Analisi delle acque

Di regola l'esame del campione dovrebbe essere effettuato immediatamente, qualora ciò non fosse possibile, esso non può essere effettuato oltre tre giorni dal prelievo. Un campione conservato per lungo tempo può determinare all'analisi chimica variazioni ed interferenze che possono essere causate da reazioni di ossidoriduzione, variazioni del bilancio pH-alcalinità-C0₂ con precipitazione di CaCO₃, attività microbiologica che può far variare la quantità di nitrati, nitriti ed ammoniaca ecc.

Sono rappresentate dalla LIMPIDEZZA, dal COLORE, dall'ODORE, dal SAPORE e dalla TEMPERATURA.

La "LIMPIDEZZA" è il contrario della TORBIDITA' e rappresenta una caratteristica indispensabile affinché un'acqua potabile risulti gradita al consumatore. L'assenza di limpidezza, cioè la torbidità può essere causata da argilla, calcare, silice, idrati di Fe e Mn, da sostanze organiche, quale i detriti vegetali, oli, grassi e microrganismi. Tali particelle disperse nell'acqua determinano torbidità. Può anche aversi una torbidità falsa dovuta alla presenza di gas disciolti, ma in questo caso non appena i gas si sviluppano nell'atmosfera, l'acqua ritorna limpida.

Il prelievo del campione per la torbidità deve essere effettuato con l'acqua in agitazione in quanto le sostanze che la determinano tendono a sedimentare per cui la misura non sarebbe veritiera.

Quando il prelievo viene effettuato da tubazioni, bisogna far scorrere l'acqua per circa 10 minuti, dopodiché si riempie il contenitore.

IL COLORE rappresenta un'altra condizione essenziale affinché l'acqua potabile risulti gradita. Esso potrebbe essere dovuto a sostanze di origine naturale, a sostanze organiche o a sostanze minerali.

La colorazione delle acque sotterranee può essere dovuta a derivati dell'acido umico e tannico che danno colorazione giallo-bruna o alla presenza di sali di ferro, di colore giallastro non appena vengono a contatto con l'aria in seguito a fenomeni di ossidazione, mentre la colorazione delle acque superficiali può essere dovuta a clorofilla o a scarichi industriali.

ODORE: una buona acqua potabile deve essere inodore sia a temperatura ambiente che in seguito a riscaldamento.

Da microrganismi presenti nelle acque superficiali possono derivare odori aromatici caratteristici, soprattutto da quelli morti ed in via di decomposizione.

Gli odori possono anche derivare da inquinamento di tipo industriale, da concimi ecc. Essendo odori provenienti da sostanze volatili, il loro esame deve essere eseguito entro brevissimo tempo dal prelievo. In questo caso è bene conservare il campione in bottiglia di vetro preventivamente lavata con detergenti inodori.

SAPORE: una buona acqua potabile deve essere insapore. Per esempio un'eccessiva quantità di sali di magnesio, impartiscono all'acqua un sapore amaro. Metalli come rame, zinco, ferro, danno all'acqua un sapore metallico.

TEMPERATURA. Questo parametro ci permette di conoscere l'origine dell'acqua, infatti la temperatura delle acque telluriche, quando esse vengono prelevate ad oltre 25 m di profondità è quasi sempre costante, mentre nelle acque superficiali che sono influenzate dalla temperatura dell'aria, dall'irraggiamento e da eventuali scarichi industriali, la temperatura è molto variabile.

Per capire meglio tale azione, riportiamo il seguente specchietto, riferito al numero di microrganismi presenti nelle acque in funzione della loro profondità.

Sono rappresentate da azoto organico, ammoniaca, nitriti, fosfati, acido solfidrico, e sostanze organiche. Esse possono essere indice di eventuale contaminazione da parte di acque di scarico.

Una volta accertata la loro presenza, oltre certi limiti, bisognerà effettuare l'analisi microbiologica per poter formulare in maniera sicura un giudizio igienico sulla potabilità del campione d'acqua.

E' in stretta relazione con il contenuto in sali di un'acqua. La conducibilità dell'acqua piovana è quasi nulla ma essa cresce man mano che l'acqua scorrendo nel terreno si arricchisce di sali e quindi di elettroliti forti come lo ione cloruro e solfato di metalli alcalini e alcalino-terrosi.

Un improvviso aumento della conducibilità di acque profonde e superficiali può avere significato di inquinamento da parte di liquami domestici o di scarichi industriali.

Tenendo conto della rapidità con la quale si esegue la sua misura, tale alterazione risulta molto utile per controllare costantemente lo stato di un'acqua.

Il valore della conducibilità moltiplicato per il fattore 0,6, detto fattore di Kohlrausch, ci dà il cosiddetto "residuo fisso conduttometrico" che risulterà approssimativamente uguale a quello calcolato per pesata dopo riscaldamento a 180 °C.

L'acqua pura presenta reazione neutra, comunque le acque presenti in natura hanno valori di pH che oscillano da 5 a 8,5.

Possiedono bassi valori di pH le acque ricche di C0₂, mentre valori alti corrispondono ad un alto contenuto di bicarbonati.

Anche in questo caso brusche variazioni del pH possono avere significato di inquinamento da scarichi industriali contenenti acidi o basi.

Il valore del pH serve anche a stabilire se un'acqua presenta caratteristiche incrostanti o corrosive.

Il campione prelevato per misurare il pH deve essere sottoposto immediatamente all'analisi per evitare variazioni nel tempo a causa della perdita di C02 che fa innalzare il pH stesso.

Il residuo a 105 °C dovrebbe oscillare, secondo l' O.M.S. tra i 100 e i 500 mg/L. Esso rappresenta il contenuto salino totale dell'acqua.

Il residuo a 180 °C rappresenta il contenuto salino totale meno l'acqua di cristallizzazione.

Il residuo a 600 °C rappresenta il contenuto totale di ioni e ossidi metallici e le ceneri delle sostanze organiche.

La differenza fra il residuo a 600 °C e quello a 180 °C ci dà un valore approssimativo del contenuto in sostanze organiche totali.

Non esistono particolari precauzioni per il prelievo, nel caso di acque superficiali bisogna effettuare più prelievi in diversi momenti della giornata.

rappresenta la somma di tutte le sostanze disciolte nell'acqua che rimangono come residuo alla sua evaporazione completa, compresa quella di cristallizzazione. Per tale determinazione l'acqua deve essere perfettamente limpida cioè non deve contenere sostanze sospese, per questo deve essere eventualmente filtrata. Le acque potabili non devono superare un residuo fisso a 180 °C, superiore a 1.500 ppm (valore limite).

In una capsula di platino o di porcellana, precedentemente tarata in stufa a 180 °C, si fanno evaporare dai 100 ai 200 ml dell'acqua in esame, esattamente misurati, facendo bollire cautamente fino a secchezza.

La capsula contenente il residuo viene quindi portata in stufa a 180 °C fino a peso costante.

Per differenza di peso fra la capsula piena e quella vuota, si ottiene il residuo fisso a 180 °C che viene riportato ad un litro di campione.

Dipende dalla presenza di sali provenienti dal contatto con il terreno oppure che sono stati aggiunti all'acqua nel corso dei processi di depurazione. Distinguiamo vari tipi di alcalinità e cioè l'alcalinità alla fenolftaleina, dovuta agli idrati, a metà dei carbonati e ad 1/3 dei fosfati e l'alcalinità al metilarancio che ci dà l'acidità totale cioè non solo quella dovuta alle sostanze a forte reazione alcalina ma anche a debole reazione alcalina come i silicati ed i carbonati.

viene data dai sali disciolti nell'acqua che presentano azione alcalina, come eventuali carbonati alcalini, carbonati e bicarbonati di Ca e Mg, silicati, fosfati ecc. Distinguiamo un'alcalinità alla Fenolftaleina (intervallo di viraggio fra pH 8,2 e 9,8), dovuta ad eventuali idrati liberi, ad 1/2 dei carbonati e ad 1/3 dei fosfati e alcalinità al Metilarancio (intervallo di viraggio compreso fra un pH 3,1 e 4,4) dovuta alla presenza di bicarbonati, all'altra metà dei carbonati e ai rimanenti 2/3 dei fosfati. Ricordiamo che gli idrati alcalini non possono coesistere con i bicarbonati * in quanto si trasformano in carbonati:

Reattivi occorrenti: HCl o H₂S0₄ 0,05 N (N/20) o a titolo esatto vicino a 0,05 N; soluzione alcolica all'1% di fenolftaleina; soluzione acquosa allo 0,05 % di metilarancio.

PROCEDIMENTO: 100 ml dell'acqua in esame, prelevata di recente, vengono addizionati da 2-3 gocce di fenolftaleina. Se compare colorazione rosa, si titola con l'acido a normalità nota fino ad incolore. Il volume di titolante impiegato permette di risalire all'alcalinità alla fenolftaleina.

Dopo il viraggio, si aggiungono allo stesso campione d'acqua, 2-3 gocce di metilarancio e si continua a titolare fino al viraggio dal giallo all'aranciato.

Con il volume impiegato per questa seconda titolazione si ricava l'alcalinità al metilarancio.

Si moltiplica per 10 in quanto sono stati prelevati 100 ml di campione ed il valore deve essere riferito ad 1 L, cioè ad un volume dieci volte più grande.

Se all'aggiunta della Fenolftaleina il campione non si colora (cosa che accade molto spesso), vuol dire che i carbonati risultano assenti e di conseguenza l'alcalinità dell'acqua è dovuta solo ai bicarbonati. A questo punto si aggiunge il Metilarancio e si titola fino al viraggio dal giallo all'aranciato.

Si prelevano 100 ml dell'acqua in esame, si aggiungono 2-3 gocce di Metilarancio e si titola con l'acido a normalità nota fino al viraggio dal giallo all'aranciato. Per il calcolo si usa la relazione già riportata, considerando il volume impiegato per tale titolazione in cui si è usato sin dall'inizio solo il Metilarancio. Ricordiamo che PE_CaCO3 = PE_CaCO3/2 = 100/2 = 50.

Come sappiamo l'acqua ha un elevatissimo potere solvente per cui in funzione della tipologia degli strati di terreno che attraversa, assume un contenuto in sali di calcio e di magnesio più o meno elevato.

Tale termine esprime proprio il contenuto in sali di metalli alcalino-terrosi, soprattutto in Ca e Mg, poiché i sali di questi due elementi sono i maggiori responsabili di incrostazioni.

Distinguiamo vari tipi di durezza e cioè la durezza totale, la durezza calcica e la durezza magnesiaca.

La durezza totale risulta essere la somma della durezza calcica e magnesiaca. Esiste anche la durezza temporanea, così chiamata perché dovuta ai bicarbonati di Ca e Mg che per prolungata ebollizione si trasformano nei rispettivi carbonati che precipitano:

Tali carbonati essendo insolubili formano incrostazioni calcaree.La durezza permanente, invece è dovuta a tutti quei sali che rimangono in soluzione anche dopo un'ebollizione prolungata.

La durezza viene normalmente espressa in gradi francesi = °F, dove 1 °F risulta corrispondere a 10 mg/l o 10 ppm di CaCO₃.

Possono usarsi anche altre unità di misura come il grado tedesco che corrisponde ad 1 g/l di CaO in 100 litri di acqua ed il grado inglese che corrisponde ad 1 g in 70 litri di acqua di CaCO₃.

La durezza totale di un'acqua non è sufficiente per poter dare un giudizio sul suo potere incrostante in quanto bisogna anche considerare altri parametri, ad esempio quantità elevate di solfati rendono l'acqua più incrostante, mentre abbondanti cloruri la rendono più corrosiva.

Inoltre non si tiene conto della Silice che risulta essere una delle cause più temibili di incrostazioni.

Costituisce la somma dei sali indurenti presenti nell'acqua, espressi come CaCO₃. I valori consigliati vanno da 15 a 50 °F.

Reattivi occorrenti: soluzione di EDTA (sale bisodico) 0,01 M o soluzione a titolo esatto vicino a 0,01 M; soluzione tampone a pH =10 (per un litro di soluzione 75 ml di NH₄0H conc. + 10 g di NH4CI solido); indicatore NET (1 g di indicatore solido, tagliato con 99 g di NaCl).

PROCEDIMENTO: si prelevano esattamente 100 ml del campione di acqua da esaminare e si addizionano di 20 ml di soluzione tampone a pH 10 e quindi di una punta di spatola di NET. Si otterrà una colorazione rosso-ciliegia dovuta alla formazione del complesso Indicatore-Mg.

Si titola con EDTA a titolo noto, fino al viraggio azzurro puro, cioè senza riflessi violacei. Durante la titolazione con EDTA viene distrutto il complesso Indicatore-Mg e si forma il complesso più stabile EDTA-Mg, per cui il NET ritornando allo stato libero impartisce alla soluzione la colorazione azzurra.

Facciamo un esempio pratico di calcolo. Nel caso in cui si dispone di EDTA esattamente 0,01 M, per il calcolo della durezza totale, basta fare riferimento ai ml di EDTA usati.

Supponendo di averne usati 22,1 ml allora 22,1 sarà la durezza totale in gradi francesi, infatti:

mg_CaCO3/100 ml di campione = M_EDTA · PM_CaCO3 · V_EDTA = 0,01 · 100 · 22,1 = 22,1 °F.

Usando invece una soluzione di EDTA a titolo noto, vicino a 0,01 M ad esempio 0,0103 M e supponendo di averne impiegato 21,5 ml, si imposterà il calcolo:

mg_CaCO3/100 ml di campione = M · PM · V = 0,0103 · 100 · 21,5 = 22,14 che corrispondono a 22,14 °F.

Dunque nel primo caso, cioè usando EDTA 0,01 M, il volume di titolante necessario per titolare 100 ml di campione ci dà direttamente la durezza totale in °F, mentre nel secondo caso bisogna effettuare il calcolo dei mg di CaCO₃ presenti in 100 ml dell'acqua in esame.

Ricordiamo che il NET forma complessi a pH 10 con i cationi bivalenti del Mg, Zn, Ni, Cd, Mn, Hg per cui per effettuare con tale indicatore la determinazione della durezza totale di un'acqua, è necessario che in essa sia presente una certa quantità di ioni Mg, in quanto in un'acqua solamente calcica non si avrebbe la formazione della caratteristica colorazione rosso-ciliegia dovuta al corrispondente complesso.

E' dovuta alla presenza nell'acqua dei carbonati, solfati, cloruri di Ca e Mg che non precipitano all'ebollizione.

PROCEDIMENTO: 100 ml del campione in esame si fanno bollire per 10 - 15 minuti. Si lascia depositare il precipitato che si ottiene e si filtra attraverso carta da filtro media (filtro a fascia bianca o W 40), raccogliendo il filtrato che una volta raffreddato viene nuovamente portato a volume a circa 100 ml e si titola operando come per la durezza totale.

Per differenza fra la durezza totale, calcolata come in precedenza e la durezza permanente, si ottiene la DUREZZA TEMPORANEA, dovuta ai bicarbonati di Ca e Mg che precipitano all'ebollizione come carbonati con liberazione di anidride carbonica, come visto nella parte generale.

A 100 ml dell'acqua in esame si aggiungono 25 ml della soluzione di KOH al 25 %. In questo modo il pH si porta intorno al valore 12, facendo precipitare il magnesio presente, sottoforma di Mg(OH)₂. Si aggiunge una punta di spatola di acido calconcarbonico e si titola con la soluzione di EDTA fino al viraggio dal rosso-vinoso all'azzurro.

Per differenza fra la durezza totale e quella calcica si può risalire alla durezza magnesiaca.

E' consentita una quantità di Mg fino a 125 ppm se i solfati risultano inferiori a 200 ppm o mg/L.

La presenza di cloruri nelle acque è generalmente di origine minerale, ma poiché possono essere indice di inquinamento bisogna accertarsi che il loro contenuto rimanga costante nel tempo. Una sua variazione brusca come contenuto, può significare infiltrazioni di acqua proveniente da scarichi civili o industriali. Nelle acque profonde prelevate in prossimità dei litorali, possono provenire da infiltrazioni di acqua di mare.

La presenza elevata di cloruri, può dare disturbi organolettici e corrosione nelle tubature dove circola acqua calda, per questo la loro concentrazione non deve superare certi valori (200 mg/l).

Le acque piovane possono contenere da 1 a 3 ppm di Cl, mentre l'acqua di mare ne contiene circa 20.000 ppm.

Le acque destinate al consumo umano non dovrebbero contenere più di 200 ppm o mg/L di Cl^- (non viene riportato il valore limite).

DETERMINAZIONE CON IL METODO DI MOHR: 100 ml del campione di acqua in esame o un'aliquota esattamente misurata, vengono posti in una capsula di porcellana bianca e addizionati di 1 ml di soluzione acquosa al 5 % di cromato di potassio, quindi si titola con nitrato d'argento 0,1 N fino al viraggio dal giallo al rosato.

ppm o mg/L di Cl^- = N_AgNO3 · ml_AgNO3 · 35,457 (PE_Cl) · 10 (se usati 100 ml di campione).

METODO MERCURIMETRICO: tale metodo presenta il vantaggio rispetto a quello argentometrico di poter essere applicato anche nel caso di acque torbide o eventualmente colorate.

Reattivi occorrenti: soluzione allo 0,2 % in alcol etilico al 95% di blu di bromofenolo; soluzione di HNO₃ N; soluzione allo 0,15 %, sempre in etanolo al 95% di difenil carbazone; soluzione 0,0281 N di nitrato mercurico.

La soluzione di Hg(NO₃)₂ può prepararsi sciogliendo g 4,572 di nitrato mercurico in un litro di H₂0, dopo aver aggiunto qualche ml di HNO₃.

PROCEDIMENTO: 50 o 100 ml del campione in esame ( a secondo della quantità di cloruri presenti nell'acqua) vengono addizionati di 2 gocce di soluzione di blu di bromofenolo. Quindi si aggiunge goccia a goccia la soluzione di HNO₃ fino al netto viraggio dal blu al giallo, mettendone una goccia in eccesso.

A questo punto si aggiunge 1 ml di difenil carbazone e si titola con Hg(NO₃)₂ 0,0281 N fino a colorazione stabile violetta.

La quantità di solfati presenti in un'acqua dipende dalla natura del terreno attraversato. Solitamente i solfati sono molto abbondanti nelle acque sotterranee. Quantità superiori ai 250 ppm, possono dare disturbi gastrointestinali in seguito ad un'ingestione prolungata, specialmente se nell'acqua risulta presente in maniera considerevole il magnesio.

I solfati possono provenire anche dalle sostanze organiche, infatti le proteine contengono S e durante la loro decomposizione si può formare S, H₂S ed anche S0₄^--. La presenza di solfati nelle acque non ha generalmente alcun significato di eventuale inquinamento biologico, mentre solfati presenti in abbondanza nelle acque superficiali possono provenire da inquinamento industriale.

La quantità dei solfati contenuti nelle acque, dipende, come già detto dalle caratteristiche chimiche del terreno attraversato. Se la sua quantità supera i 250 ppm o mg/L, si possono avere, per ingestione prolungata, inconvenienti tipo irritazioni gastrointestinali in presenza di ioni Na e soprattutto Mg .

La presenza di batteri solfo-riduttori può originare dai solfati, acido solfidrico. I solfati nelle acque vengono determinati per via TURBIDIMETRICA.

I suoi valori guida e limite corrispondono rispettivamente a 25 e 250 ppm o mg/L.

si pesano g 1,3764 di ammonio solfato e si portano a volume ad 1 L. Si ottiene così una soluzione standard che contiene 1 g/L di S0₄^-- o 1 mg/ml o lo stesso 1.000 ppm.

dove 132,15 rappresenta il PM del solfato di ammonio, mentre 96 rappresenta il PM di S0₄^--. Si ottiene così X = 1,3764 g di (NH₄)₂SO₄.

Trasferendo questi g in un matraccio da 1 L e portando a volume, si ottiene una soluzione che contiene 1 g/L di S0₄^-- quindi 1 mg/ml.

Di questa, se ne prelevano ad esempio, 2 - 3 - 4 - 5 - 6 ml che vengono posti in altrettanti matracci da 100 ml e che corrispondono alle seguenti concentrazioni:

quindi si aggiungono 5 ml della soluzione di glicerina ed una punta di spatola di BaCl₂ solido a ciascun matraccio, si porta a 100 ml, agitando. Si lascia a riposo per circa 5 minuti, si agita ancora e si legge al turbidimetro o al colorimetro alla lunghezza d'onda di 420 nm, costruendo con i valori ottenuti la curva di taratura.

PROCEDINENTO: per il campione, si opera come per le soluzioni standard, per cui a 100 ml dell'acqua in esame, si aggiungono 5 ml di soluzione di glicerina ed una punta di spatola di BaCl₂ solido agitando.

Si lascia a riposo per circa 5 minuti, dopodiché si agita ancora e si legge a 420 nm. Il bianco risulta costituito dal campione in esame senza l'aggiunta di cloruro di Bario solido, oppure si può usare acqua distillata.

Nelle acque ad uso potabile, dovrebbe essere assente, comunque è ammesso un limite massimo di 0,5 ppm.

La presenza di NH₃ nelle acque superficiali è indice di inquinamento organico (liquami domestici, industriali o zootecnici), mentre in acque molto profonde la presenza di NH₃ non lo è, in quanto essa può provenire da processi naturali di riduzione che trasformano l'azoto nitrico e nitroso in ammoniaca. Oppure nel caso di terreni torbosi essa può derivare da sostanze organiche di origine vegetale.

La presenza di ammoniaca nell'acqua può provocare sviluppo di microrganismi, difficoltà di clorazione per formazione di cloroammine ed anche corrosione nelle condotte.

Nel prelievo del campione, bisogna osservare, in questo caso, alcune precauzioni. Come al solito bisogna subito chiarire che l'attendibilità del risultato analitico si può avere solo quando la determinazione viene effettuata al momento del prelievo, in caso contrario bisogna conservare il campione a O°C per ritardare la sua attività biologica, oppure addizionare 0,8 ml di H₂SO₄ conc. per litro d'acqua per mantenere inalterato il bilancio dell'azoto dell'acqua stessa.

come si è già visto, la presenza di ammoniaca nelle acque superficiali è indice di inquinamento recente da parte di liquami domestici e zootecnici (100 ml di feci contengono 33 ml di ammoniaca), mentre nel caso di acque profonde il significato della sua presenza è molto diverso, infatti essa può provenire da processi naturali di riduzione a carico di sostanze organiche azotate come i vegetali (torbe), per cui il valore limite può essere superato.

INTERFERENZE: Calcio, Magnesio, Ferro II e Solfuri, possono provocare intorbidamenti con il reattivo di Nessler, per cui bisognerà precipitarli preventivamente con un flocculante tipo ZnSO₄ e alcali. Inoltre per evitare la precipitazione dello ione Calcio e Magnesio con lo stesso reattivo di Nessler alcalino, bisogna aggiungere al campione in esame EDTA.

DETERMINAZIONE COLORIMETRICA: per costruire la curva di taratura si possono pesare 0,2965 g di NH₄Cl, precedentemente seccato in stufa per 2 ore a 100°C e si porta a volume ad 1 1.

Si ottiene così una prima soluzione standard di concentrazione pari a 0,1 g/l di ammoniaca espressa come NH₄⁺, corrispondenti anche a 100 mg/l a 100 ppm e che contiene 0,1 mg/ml di NH₄⁺.

La soluzione così ottenuta viene quindi opportunamente diluita. Per esempio 100 ml della prima soluzione standard viene portata a 1.000 ml, con diluizione di dieci volte.

Si otterrà una seconda soluzione standard, avente una concentrazione pari a 0,01 g/l di NH₄⁺, corrispondenti a 10 mg/l o 10 ppm e che contiene anche 0,01 mg per ml, sempre di NH₄⁺.

Di questa seconda soluzione se ne prelevano per esempio 0,5 - 1 - 2 - 3 - 4 e 5 ml che vengono posti in altrettanto matracci da 100 ml e che corrispondono alle seguenti concentrazioni:

ml in 100 ml di soluz.	mg/100 ml di NH₄⁺	mg/l o ppm di NH₄⁺
0,5	0,005	0,05
1	0,01	0,1
2	0,02	0,2
3	0,03	0,3
4	0,04	0,4
5	0,05	0,5

PROCEDIMENTO: 100 ml del campione di acqua in esame vengono trattati con 1 ml della soluzione di solfato di Zn e con 0,5 ml di soluzione di NaOH, lasciando a riposo per alcuni minuti.

Il precipitato che eventualmente si forma, viene filtrato lavandolo con H₂O distillata esente da NH₃. Si filtra scartando i primi 25 ml di filtrato. Si raccolgono in un matraccio da 100 ml i restanti ml, quindi si aggiunge 1 goccia di soluzione di EDTA e si agita, in seguito si aggiungono 2 ml di reattivo di Nessler. Si porta a volume a 100, si agita e dopo 20 minuti si legge a 420 mn usando come bianco acqua distillata + i reattivi.

Ricordiamo che il valore guida dell'NH₄⁺ è di 0,05 ppm, mentre il suo valore limite è di 0,5 ppm.

Si trovano salificati nelle acque soprattutto come NaNO₂. Anch'essi dovrebbero essere assenti nelle acque potabili ma viene ammesso un valore limite di 0, 1 ppm.

I nitriti possono derivare dall'ammoniaca in seguito a processi ossidativi oppure possono provenire da scarichi industriali.

Nelle acque superficiali la presenza di NO₂ evidenzia un inquinamento di origine recente. Nelle acque sotterranee la possibilità di trovare nitriti risulta molto bassa. Anche in questo caso la loro determinazione dovrebbe essere effettuata subito per evitare la trasformazione ad NH₃ o a NO₃^-- per opera di batteri. Comunque se ciò non fosse possibile, il dosaggio deve essere effettuato il più presto possibile dopo aver conservato il campione a circa O°C e dopo essersi accertati dell'assenza nel campione di ossidanti come il cloro e suoi derivati, l'ozono ecc.

L'azoto nitroso e quindi i nitriti, rappresentano uno stadio intermedio del ciclo dell'azoto. Essi si originano generalmente dall'ossidazione dell'ammoniaca proveniente dai processi di decomposizione di sostanze proteiche. Più raramente possono derivare da processi riduttivi a carico dei nitrati. La loro presenza rivela un inquinamento di origine recente.

I nitriti si trasformano abbastanza velocemente in nitrati per cui una sensibile presenza di questi ultimi, potrebbe indicare un processo biologico di decomposizione che ha interessato da qualche tempo l'acqua.

Nelle acque superficiali i nitriti possono derivare anche da scarichi industriali, dove spesso vengono aggiunti nelle acque stesse per evitare fenomeni corrosivi.

INTERFERENZE: interferiscono gli ioni che nelle condizioni di esercizio dell'analisi portano alla formazione di precipitati.

Per questo devono essere assenti ioni Fe III, Hg I, Ag 1, Bi III, Pb Il, e Cu II, specialmente quest'ultimo può falsare l'analisi in quanto catalizza la decomposizione dei composti azotati.

La determinazione dei nitriti (valore limite 0,1 ppm) come NO₂^-, deve essere effettuata il più presto possibile, cioè sui campioni prelevati di recente, per evitare che essi si trasformino in nitrati o in ammoniaca, ad opera di batteri che possono essere presenti nell'acqua da analizzare. Per bloccare l'attività di tali batteri bisogna conservare il campione in frigo alla temperatura di circa 0 °C.

La contemporanea presenza di nitriti, nitrati ed ammoniaca e di sostanze organiche, indica un grave inquinamento.

per la curva di taratura si possono sciogliere 0,1499 g di NaNO₂ puro, in 1 litro di acqua distillata. Si avrà la prima soluzione standard con concentrazione pari a 0,1 g/l di NO₂^- = 100 ppm di NO₂^-. Il valore sopra riportato si ricava dalla solita proporzione:

Tale prima soluzione standard viene opportunamente diluita, per esempio di dieci volte e cioè 100 ml vengono portati a 1.000 ml, si otterrà così una seconda soluzione standard, con concentrazione pari a 0,01 g/l di NO₂^- o di 10 mg/l = 10 ppm di NO₂^-ed anche che contiene 0,01 mg /ml, sempre di NO₂^-.

Prelevandone ml 0,5 - 1 - 2 - 3 eccetera che vengono al solito posti in matracci da 100 ml, avremo:

ml in 100 ml di soluz.	mg/100 ml di NO₂^-	mg/l o ppm di NO₂^-
0,5	0,005	0,05
1	0,01	0,1
2	0,02	0,2
3	0,03	0,3

Si diluisce opportunamente, si aggiungono 2 ml di soluzione di EDTA, 2 ml di reattivo di Griess, 2 ml di soluzione tampone, si attende per 15 minuti, ottenendo una soluzione che va dal rosso porpora al rosa, a secondo della concentrazione dei nitriti, quindi si legge a 520 nm, usando come bianco acqua distillata + i reattivi.

Se il campione in esame risulta torbido o colorato bisogna anche preparare una sospensione di AI(OH)₃, sciogliendo 125 g di allume di potassio KAl(SO₄)_2·12H₂O in acqua distillata. Si riscalda a circa 60 °C, aggiungendo lentamente 55 ml di NH₄OH concentrata, agitando. Si lascia riposare la sospensione per circa 1 h, si lascia decantare e si lava il precipitato, sempre per decantazione con acqua distillata, per tre volte.

PROCEDIMENTO: se il campione risulta torbido o colorato a 100 ml di esso si addizionano 2 ml di sospensione di idrossido di alluminio. Si filtra e si opera quindi come un campione normale, cioè a 100 ml dell'acqua in esame si aggiungono 2 ml di soluzione di EDTA, quindi 2 ml di reattivo di Griess, + 2 ml di tampone.

Anche questi si trovano salificati essenzialmente come NaNO₃. La loro concentrazione limite nelle acque potabili è di 50 ppm.

Come abbiamo già detto, essi rappresentano lo stato di massima ossidazione dei composti azotati.

Possono derivare da liquami oppure dal dilavamento dei terreni trattati con NH₄NO₃. Un'elevata concentrazione di NO₃^- nell'acqua destinata al consumo umano, può determinare la la metaemoglobinemia infantile. Nei lattanti il pH gastrico è relativamente alto (superiore a 4,9) e ciò determina la presenza nella flora batterica intestinale di batteri capaci di ridurre i NO₃^-a NO₂^-.

I nitriti assorbiti attraverso la mucosa intestinale passano nel sangue dove si legano in modo relativamente stabile all'emoglobina, dando metaemoglobina, poco adatta per il trasporto dell'ossigeno, provocando così condizioni di cianosi.

Il fenomeno si manifesta soprattutto in bambini con meno di due mesi (mortalità pari al 10%). La presenza di nitrati nelle acque sotterranee non è indice di inquinamento, comunque potrebbe anche significare che gli strati superficiali del terreno sono inquinati per mineralizzazione di sostanze organiche, per cui in questo caso bisogna mantenere costantemente l'acqua sotto controllo.

Per il prelievo non bisogna ricorrere ad accorgimenti particolari. Per evitare possibili riduzioni, è opportuno conservare il campione a circa O°C ed eseguire il dosaggio entro breve tempo.

I nitrati non sono stati elencati inizialmente fra le sostanze indice d'eventuale inquinamento in quanto anche se presenti in una certa misura, sono segno di inquinamento ormai passato, quindi non più in corso, trovandosi l'azoto allo stadio di massima ossidazione, a meno che non risultano accompagnati da altri composti azotati a più basso numero di ossidazione. In ogni caso, bisogna effettuare anche l'analisi microbiologica del campione.

DETERMINAZIONE SPETTROFOTOMETRICA: questo metodo viene usato per acque chiare e con basso contenuto di sostanze organiche.

Se il campione risulta colorato o contiene sostanze organiche viene trattato con carbone attivo lavato con una soluzione al 5% di HCl e poi con acqua distillala bollente fino ad eliminare i cloruri dal filtrato. La quantità di carbone attivo da usare è pari a 2 g per 150 ml di acqua. Si agita, si lascia a riposo per alcuni minuti e poi si filtra, possibilmente su membrane di 0,45 micron.

Lo ione nitrato NO3- è l'unico ione presente nelle acque potabili che presenta un notevole assorbimento nell'UV.

Per la determinazione si costruisce la solita curva di taratura usando soluzioni a concentrazioni note e appropriate, leggendone l'estinzione a 210 nm.

Questa metodica risulta possibile per i campioni il cui contenuto in NO3- sia abbastanza limitato e non superi all'incirca i 5 - 6 ppm, per cui nella costruzione della curva di taratura bisogna tenerne conto.

Lo stesso vale per l'analisi del campioni in esame, infatti, se si presuppone che questi abbiano un contenuto in nitrati superiore al limite suddetto, bisogna diluire opportunamente con acqua distillata priva di nitrati o meglio ancora con acqua bidistillata il cui uso può essere esteso al bianco.

La determinazione dei fosfati nelle acque superficiali e sotterranee, riveste notevole importanza in considerazione al fatto che essi rappresentano un eventuale indice d'inquinamento, per la loro presenza in moltissimi composti come l'urina, i detergenti, i fertilizzanti ecc.

Quando la presenza dei fosfati è di origine minerale, quindi non è indice d'inquinamento, essa è limitata a tracce appena dosabili. Se si tratta di fosfati di origine agricola ed industriale questi non riescono a raggiungere le acque profonde in quanto i primi strati del terreno riescono a trattenerli.

La presenza di fosfati nelle acque superficiali anche in quantità di pochi ppm, provoca insieme alle sostanze azotate, il fenomeno dell'eutrofizzazione, cioè di un'eccessiva proliferazione di specie animali e vegetali come le alghe, che si nutrono di tali elementi. Un eccesso di alghe corrisponde ad un impoverimento della quantità di ossigeno disciolta nell'acqua con conseguente moria di pesci e molluschi. Anche in questo caso, se sono presenti nell'acqua quantità considerevoli di fosfati, bisogna effettuare l'analisi batteriologica (valore limite = 5 ppm come P₂0₅). Il prelievo del campione per la determinazione dei fosfati non necessita di particolari accorgimenti.

la determinazione dei fosfati risulta molto importante in quanto essi possono essere collegati ad un eventuale inquinamento dovuto sia a sostanze organiche che a detersivi, fertilizzanti ecc.

DETERMINAZIONE COLORIMETRICA: per la curva di taratura si pesano 0,1917 g di KH2PO4 puro e secco che equivalgono a 0,1 g di P205 e si portano a volume in un matraccio da 1 1.

Si avrà la solita prima soluzione standard con concentrazione pari a 0,1 g./l di P205 che corrisponde a 100 mg/l di P205 = 100 ppm di P205.

Questa prima soluzione standard viene opportunamente diluita a seconda dell'intervallo di valori voluti nella costruzione della curva stessa.

Ad esempio diluendo 10 volte, portandone 100 ml a 1.000 ml, si avrà una seconda soluzione standard pari 0,01 g/l = 10 mg/l = 10 ppm di P205. Inoltre quest'ultima soluzione contiene anche 0,01 mg/ml di P205.

Prelevandone mi 1 - 2 - 3 - 4 -5 ml che trasferiamo in matracci da 100 ml, avremo:

ml in 100 ml di soluz.	mg/100 ml di P₂O₅	mg/l o ppm di P₂O₅
1	0,01	0,1
2	0,02	0,2
3	0,03	0,3
4	0,04	0,4
5	0,05	0,5

si aggiungono 4 ml di soluzione molibdica e si agita. Subito dopo si aggiungono 0,5 ml di SnCl2 agitando ancora. Dopo circa 10 minuti si avrà sviluppo completo di una colorazione blu che viene letta a 675 nm. usando come bianco acqua distillata + i reattivi.

una buona acqua di origine tellurica contiene piccole quantità di sostanze organiche mentre esse possono essere molto abbondanti nelle acque superficiali.

Il loro contenuto non deve superare i 5 mg/L o ppm, espresso come ossigeno consumato e determinato con il metodo di Kubel.

La loro presenza nelle acque può essere di origine naturale, da scarichi domestici, agricoli o industriali.

Nelle acque profonde, la loro presenza è dovuta solo a sostanze vegetali, ad acidi umici e tannici e a torbe.

Gli acidi umici e tannici sono presenti generalmente come sali di ferro e di manganese, in soluzione o in dispersione colloidale che impartiscono all'acqua una colorazione giallo-verdastra e rendono difficile la rimozione dello stesso Fe e Mn. Quindi il suo significato ai fini dell'inquinamento risulta molto importante quando derivano da organismi animali, mentre risulta meno grave se di provenienza vegetale, infatti esistono acque potabili che scorrono su terreni torbosi che contengono quantità rilevanti di sostanze organiche ma che risultano ineccepibili dal punta di vista batteriologico.

Per distinguere il contenuto di sostanze organiche di origine animale e vegetale, si determina il consumo di ossigeno in ambienti diversi. Le sostanze organiche di origine vegetale consumano ossigeno prevalentemente in ambiente acido, mentre quelle di origine animale, lo consumano essenzialmente in ambiente basico.

Le sostanze organiche sono indice d'inquinamento di origine animale o di origine vegetale e possono essere veicolo di germi patogeni.

La quantità massima consentita, cioè il suo valore limite è di 5 ppm o mg/l come ossigeno necessario per ossidarle, mentre il valore guida è di 0,5 ppm.

La determinazione viene effettuata per via volumetrica usando come ossidante una soluzione di KMnO4 in quanto le sostanze organiche che si formano per degradazione del materiale organico contengono gruppi riducenti come i gruppi alcolici e aldeidici, ecc.

PROCEDIMENTO: 100 ml del campione di acqua in esame vengono posti in una beuta da 300 ml ed addizionati di 10 ml di acido solforico 1: 4, quindi di 10 ml KMnO4 0,01 N, facendo bollire per circa 5 minuti.

La soluzione non deve decolorarsi. deve cioè rimanere rosa, in caso contrario bisogna aggiungere un ulteriore volume noto della soluzione di permanganato m modo da aversi un eccesso della stessa soluzione di KMn04.

A questo punto si aggiunge un volume esattamente uguale a quello totale iniziale di KMnO4 di soluzione di acido ossalico 0.01 N e si titola la soluzione ora decolorata usando sempre KMnO4 0.01 N, fino a colorazione rosa persistente.

Tale volume di KMnO4 consumato equivale a quello che ha reagito con le sostanze organiche riducenti presenti nel campione in esame.

Per il calcolo, nel caso di soluzioni di KMnO4 ed H2C204 esattamente 0,01 N o con lo stesso titolo si usa:

Nel caso di soluzioni con titolo diverso, supponendo di aver aggiunto inizialmente al campione 10 ml di soluzione di KMnO4 0,0112 N e quindi 10 ml di soluzione di acido ossalico H2C204 0,0114 e di avere usato 4 ml di KMnO4 sempre di N pari a 0,0112, può impostarsi il seguente calcolo:

poiché mg = eq. · PE i mg di ossigeno presenti in un litro di campione saranno:

I tensioattivi vengono utilizzati per produrre detersivi a causa del loro potere bagnante, emulsionante e disperdente dell'unto cioè delle sostanze grasse. A secondo di come si dissociano in acqua, distinguiamo tensioattivi anionici, cationici e non ionici. Questi ultimi sono quelli più utilizzati, per questo sono quelli che vengono ricercati nelle acque potabili.

Da qualche tempo i detergenti sintetici vengono prodotti solo di tipo biodegradabile, cioè con proprietà di lasciarsi demolire quasi completamente da microrganismi presenti nelle acque.

Per quanto riguarda i tensioattivi anionici ciò dipende dalla configurazione del loro gruppo alchilico. Se esso risulta lineare, la sostanza tensioattiva è biodegradabile, se esso risulta ramificato, non lo è.

La presenza delle sostanze tensioattive nelle acque, dipende dal largo impiego in campo domestico ed industriale e del conseguente versamento delle acque di lavaggio nei corsi d'acqua.

I tensioattivi attualmente più usati, cioè i linear alchil solfonati non rappresentano un potenziale pericolo per l'uomo.

Se presenti in quantità superiore i 0,2 ppm, provocano però l'insorgere di sapore gradevole.

La loro presenza in acque superficiali è dovuta ad un versamento di acque di scarico domestiche o industriali direttamente nel corso d'acqua interessato.

Nel prelievo del campione si deve tenere conto che nelle acque superficiali, le sostanze tensioattive si trovano in superficie.

Negli ultimi anni il consumo dei tensioattivi per uso domestico è andato rapidamente aumentando. I più abbondanti in commercio sono i tensioattivi anionici, come gli Alchil-Benzen-Solfonati di sodio, a catena alchilica ramificata, indicati comunemente con la sigla ABS, essi infatti sono quelli con il più basso costo di produzione ma che presentano nello stesso tempo elevate prestazioni.

Per evidenziarli si usa il blu di metilene che non risulta però specifico in quanto non riesce a differenziare i tensioattivi anionici di tipo ABS, da quelli a catena alchilica lineare o LAS, nuovi tensioattivi fortemente biodegradabili come gli alcani lineari solfonati. Per questo risulta opportuno esprimere i risultati relativi a questa metodica, come sostanze attive al blu di metilene o MBAS (Methylen Blue Active Substances). Ricordiamo che neanche i saponi che sono tensioattivi anionici, essendo sali alcalini di acidi grassi, danno colorazione con il blu di metilene.

Volendo dati certi ed inequivocabili sui tensioattivi sia anionici che canonici, bisogna ricorrere all'assorbimento nell'infrarosso.

Poiché nel metodo al blu di metilene vi possono essere delle interferenze positive, cioè delle interferenze che danno valori più alti (solfonati in genere, fosfati, fenoli ecc.) oppure interferenze negative con conseguenti valori più bassi (sostanze organiche che reagiscono con il tensioattivo impedendone di conseguenza la colorazione con il blu di metilene, tipo le ammine), per eliminare al massimo queste sostanze si ricorre alla doppia estrazione di Longwell.

Ricordiamo, per concludere, che anche i solfuri interferiscono, per cui se sono presenti devono essere ossidati con H₂0₂ in ambiente alcalino.

Per costruire la curva di taratura è consigliabile usare come standard il dioctil Solfo- succinato sodico, sciogliendone 0,1 g in un litro di acqua distillata, ottenendo così una prima soluzione di concentrazione pari a 0,1 g/l o 100 ppm. Diluendo tale soluzione dieci volte, si ottiene una seconda soluzione standard di concentrazione pari a 0,01 g/l o 10 ppm = 0,01 mg/ml e con questa si preparano le soluzioni standard per costruire la curva.

PROCEDINENTO: in un imbuto separatore si introducono 100 ml del campione di acqua in esame, 10 ml di fosfato bisodico, 2,5 ml di soluzione neutra di blu di metilene e 10 ml di cloroformio.

Si agita uniformemente per circa un minuto, si lascia stratificare e si travasa lo strato cloroformico sottostante in un secondo imbuto separatore contenente 50 ml di acqua distillata e 2,5 ml di soluzione acida di blu di metilene.

Si agita energicamente, si lascia stratificare ancora una volta e si fa scendere lo strato cloroformico sottostante, filtrando attraverso ovatta precedentemente imbevuta di cloroformio, facendolo cadere in un matraccio tarato da 25 ml. Quindi si porta a volume con cloroformio.

Si legge allo spettrofotometro a 650 nm, usando come bianco lo stesso cloroformio.

Nelle acque sotterranee è presente come bicarbonato ferroso che una volta a contatto

Oltre 0,1 mg/L, provoca inconvenienti come intorbidamento dell'acqua, depositi nelle condotte e sapore metallico. La sua presenza favorisce lo sviluppo di ferro-batteri, cioè di batteri che utilizzano i sali di ferro per il loro metabolismo, con problemi di corrosione. Inoltre il ferro rende più difficoltosa la disinfezione dell'acqua, in quanto consuma le sostanze disinfettanti e nei suoi depositi possono annidarsi batteri che vengono così protetti.

Il ferro presente nelle acque non ha significato di inquinamento, però la sua presenza risulta sgradita sia dal punto di vista igienico che alimentare.

Igienico, in quanto, come già detto, rende difficile la disinfezione e nei suoi depositi possono essere inglobati batteri. Alimentare, perché impartisce all'acqua un sapore astringente, metallico e quindi sgradevole.

Il campione prelevato per dosare il ferro deve essere addizionato con 2-3 ml di HCl concentrato per litro, per evitare che il ferro stesso precipiti rendendo così difficoltosa la determinazione.

Il ferro si può determinare in assorbimento atomico oppure per via colorimetrica. DETERMINAZIONE COLORIMETRICA con o-Fenantrolina

Si basa sulla colorazione che gli ioni ferrosi danno con o-Fenantrolina a causa della formazione di un complesso rosso-aranciato, molto stabile, con un massimo di assorbimento a 425 nm.

Si prelevano 100 ml del campione di acqua in esame, si addizionano di 1 ml di HCl 1:1 ed 1 ml di cloridrato di idrossilamina al 10 %. Si evapora a circa 50 ml, allo scopo di ridurre l'eventuale ferro III presente e si raffredda portando in un matraccio da l00 ml dove vengono aggiunte le acque di lavaggio. Quindi si aggiungono 4 ml di o-Fenantriolina, 5 ml di soluzione tampone e 2 ml di NH₄OH al 12,5% in modo da avere un pH intorno al valore 4. Si porta a volume e dopo qualche minuto si legge a 425 nm.

Bisogna portare il pH al valore 4 in quanto se l'ambiente risulta più acido (inferiore a 2) la reazione fra il Fe e o-Fenantriolina risulta incompleta in quanto l'o-Fenantriolina è una sostanza di natura basica e tende quindi a salificare. Mentre se l'ambiente risulta sensibilmente basico (pH superiore a 9), potrebbe precipitare l'idrato ferroso Fe(OH)₂.

Per la curva di taratura si sciolgono 0,7022 g di sale di Mohr o solfato ferroso ammonico esaidrato, Fe(NH₄)₂(SO₄)₂· 6 H₂0 in un litro di acqua distillata, contenente qualche ml di acido solforico diluito. Si ottiene così la prima soluzione standard contenente 0,1 g/l di Fe od anche 100 ppm.

Diluendo tale soluzione di dieci volte, avremo una seconda soluzione standard contenente 0,01 g/l di Fe o 10 ppm che corrisponde anche ad una concentrazione di 0,01 mg/ml.

Se ne prelevano ad esempio 0,5 - 1 - 2 - 3 ecc. ml che vengono posti nel solito matraccio da 100 ml e si trattano come visto precedentemente per il campione in esame:

ml in 100 ml di soluz.	mg/100 ml di Fe	mg/l o ppm di Fe
0,5	0,005	0,05
1	0,01	0,1
Ecc.	0,02	0,2

La situazione biologica di un'acqua di superficie è dovuta alla presenza di diversi tipi di organismi:

Fra tutte queste forme di vita esiste un delicato equilibrio in quanto gli organismi morti forniscono alimento per i batteri e questi per i protozoi e tutti insieme agli organismi superiori i quali con il loro metabolismo producono CO₂ che permette alle alghe di svilupparsi e così via.

Se un'acqua viene inquinata da liquami, l'equilibrio si rompe con conseguenti gravi alterazioni, in quanto le sostanze fecali rappresentano un naturale veicolo dei microrganismi patogeni.

Fra tutti i microrganismi i più interessanti dal punto di vista igienico sono quelli del Plancton. Essi si classificano in:

Oltre ai patogeni ed ai virus, bisogna tenere conto anche di quei batteri che possono determinare delle alterazioni chimiche con ripercussioni anche sulle caratteristiche organolettiche dell'acqua, come l'odore, il sapore, la torbidità eccetera.

Le acque superficiali destinate ad uso potabile, quelle cioè dei fiumi, torrenti, laghi eccetera che si trovano in prossimità di zone densamente popolate sono soggette ad inquinamento di scarichi domestici ed industriali per cui possono contenere cariche microbiche molto elevate.

Per questo le acque superficiali possono essere utilizzate per uso potabile, solo dopo trattamento di aerazione, flocculazione, filtrazione, disinfezione, con eventuale trattamento di preclorazione, ozonizzazione e fíltrazione su carbone attivo. Già attraverso la flocculazione e la filtrazione si ottiene un notevole abbattimento. I microrganismi vengono inglobati da sostanze colloidali a loro volta inglobate dai fiocchi formatosi dalle sostanze coagulate, quindi si lascia sedimentare. I fiocchi che sfuggono alla sedimentazione vengono bloccati dalla filtrazione con filtri lenti. A valle della filtrazione si effettua una clorazione in modo che rimanga una quantità di cloro libera dello 0,1 - 0,2 mg/l.

I coliformi sono presenti in tutte le deiezioni animali in numero elevatissimo. Il Bacterium Coli o Escherichia Coli o Colibacillo, è stato scelto come indice dell'inquinamento fecale. Un'acqua che normalmente non contiene Colifonni, non contiene nemmeno Enterovirus. Ciò non vale per le acque sottoposte a trattamento disinfettante.

La presenza di Coliformi ed in particolare del Bacterium Coli ha il significato di un inquinamento recentissimo in atto da parte di liquami.

I Coliformi e l'Escherichia Coli non sono per sé pericolosi per l'uomo, non essendo microrganismi patogeni, ma loro presenza è sinonimo di inquinamento da parte di deiezioni animali, nelle quali i Coliformi sono contenuti in grande quantità e nelle quali possono essere contenuti anche microrganismi patogeni, cause di gravi malattie. Per eliminare i Coliformi di un'acqua superficiale da potabilizzare è conveniente ricorrere ad una disinfezione con ozono, per essere sicuri che siano eliminati anche i virus, altrimenti difficilmente eliminabili.

Gli Streptococchi Fecali, in particolare lo Streptococcus Faecalis, sono sempre presenti nelle feci, dunque se in un'acqua in esame si sono trovati Coliformi ma non il Bacterium Coli, per avere conferma della natura fecale dell'inquinamento, la ricerca dello Streptococcus Faecalis diventa indispensabile per poter dare un giudizio igienico definitivo.

La presenza di Streptococchi in acque sia superficiali che profonde risulta dovuta senz'altro ad un versamento di acque di fogna. Inoltre, essendo lo Streptococcus Faecalis poco resistente all'ambiente idrico, la sua presenza assume il significato di contaminazione fecale in atto.