pozo 2 82,1 72,49

Pozo 3 362,5 96,28

Fábrica de

fertilizantes

Nuevitas

261,9 127,8

Saladero de

pieles Sancti

Spíritus.

2468 66390

LMP NC-27 20 -

LMP NC-827 45 250

Los resultados muestran que la aguas de pozo que se analizan no cumplen con los requisitos

para consumo humano factor que debe estar dado porque los pozos se encuentra cerca de

grandes asentamientos poblacionales como es el caso de la zona del Sandino (pozo 2), reparto

Base Aérea (pozo 1) y reparto Brisas del Oeste (pozo 3). Este último da valores elevados pues

esta zona carece de alcantarillado y puede existir lixiviación de las fosas sépticas hacia el

manto freático. En el caso de las aguas residuales los valores también sobrepasan los límites

de vertimiento pues lo residuales tienen composición variada como es el caso del saladero de

pieles y en el caso de la fábrica de fertilizantes está dado por el hecho de que allí se producen

compuestos nitrogenados como son el amoniaco y el ácido nítrico.

En el caso del ion cloruro solo no cumple con los parámetros de la norma la UEB pieles centro

pues para el proceso de salado y conservación de pieles emplea grandes cantidades de cloruro

de sodio (salmuera), esta unidad está ubicada cerca de la cuenca ZAZA la segunda más grande


78

del país por lo que se considera cuerpo receptor clase A y para los efectos de la NC-27 no se

considera este parámetro sin embargo debido a la importancia que tiene la cuenca y las

consecuencias que trae para el medio estas elevadas concentraciones se considera el valor que

reporta la NC-827.

Conclusiones

79

CONCLUSIONES:

El método de determinación de nitrato y cloruro mediante electrodos selectivos, en uso en

el laboratorio del CEQA, cumple con los parámetros de desempeño linealidad,

sensibilidad, límite de detección (LD), límite de cuantificación (LC) y precisión.

El análisis del por ciento de recuperación demuestra que la determinación de nitrato y

cloruro no es veraz, indicando la existencia de efecto matriz sobre las muestras analizadas.

El estudio comparativo de los análisis realizados en muestras de aguas y aguas residuales

con respecto a los valores reportados por las normas cubanas, arrojó que no cumplen con

el parámetro nitrato y para el caso de la muestra procedente de la UEB Pieles Centro no

cumple con el cloruro.

El empleo del electrodo selectivo de cianuro no es fiable para la medida de

concentraciones por debajo de 5 mg/L, por lo que no se puede emplear para estimar los

valores máximos permisibles establecidos en las normas cubanas.

Recomendaciones

80

RECOMENDACIONES:

Determinar la veracidad para la determinación de cianuro empleando electrodo selectivo.

Estudiar el efecto del aumento del por ciento de solución de ajuste de fuerza iónica sobre

la veracidad del método.

Realizar los análisis necesarios en el laboratorio para corregir el efecto matriz.

Realizar la determinación del parámetro estadístico robustez para todos los electrodos

bajo análisis.

Determinar los parámetros de desempeño para los electrodos de bromuro, yoduro,

fluoruro, plomo, cadmio y amonio.

Referencias Bibliográficas

81

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84

WTW 2007. Instrucciones de operación: inoLab pH/ION 735.

Anexo 1: Equipo inoLAB pH ION 375

85

ANEXO 1: Equipo inoLAB pH ION 375.

1.1.Teclado.

1. Llamar el procedimientos de calibración

2. Alternar entre el modo de medición pH/Redox y concentración ISE

3. Imprimir o transferir los datos presentados

4. Prender/apagar el instrumento

5. Cancelar el ingreso de datos

6. Archivar en memoria el valor medido

7. Alternar entre medición del pH y Redox, aumentar los valores, hojear

8. Confirmar entradas, iniciar AutoRead

9. Alternar entre medición del pH y Redox, disminuir los valores, hojear

1.1.1. Información general.

Se puede medir los siguientes parámetros:

Valor pH [pH ]

Potencial Redox [U]

Concentración de iones [ ISE]

1.2. Medición de la temperatura.


86

Para lograr mediciones reproducibles, es imprescindible medir la temperatura de la solución

de medición. Para ello se tiene las siguientes posibilidades:

Medición automática de la temperatura por medio de un sensor térmico externo

(NTC30 o bien, Pt1000) integrado en la sonda de medición.

Medición de la temperatura por medio de un sensor térmico externo.

Medición manual e ingreso del valor medido

En la indicación de la temperatura se reconoce el tipo de medición de temperatura que está

actualmente activado:

Sensor térmico Resolución de la indicación de la

temperatura Modo

si 0,1 °C Automáticamente con

sensor térmico

- 1 °C Manualmente

Actividades preparativas antes de comenzar con las mediciones:

1. Conectar la sonda de medición ISE o bien, la sonda pH al instrumento. En el display

aparece la ventana de medición pH/ISE.

2. En caso dado, seleccionar la indicación del pH, ISE o bien, U, con “M”.

3. Temperar la solución de la muestra, o bien, medir la temperatura actual, si la medición

va a ser realizada sin sensor térmico.

4. Calibrar el instrumento con el electrodo, o bien, verificarlo.

Mientras no haya una calibración válida, por ejemplo cuando el instrumento se encuentra aún

con los parámetros ajustados de fábrica, en la indicación del valor medido aparece "Error".

1.3. Medir la concentración de iones.

Llevar a cabo las actividades preparativas descritas anteriormente.

Sumergir el electrodo de medición en la solución muestra.

AutoRead (control de deriva)


87

La función AutoRead (control de deriva) verifica continuamente la estabilidad de la señal de

medición. La estabilidad de la señal tiene influencia decisiva sobre la reproducibilidad del

valor medido. La indicación del parámetro parpadea, hasta que el valor medido se estabilice.

Los criterios para el AutoRead influyen en la reproducibilidad de los valores medidos. Se

pueden asignar los siguientes criterios:

high: máxima reproducibilidad

medium: reproducibilidad media

low: reproducibilidad mínima

En la medida en que la reproducibilidad aumenta, aumenta también el tiempo de ajuste, hasta

que un valor medido pueda ser considerado estable.

Configuración para mediciones ISE

En el menú de la medición ISE se encuentran las configuraciones para el mismo. Para acceder

al menú, encontrándose en la indicación del valor medido, activar la ventana de medición y

oprimir brevemente la tecla “run enter”. Después de haber finalizado la configuración de todos

los parámetros, cambiar a la indicación de valor medido mediante “M”. Se tienen las

siguientes configuraciones para las mediciones ISE:

Opción Configuración Explicación

Registro cal. - Se presenta el registro de calibración de la

última calibración.

Temperatura man. -20 ... +130 °C

Ingreso de la temperatura medida

manualmente. Sólo para mediciones sin

sensor térmico externo.

Configuración ISE /

Criterio AutoRead

bajo

medio

alto

Seleccionar los criterios para el AutoRead.


88


Unidad

mg/l

mol/l

mg/kg

ppm

%

Opción para seleccionar la unidad con la

que se desea ver el resultado de la

medición y los estándares de calibración.

Método

Adic estd

Adic estd ++

Sustr estd

Agreg muestra

Sustr muestra

Agr.valor blanco

Seleccionar los métodos de medición

disponibles.


Tipo ion

Ag, Br, Ca, Cd, Cl, CN,

Cu, F, I, K, Na, NO3, Pb, S

Seleccionar el tipo de iones a medir (sólo

en Unidad: mol/l)


Densidad

0.01 ... 9.999 g/ml, o

0.02 bien kg/l

Densidad ajustable de la solución de

medición (sólo en Unidad: mg/kg, ppm, %)

1.3.1. Calibración para mediciones ISE.

Los electrodos ion-selectivos envejecen y su funcionamiento depende de la temperatura. Y

con ello cambia la pendiente. En consecuencia, el instrumento indica un valor erróneo,

inexacto. Con la calibración es determinada la curva de calibración del electrodo, siendo

archivada en la memoria del instrumento. Por lo tanto, calibre el sistema, en lo posible, antes

de cada medición y a intervalos regulares.

en lo posible, antes de cada medición

después de enchufar otro electrodo ISE

cuando el símbolo del sensor parpadea, por ejemplo después de una interrupción del

voltaje de alimentación (baterías agotadas)


89

Soluciones patrón

Emplee dos y hasta siete soluciones patrón diferentes. Las soluciones estándar deben ser

elegidas en orden ascendente o en orden descendente. Seleccione la unidad de la solución

estándar y del resultado de la medición en el menú Configuración ISE / Unidad.

Solución estándar Valores

Unidad [mg/l] 0.010 ... 500000

Unidad [mol/l] 0,100 ... 5000 µmol/l

10,00 ... 5000 mmol/l

Unidad [mg/kg] 0,010 ... 500000

Unidad [ppm] 0,010 ... 500000

Unidad [%] 0,001 ... 50000

La exactitud de medición depende, entre otros factores, de las soluciones patrón elegidas. Por

lo tanto, las soluciones patrón seleccionadas debieran cubrir el valor previsto con la siguiente

medición de la concentración.

Temperatura durante la calibración y durante la medición

Para lograr mediciones ISE precisas, la diferencia entre las temperaturas durante la medición y

la calibración no debiera superar los 2 K. Por lo tanto, iguale las temperaturas entre la solución

estándar y la solución de medición. Cuando la diferencia entre las temperaturas supera este

valor, junto con la indicación del valor medido aparece la advertencia [TempErr] en el display.

ISE Cal

Es la calibración convencional de dos hasta siete puntos con 2 hasta 7 soluciones estándar

seleccionables libremente. La concentración que se supone va a resultar de la medición

determina la concentración del estándar de calibración.

AutoRead

La función AutoRead es activada automáticamente durante la calibración. La medición con

AutoRead puede ser interrumpida en todo momento (registrando el valor actual).

El registro de la calibración

Al finalizar la calibración, los datos de calibración son presentados en un principio como

información (símbolo i). Así Ud. puede decidir si incluye estos valores en la nueva


90

calibración, o bien, si prefiere continuar las mediciones con los datos anteriores. Luego de

haber aceptado los nuevos datos de calibración, aparece el registro de calibración.

En base a los datos de calibración se determina por secciones la curva de calibración. Entre el

estándar de calibración más alto y el que le sigue es determinada una recta de calibración

según la ecuación de Nernst. Entre el estándar de calibración más bajo y el que le sigue es

determinada la curva de calibración según la ecuación de Nernst modificada por Nikolski. La

ecuación de Nikolski representa el desarrollo real de la curva característica del electrodo en el

rango de bajas concentraciones.

Indicar los datos de calibración y transferirlos a la interfase

Mediante la tecla “PRT” se pueden transferir a la interfase los datos de calibración, por

ejemplo a una impresora o bien, a una computadora / ordenador PC. Después de la calibración,

el registro de calibración es transferido automáticamente a la interfase.

Ejemplo de un registro de calibración:

Evaluación de la calibración

El instrumento evalúa automáticamente la calibración después que la misma ha sido llevada a

cabo.

Display Registro de calibración Valor de la pendiente [mV]

+++ 50,0 ... 70,0 o 25,0 ... 35,0

Error Error

< 50 o > 70

o bien

< 25 o > 35

Actividades preparativas

Antes de comenzar con la calibración, lleve a cabo las siguientes actividades preparativas:


91

1. Conectar la sonda de medición ISE de una barra al instrumento. En el display aparece

la ventana de medición pH/ISE.

2. Tener preparada una solución estándar.

3. En caso dado, determinar la temperatura de la solución estándar mediante un

termómetro.

4. En caso dado, en el menú Configuración ISE / Unidad, cambiar la unidad con la que se

desea ver el resultado de la medición y los estándares de calibración

1.3.2.1. Efectuar la calibración ISE.

Proceda de la siguiente manera para calibrar el instrumento:

1. Con las teclas 7 y 9 y “M” seleccionar la ventana de medición ISE en la indicación del

valor medido.

2. Con “cal” iniciar la calibración. Aparece el display de calibración.

3. Enjuagar escrupulosamente los electrodos con agua destilada.

4. Sumergir el electrodo en la solución estándar 1.

5. Con las teclas 7 y 9 seleccionar la configuración Ajustar estándar y oprimir “run

enter”.

6. Con las teclas 7 y 9 ajustar la concentración de la solución estándar y presionar “run

enter”.

7. Al calibrar sin sensor de temperatura:

Determinar la temperatura de la solución estándar con un termómetro.

Con las teclas 7 y 9 seleccionar la configuración Ajustar temp. y oprimir “run

enter”.

Con las teclas 7 y 9 asignar la temperatura y oprimir “run enter”.

Con las teclas 7 y 9 marcar continua y oprimir “run enter”.


92

Se mide la solución estándar. Se verifica la estabilidad del valor medido

(AutoRead).

8. Esperar que la medición AutoRead haya terminado, o bien, con g aceptar el valor de la

calibración. Aparece el siguiente display de calibración para la siguiente solución

estándar.

Continuar con la calibración de punto doble


10. Sumergir el electrodo en la solución estándar 2.

11. Con las teclas 7 y 9 seleccionar la configuración Ajustar estándar y oprimir “run

enter”.

12. Con las teclas 7 y 9 ajustar la concentración de la solución estándar y presionar “run

enter”.

13. Al calibrar sin sensor de temperatura:

Determinar la temperatura de la solución estándar con un termómetro.

Con las teclas 7 y 9 seleccionar la configuración Ajustar temp. y oprimir “run

enter”.

Con las teclas 7 y 9 asignar la temperatura y oprimir “run enter”.

Con las teclas 7 y 9 marcar continua y oprimir “run enter”.

Se mide la solución estándar. Se verifica la estabilidad del valor medido (AutoRead).


93

14. Esperar que la medición AutoRead haya terminado, o bien, con g aceptar el valor de la

calibración.

Aparece el siguiente display de calibración para la siguiente solución estándar.

15. Para la calibración de punto doble, con las teclas 7 y 9 seleccionar Finaliz. con calibr.

punto doble y confirmar con “run enter”. La calibración finaliza como calibración de

punto doble. Los nuevos valores de calibración son indicados como mensajes

informativos (i).

Ud. tiene las siguientes alternativas:

Con “run enter” aceptar los nuevos valores de calibración. A continuación aparece el

registro de calibración, que es transferido simultáneamente a la interfase.

Con M o bien, “ESC” se puede cambiar a la indicación del valor medido, sin tener que

aceptar los nuevos valores de calibración.

Continuar con la calibración de punto triple hasta la calibración de siete puntos

Repita los pasos 1al 9 en forma análoga con la tercera y, en caso dado, con las soluciones

estándar restantes. Luego de finalizar el último paso de calibración, los nuevos valores de

calibración aparecen a modo de mensajes informativos (i).

Ud. tiene las siguientes alternativas:

Con “run enter” aceptar los nuevos valores de calibración. A continuación aparece el

registro de calibración, que es transferido simultáneamente a la interfase.


94

Con M o bien, “ESC” se puede cambiar a la indicación del valor medido, sin tener que

aceptar los nuevos valores de calibración.

1.4. Seleccionar el método de medición.

Los siguientes métodos son soportados:

Adición estándar (Adic estd)

Sustracción estándar (Sustr estd)

Adición de muestra (Agreg muestra)

Sustracción de muestra (Sustr muestra)

Adición del valor en blanco (Agr.valor blanco)

Llevar a cabo las actividades preparativas.

1. Con M seleccionar la ventana de medición ISE en la indicación del valor medido.

2. Con “run enter” acceder al menú ISE.


4. Temperar la solución estándar.

5. Con las teclas 7 y 9 seleccionar un método y con “run enter” confirmar.

6. En caso dado con las teclas 7, 9 y “run enter” modificar la indicación de la unidad en

el menú Unidad.

7. Con las teclas 7 y 9 marcar Iniciar metodo y con “run enter” confirmar. La medición

comienza con el método seleccionado.

1.5. Mantenimiento, limpieza, eliminación de materiales residuales.

1.5.1. Mantenimiento.

El mantenimiento se limita a:

cambiar baterías recargables y

cambiar el rollo de papel de la impresora.


95

Con respecto al mantenimiento de los electrodos y de las sondas, tener presentes las

instrucciones de funcionamiento correspondientes.

1.5.2. Cambiar baterías.

Se deba emplear siempre las baterías recargables indicadas NiMH. En caso de emplear pilas,

el instrumento podría ser deteriorado.

1. Abrir el compartimento de baterías (1) en la parte inferior del aparato.

2. Sacar las cuatro baterías de su compartimento de baterías.

3. Colocar cuatro baterías nuevas (tipo Mignon AA) en el compartimento.

4. Cerrar el compartimento (1). En el display parpadea la fecha (día).

5. Ajustar la fecha y la hora.

Atención

Al colocar las baterías, preste atención a la polaridad correcta. Los signos ± del compartimento

de baterías deben coincidir con los signos ± de cada batería.

1.5.3. Limpieza.

Limpiar el instrumento de vez en cuando con un paño húmedo, sin pelusas. En caso necesario,

desinfectar la caja del instrumento con alcohol isopropílico. Las partes de la caja del

instrumento son de plástico (poliuretano, ABS y PMMA). Por lo tanto evitar el contacto con

acetona o con agentes de limpieza que contengan disolventes. Elimine inmediatamente las

salpicaduras de acetona y disolventes similares.

1.6. Diagnóstico y corrección de fallas.

Indicación de falla Causa probable Solución del problema

Error indicado OFL Excedido el rango de medición Diluir la solución de medición


96

Valores medidos

evidentemente falsos

Célula de medición no conectada Conectar el electrodo

El cable está deteriorado Cambiar el electrodo

Error indicado Error

(calibración

inadecuada)

Electrodo ISE:

El enchufe está mojado/húmedo Secar el enchufe

El electrodo está muy

sobrepasado (envejecido) Cambiar el electrodo

El electrodo no es el adecuado

para el rango a ser medido

Emplear un electrodo

adecuado

El buje está mojado / húmedo Secar el buje

Procedimiento de calibración:

Orden incorrecto de los

estándares en la calibración de

punto triple

Corregir el orden

Los estándares de calibración no

están temperados correctamente

(diferencia de temperatura superior

a ± 2 °C)

Temperar los estándares de

calibración

Atención [TempErr] La diferencia entre la medición y la

calibración es mayor de 2 K.

Temperar la solución de

medición

Atención [ISEErr]

El potencial de la cadena de

medición está fuera del rango

calibrado

Calibrar nuevamente

Indicación LoBat Baterías están casi agotadas Cargar las baterías

El instrumento no

reacciona al presionar

las teclas

El estado operativo del sistema

no está definido o la carga

CEM es inadmisible

Reset del procesador: presionar

simultáneamente las teclas 4 y 5.

Anexo 2: Análisis de regresión simple aplicado a las curvas de calibración

97

ANEXO 2. Análisis de regresión simple aplicado a las curvas de calibración.

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de nitrato (Serie A).

Resumen

Estadísticas de la regresión

Coeficiente de correlación múltiple 0.9997534

Coeficiente de determinación R^2 0.9995068

R^2 ajustado 0.999501

Error típico 1.0596217

Observaciones 87

Análisis de varianza

Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 193411.45 193411.45 172258.43 2.45E-142

Residuos 85 95.437847 1.1227982

Total 86 193506.89

Intervalos de confianza para la pendiente y el término independiente

Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción 260.678 0.1800788 1447.5775 1.91E-188 260.31995 261.03604

Pendiente -59.70471 0.1438528 -415.0403 2.45E-142 -59.99073 -59.41869


98

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de nitrato (Serie B).

Resumen


Coeficiente de correlación

múltiple 0.9990192




Observaciones 87


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 163644.59 163644.59 43268.741 7.30E-117

Residuos 85 321.47435 3.7820511

Total 86 163966.06


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción 232.93973 0.3285772 708.93449 4.28E-162 232.28643 233.59303

Pendiente -54.58033 0.262391 -208.0114 7.30E-117 -55.10203 -54.05862


99

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de nitrato (Serie C).

Resumen



múltiple 0.9978815




Observaciones 88


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 158652.91 158652.91 20233.313 7.55E-104

Residuos 86 674.34087 7.8411729

Total 87 159327.25


100


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción 208.62851 0.4653759 448.30109 1.19E-146 207.70337 209.55365

Pendiente -53.28019 0.3745694 -142.2439 7.55E-104 -54.02481 -52.53557

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de cloruro (Serie A).

Resumen



múltiple 0.9998589




Observaciones 68


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los F

Valor

crítico de


101

cuadrados F

Regresión 1 44275.907 44275.907 233810.13 7.23E-119

Residuos 66 12.498218 0.1893669

Total 67 44288.405


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción 282.15445 0.1778713 1586.2846 6.46E-153 281.79931 282.50958

Pendiente -55.98931 0.1157906 -483.5392 7.23E-119 -56.22049 -55.75813

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de cloruro (Serie B).

Resumen



múltiple 0.9943256



0

100

200

300

0 20 40 60 80 100 120

Y

Muestra percentil

Gráfico de probabilidad normal


102


Observaciones 70


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 43311.77 43311.77 5940.8886 6.50E-68

Residuos 68 495.75082 7.2904532

Total 69 43807.521


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción 281.7869 1.0992763 256.33855 2.99E-103 279.59333 283.98047

Pendiente -55.13491 0.715321 -77.07716 6.50E-68 -56.56231 -53.70751

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de cianuro (Serie A).


103

Resumen



múltiple 0.999896




Observaciones 24


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 21129.998 21129.998 105721.41 5.32E-42

Residuos 22 4.3970277 0.1998649

Total 23 21134.395


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción -182.3105 0.2775765 -656.7936 1.02E-48 -182.8861 -181.7348

Pendiente -64.9528 0.1997636 -325.1483 5.32E-42 -65.36709 -64.53852


104

Análisis de regresión simple aplicado a la curva de calibración de cianuro (Serie B).

Resumen



múltiple 0.9990464




Observaciones 24


Grados de

libertad

Suma de

cuadrados

Promedio

de los

cuadrados

F

Valor

crítico de

F

Regresión 1 22378.437 22378.437 11518.377 2.03E-31

Residuos 22 42.74262 1.9428464

Total 23 22421.18


Coeficientes Error

típico

Estadístico

t Probabilidad

Inferior

95%

Superior

95%

Intercepción -179.4606 0.8654334 -207.3651 1.05E-37 -181.2554 -177.6658

Pendiente -66.8441 0.622827 -107.3237 2.03E-31 -68.13576 -65.55243


105

Anexo 3: Análisis de la precisión

106

ANEXO 3: Análisis de la precisión.

Análisis de varianza de un factor (nitrato)

Resumen

Grupos Cuenta Suma Promedio Varianza

Día 1 6 3 0.5 4.00E-05

Día 2 6 3.03 0.505 3.00E-05

Día 3 6 2.98 0.4966667 6.67E-05


Origen de

las

variaciones

Suma de

cuadrados

Grados

de

libertad

Promedio

de los

cuadrados F Probabilidad

Valor crítico

para F

Entre grupos 0.00021111 2 0.00010556 2.31707317 0.13276826 3.682320344

Dentro de los

grupos 0.00068333 15 4.5556E-05

Total 0.00089444 17

Análisis de varianza de un factor (cloruro).

Resumen


Día 1 6 306.62 51.1033333 0.05198667

Día 2 6 301.06 50.1766667 0.02906667

Día 3 6 300.4 50.0666667 0.02634667


Origen de las

variaciones

Suma de

cuadrados

Grados

de

libertad

Promedio

de los

cuadrados F Probabilidad

Valor

crítico para

F

Entre grupos 3.89097778 2 1.94548889 3.3432651 1.34359E-07 3.68232034

Dentro de los

grupos 0.537 15 0.0358

Total 4.42797778 17

Análisis de varianza de un factor (cianuro).

Resumen

Anexo 3: Análisis de la precisión

107


Día 1 6 288.38 48.06333333 0.196186667

Día 2 6 286.01 47.66833333 0.431296667

Día 3 6 285.19 47.53166667 0.353576667


Origen de las

variaciones

Suma de

cuadrados

Grados de

libertad

Promedio de

los cuadrados F Probabilidad

Valor crítico

para F

Entre grupos 0.91474444 2 0.457372222 1.398606269 0.27736045 3.68232034

Dentro de los

grupos 4.9053 15 0.32702

Total 5.82004444 17

Anexo 4: Análisis del efecto matriz

108

ANEXO 4: Análisis del efecto matriz.

Efecto matriz en la determinación de nitrato en muestras de agua de pozo y aguas

residuales.

Pozo 1:

Comparación de las pendientes.

Prueba F para varianzas de dos muestras

Patrón Pozo 1

Media 200.01912 175.34648

Varianza 661.02097 219.77627

Observaciones 68 15

Grados de libertad 67 14

F 3.0076995

P(F<=f) una cola 0.0127599

Valor crítico para F (una

cola) 2.2136684

Prueba t para dos muestras suponiendo varianzas desiguales

Patrón Pozo 1

Media 200.01912 175.34648

Varianza 661.02097 219.77627

Observaciones 68 15

Grados de libertad 18.013061

Estadístico t 71294.352

P(T<=t) dos colas 0.05

Valor crítico para t (dos

colas) 2.100922

Comparación de los términos independientes.


r1 r2

Media 1.6334E-14 -6.31594E-15

Varianza 1.1097424 45.9801143

Observaciones 87 18



109

F 0.02413527

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.57376692

Prueba t para dos muestras suponiendo varianzas iguales

r1 r2

Media 1.633E-14 -3.15797E-14

Varianza 1.1097424 18.24068136

Observaciones 87 18

Grados de libertad 102




colas) 1.9834953

Pozo 2:



Patrón Pozo 2

Media 202.68714 227.22594

Varianza 2250.0801 466.60991

Observaciones 87 18


F 4.8221868

P(F<=f) una cola 0.0003334


cola) 2.0298194


Patrón Pozo 2

Media 202.68714 227.22594

Varianza 2250.0801 466.60991

Observaciones 87 18





110

Valor crítico de t (dos

colas) 2.1199053



r1 r2

Media 1.63E-14 3.16E-14

Varianza 1.1097424 43.769594

Observaciones 87 18


F 0.0253542

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.5737669


r1 r2

Media 1.63E-14 3.16E-14

Varianza 1.1097424 43.769594

Observaciones 87 18





colas) 1.9834953

Pozo 3:



Patrón Pozo 3

Media 202.68714 241.15244

Varianza 2250.0801 897.1173

Observaciones 87 18


F 2.5081226

P(F<=f) una cola 0.0175089


111


cola) 2.0298194


Patrón Pozo 3

Media 202.68714 241.15244

Varianza 2250.0801 897.1173

Observaciones 87 18





colas) 2.1199053



r1 r2

Media 1.63E-14 -3.16E-15

Varianza 1.1097424 47.648487

Observaciones 87 18


F 0.0232902

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.5737669


r1 r2

Media 1.63E-14 -3.16E-15

Varianza 1.1097424 47.648487

Observaciones 87 18





colas) 1.9834953


112

Fertilizantes:



Patrón Fertilizantes

Media 202.68714 219.9359

Varianza 2250.0801 336.39835

Observaciones 87 18


F 6.6887371

P(F<=f) una cola 3.41E-05


cola) 2.0298194


Patrón Pozo 3

Media 202.68714 241.15244

Varianza 2250.0801 897.1173

Observaciones 87 18





colas) 2.1199053



r1 r2

Media 1.63E-14 -3.16E-14

Varianza 1.1097424 18.240681

Observaciones 87 18


F 0.0608389

P(F<=f) una cola 0


113


cola) 0.5737669


r1 r2

Media 1.63E-14 -3.16E-14

Varianza 1.1097424 18.240681

Observaciones 87 18





colas) 1.9834953

Saladero de pieles:



Patrón Saladero

Media 202.68714 229.63428

Varianza 2250.0801 506.52348

Observaciones 87 18


F 4.442203

P(F<=f) una cola 0.0005755


cola) 2.0298194


Patrón pozo 3

Media 202.68714 241.15244

Varianza 2250.0801 897.1173

Observaciones 87 18





114


colas) 2.1199053



r1 r2

Media 1.63E-14 6.79E-14

Varianza 1.1097424 45.361492

Observaciones 87 18


F 0.0244644

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.5737669


r1 r2

Media 1.63E-14 6.79E-14

Varianza 1.1097424 45.361492

Observaciones 87 18





colas) 1.9834953

Efecto matriz en la determinación de cloruro en muestras de agua de pozo y aguas

residuales.

Pozo 1:



Patrón Pozo 1

Media 200.019118 176.539694

Varianza 661.020972 344.621817

Observaciones 68 18



115

F 1.91810541

P(F<=f) una cola 0.06709725


cola) 2.04862302


Patrón Pozo 1

Media 200.0191176 176.539694

Varianza 661.0209723 344.621817

Observaciones 68 18


t 1.29236E-05



cola) 1.989318557



r1 r2

Media -9.15346E-14 -9.4739E-15

Varianza 0.186540559 4.134782366

Observaciones 68 18


F 0.045114964

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.562591413


r1 r2

Media -9.15346E-14 -9.4739E-15

Varianza 0.186540559 4.134782366

Observaciones 68 18





colas) 1.98895978


116

Pozo 2:



Patrón Pozo 2

Media 200.01912 172.97445

Varianza 661.02097 341.637

Observaciones 68 14


F 1.9348636

P(F<=f) una cola 0.0935333


cola) 2.2875018


Patrón Pozo 2

Media 200.01912 172.97445

Varianza 661.02097 341.637

Observaciones 68 14


Estadístico t 1.57E-06



colas) 1.9904502



r1 r2

Media 1.6334E-14 3.158E-14

Varianza 1.1097424 43.769594

Observaciones 87 18


F 0.02535419

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.57376692


117


r1 r2

Media 1.633E-14 3.158E-14

Varianza 1.1097424 43.769594

Observaciones 87 18

Grados de libertad 0.05 17


P(T<=t) dos cola 0.05


colas) 1.9900634

Pozo 3:



Patrón Pozo 3

Media 200.01912 173.2064

Varianza 661.02097 366.63962

Observaciones 68 18


F 1.8029175

P(F<=f) una cola 0.0873258


cola) 2.048623


Patrón Pozo 3

Media 202.6871373 241.1524348

Varianza 2250.080119 897.1172947

Observaciones 68 18





colas) 1.989318557



118


r1 r2

Media -9.15346E-14 -6.316E-14

Varianza 0.186540559 1.97308688

Observaciones 68 18


F 0.094542496

P(F<=f) una cola 5.10703E-13


cola) 0.562591413


r1 r2

Media -9.15346E-14 -6.31594E-14

Varianza 0.186540559 1.973086877

Observaciones 68 18





cola) 1.98895978

Fertilizantes:




Media 200.01912 175.34648

Varianza 661.02097 219.77627

Observaciones 68 15


F 3.0076995

P(F<=f) una cola 0.0127599


cola) 2.2136684



119


Media 200.01912 175.34648

Varianza 661.02097 219.77627

Observaciones 68 15





colas) 2.1603687



r1 r2

Media 1.6334E-14 -3.15797E-14

Varianza 1.1097424 18.24068136

Observaciones 87 18


F 0.06083887

P(F<=f) una cola 0


cola) 0.57376692


r1 r2

Media 1.633E-14 -3.15797E-14

Varianza 1.1097424 18.24068136

Observaciones 87 18





colas) 1.9889598

Saladero de pieles:




120

Patrón Saladero

Media 200.01912 178.20433

Varianza 661.02097 442.09019

Observaciones 68 18


F 1.4952175

P(F<=f) una cola 0.1783956


cola) 2.048623


Patrón Saladero

Media 200.0191176 178.20433

Varianza 661.0209723 442.09019

Observaciones 68 18





colas) 1.989318557



r1 r2

Media -9.15346E-14 -7.89492E-15

Varianza 0.186540559 0.225902961

Observaciones 68 18


F 0.825755265

P(F<=f) una cola 0.280722297


cola) 0.562591413


r1 r2

Media -9.15346E-14 -7.89492E-15

Varianza 0.186540559 0.225902961


121

Observaciones 68 18





colas) 1.98895978

determinación de iones nitrato, cloruro y cianuro en aguas

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