1 Compartimentos_ambientales

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3.1: Compartimentos ambientales
3.1.1. Introducción
Para comprender y predecir los efectos de los químicos en el medio ambiente necesitamos entender el comportamiento de los
químicos en entornos específicos y en el ambiente en su conjunto. Para hacer frente a la diversidad de sistemas naturales,
consideramos que consisten en compartimentos. Estas se definen como partes del entorno físico que se definen por un límite
espacial que las distingue del resto del mundo, por ejemplo la atmósfera, el suelo, las aguas superficiales e incluso la biota. Estos
ejemplos sugieren que tres fases: gas, líquido y sólido, son importantes pero los compartimentos pueden constar de diferentes fases.
Por ejemplo, la atmósfera consiste en líquidos suspendidos (por ejemplo, niebla) y sólidos (por ejemplo, polvo) así como gases. Del
mismo modo, los lagos contienen sólidos suspendidos y los suelos contienen espacio poroso gaseoso y lleno de agua. En modelos
ambientales detallados, cada una de estas fases también puede ser considerada como un compartimento.
El comportamiento y destino de los químicos en el ambiente está determinado por las propiedades de los compartimentos
ambientales y las características fisicoquímicas de los químicos. En conjunto, estas propiedades determinan cómo los químicos
experimentan reacciones químicas y biológicas, como hidrólisis, fotólisis y biodegradación, y procesos de transferencia de fase
como el intercambio aire-agua y la sorción.
En este capítulo, presentamos primero los compartimentos más importantes y sus propiedades y procesos más importantes que
determinan el comportamiento de los contaminantes químicos: la atmósfera, la hidrosfera, el sedimento, el suelo, las aguas
subterráneas y biota. Se discuten las emisiones de químicos al medio ambiente desde fuentes puntuales o fuentes difusas y las vías
y procesos importantes que determinan el destino de los químicos. El enfoque de partición para los procesos de transferencia de
fase se presenta con la sorción como ejemplo específico. También se discute el impacto de las propiedades fisicoquímicas en la
partición.
Otros procesos ambientales importantes se discuten en secciones sobre especiación de metales, procesos que afectan la
biodisponibilidad de metales y contaminantes orgánicos y la transformación y degradación de químicos orgánicos. Estas secciones
también incluyen información sobre los métodos básicos para medir estos procesos.
Finalmente, los enfoques que se utilizan para modelar y predecir el destino ambiental de los químicos, y así la exposición de
organismos a estos químicos se describen en la sección 3.8.
3.1.2. Atmósfera
Autores: Astrid Manders-Groot
Crítico: Kees van Gestel, John Parsons, Charles Chemel
Objetivos de Inclinación:
Deberías ser capaz de:
describir la estructura de la atmósfera y mencionar sus principales componentes
describir los procesos que determinan el tiempo de residencia y las distancias de transporte de los químicos en el aire
Palabras clave: atmósfera, distancia de transporte, tiempo de residencia
Composición y estructura vertical de la atmósfera
La atmósfera de la Tierra consta de varias capas que tienen interacción limitada. La troposfera es la parte más baja de la atmósfera
y contiene el oxígeno que respiramos y la mayor parte del vapor de agua. Contiene en promedio 78% N , 20% O y hasta 4% de
vapor de agua. Los gases de efecto invernadero como CO y CH están presentes en 0.0038% y 0.0002%, respectivamente. Los
contaminantes del aire como el ozono y el NO tienen concentraciones que son incluso un factor 1,000-10.000 menores, pero ya
son perjudiciales para la salud de humanos, animales y vegetación en estas concentraciones.
La troposfera tiene 6-8 km de altura cerca de los polos, unos 10 km en latitudes medias y unos 15 km en el ecuador. Tiene
circulación propia y determina lo que experimentamos como clima, con temperatura, viento, nubes y precipitaciones. La parte más
baja de la troposfera es la capa límite, la parte más cercana a la Tierra. Su altura está determinada por el calentamiento de la
atmósfera por la superficie terrestre y las condiciones del viento y tiene un ciclo diario, determinado por la luz solar entrante. No es
una capa completamente separada, pero el intercambio de contaminantes del aire como O3, NOx, SO2 y sustancias químicas
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xenobióticas entre la capa límite y las capas anteriores es generalmente ineficiente. Por lo tanto, también se le conoce como la capa
de mezcla.
Por encima de la troposfera se encuentra la estratosfera, una capa que está menos fuertemente influenciada por el ciclo solar
diario. Es muy seco y tiene su propia circulación, con algún intercambio con la troposfera. La estratosfera contiene la capa de
ozono que protege la vida en la Tierra contra la radiación UV y se extiende a unos 50 km de altitud. Las capas que cubren los
siguientes 50 km son la mesosfera y la termosfera, las cuales no son directamente relevantes para el transporte de los químicos
considerados en este libro.
Propiedades de los contaminantes en el aire
Los contaminantes del aire incluyen una amplia gama de productos químicos, que van desde metales como el plomo y el mercurio
hasta fibras de amianto, hidrocarburos policíclicos (PAH) y cloroformo. Estos contaminantes pueden ser emitidos a la atmósfera
como un gas o como una partícula o gotita con tamaños de unos pocos nanómetros a decenas de micrómetros. Las partículas y
gotitas se llaman aerosol o, dependiendo del método de medición, materia particulada. Esta última definición se utiliza en las
regulaciones de calidad del aire. Tenga en cuenta que un solo aerosol puede estar compuesto por varios compuestos químicos. Una
vez que un contaminante es liberado en la atmósfera, es transportado por difusión y advección por vientos horizontales y verticales
y puede ser finalmente depositado en la superficie de la Tierra por lluvia (deposición húmeda), y pegándose a la superficie
(deposición seca). Las partículas grandes pueden caer por sedimentación gravitacional, un proceso también llamado sedimentación.
Los contaminantes del aire pueden interactuar entre sí o con otrosproductos químicos, partículas y agua por procesos físicos o
químicos. Todos estos procesos se explicarán con más detalle a continuación. En la Figura 1 se presenta un resumen de las
interacciones relevantes.
Figura 1. Panorama del proceso más relevante en la atmósfera relacionado con la liberación y transporte de contaminantes
atmosféricos (fuente: Wilma IJzerman).
Es importante darse cuenta de que los contaminantes del aire pueden tener un impacto en la meteorología misma, al actuar como un
gas de efecto invernadero, dispersando o absorbiendo la luz entrante cuando están en forma de aerosol, o estar involucrados en la
formación de nubes. Este aspecto no se discutirá aquí.
La meteorología es relevante para todos los aspectos, desde la mezcla y el transporte hasta las velocidades de reacción dependientes
de la temperatura o la luz y la absorción de agua. Dependiendo de las tasas de remoción, las especies pueden eliminarse con escalas
de tiempo de segundos, como partículas de arena pesada, hasta décadas o más, como gases que contienen halógeno (Cl, Br), y
transportarse en rangos de unos pocos metros para cruzar el globo varias veces. Las concentraciones de gases a menudo se
expresan en proporciones de mezcla volumétricas (partes por mil millones, ppb) mientras que para la materia particulada la unidad
correcta está en (micro) gramos por metro cúbico ya que no hay peso molecular asociado a ella. Para las partículas ultrafinas, las
concentraciones se expresan como números de partículas por metro cúbico, para el asbesto, se utiliza el número de fibras por metro
cúbico.
Procesos físicos y químicos que determinan las propiedades de los contaminantes del aire
Las propiedades de los contaminantes del aire, como la solubilidad en el agua, las eficiencias de adhesión a la superficie terrestre
(agua, vegetación, suelo) y el tamaño de las partículas, son elementos clave que determinan la vida útil y las distancias de
transporte. Estas propiedades pueden cambiar debido a la interacción con otros químicos y con la meteorología.
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Los principales procesos físicos son:
Condensación o evaporación con decrecimiento/aumento de la temperatura. Por lo tanto, un aerosol potencialmente tóxico
puede estar cubierto por productos químicos semivolátiles como el sulfato de amonio, mientras que un gas puede condensarse
en un aerosol y transportarse más como parte de este aerosol. Algunos contaminantes existen al mismo tiempo en aerosol y en
fase gaseosa con su partición dependiendo de la temperatura del aire y la humedad relativa.
Los gases pueden agruparse para formar partículas ultrafinas de unos pocos nanómetros (nucleación) que crecerán a tamaños
más grandes.
Las partículas pueden crecer por coagulación: partículas pequeñas que se mueven rápidamente chocan en partículas grandes de
movimiento lento y permanecen unidas a ellas.
Las partículas pueden absorber agua (higroscopicidad), lo que lleva a un diámetro mayor.
Las conversiones químicas incluyen:
Reacciones químicas entre contaminantes en fase gaseosa y gas ambiente, que alteran las características de un contaminante del
aire o pueden conducir a la formación de contaminantes (por ejemplo, el NO es emitido directamente por la combustión, lo
que lleva a la formación de ozono).
Reacciones químicas entre aerosoles y gases, a menudo involucrando agua adherida al aerosol.
Las gotas de nube o el agua adherida a los aerosoles tienen su propio papel en la química de la atmósfera, y los gases pueden
difundirse en el agua.
Algunos contaminantes pueden actuar como catalizador.
Algunos contaminantes del aire pueden ser degradados por la luz (UV) (fotodegradación).
Los contaminantes se caracterizan por su composición química pero para los aerosoles también es relevante la distribución de
tamaño de las partículas. Tenga en cuenta que la conservación de los átomos siempre se aplica, pero la distribución del tamaño de
partícula y el número de partículas se pueden cambiar por procesos físicos. Esto debe tenerse en cuenta cuando las concentraciones
se expresan en partículas por volumen en lugar de concentraciones másicas.
Transporte de contaminantes atmosféricos
Varios procesos determinan la mezcla y transporte de químicos en el aire:
Difusión por el movimiento de las moléculas, o movimiento browniano de las partículas (caminata aleatoria).
Difusión turbulenta: la mezcla debido a remolinos turbulentos (a pequeña escala) que tienen una naturaleza aleatoria, pero la
fuerza de esta difusión está relacionada con la fricción en el flujo.
Advección: el proceso de transporte con el flujo a gran escala (velocidad y dirección del viento).
La mezcla o arrastre de diferentes masas de aire conduce a una mayor mezcla de contaminantes del aire en un volumen mayor.
Este proceso es por ejemplo relevante cuando sale el sol, y el aire en la capa límite se calienta, se eleva y se mezcla con el aire
en la capa sobre la capa límite.
Aunque los procesos de difusión y transporte son bien conocidos, no es tarea fácil resolver las ecuaciones que describen estos
procesos. Para fuentes estacionarias de punto y línea bajo condiciones idealizadas, las descripciones analíticas se pueden derivar en
términos de un penacho con perfil de concentración con una distribución gaussiana, pero para descripciones más realistas las
ecuaciones deben resolverse numéricamente. Para un flujo complejo alrededor de un edificio, se requiere dinámica de fluidos
computacional para una descripción precisa, para el transporte de largo alcance se debe usar un modelo de química-transporte.
Deposición húmeda
La deposición húmeda comprende los procesos de eliminación que involucran agua:
1. Eliminación de partículas por o disolución de gases en gotitas de nubes. Estas gotas de nube pueden crecer a un tamaño más
grande y llover, eliminando así los contaminantes del aire disueltos de la atmósfera (barrido dentro de la nube).
2. Las partículas debajo de las nubes pueden ser capturadas por gotas de lluvia que caen (por debajo de las nubes).
3. La deposición oculta ocurre cuando las nubes están en contacto con la superficie (áreas de montaña) y las gotas de nubes que
contienen contaminantes del aire se adhieren a la superficie.
La deposición húmeda es un mecanismo de eliminación muy eficiente para ambos pequeños (1 <0.1 µm diameter) and large
aerosols (diameter > µm). Los aerosoles higroscópicos pueden crecer en tamaño absorbiendo agua, o encogerse evaporando el agua
en condiciones secas. Esto afecta su velocidad de deposición para deposición húmeda o seca.
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Deposición en seco
La deposición seca está determinada en parte por las fuerzas gravitacionales sobre una partícula. Las partículas pesadas (≥ 5 µm)
caen a la superficie de la Tierra en un proceso llamado sedimentación gravitacional o sedimentación. En la capa más baja de la
atmósfera, los contaminantes del aire se pueden acercar lo suficiente a la superficie para pegarse a ella o ser absorbidos. En la capa
límite turbulenta, los contaminantes del aire se acercan a la superficie por el movimiento turbulento de la atmósfera, hasta la capa
laminar muy delgada (resistencia laminar, solo para gases) a través de la cual se difunden hacia la superficie. Los aerosoles o gases
pueden adherirse a la superficie de la Tierra o ser absortos por la vegetación, pero también pueden rebotar. Varias vías tienen lugar
en paralelo o en serie, similares a un circuito eléctrico con varias resistencias en paralelo y en serie. Por lo tanto, el enfoque de
resistencia se utiliza a menudo para describir estos procesos.
La deposición sobre la nieve o el hielo es generalmente lenta, ya que la atmósfera por encima de ella a menudo se estratifica de
manera establecon poca turbulencia (alta resistencia aerodinámica), la superficie sobre la que se deposita es relativamente pequeña
(impactadores) y los aerosoles pueden incluso rebotar a una superficie helada (eficiencia de recolección de impactadores) a los que
es difícil de adherir. Por otro lado, los bosques suelen mostrar altas velocidades de deposición ya que inducen una turbulencia más
fuerte en la atmósfera más baja y tienen una gran superficie foliar que puede absorber gases por los estomas o proporcionar
superficies adherentes para los aerosoles. Por lo tanto, las velocidades de deposición dependen del tipo de superficie, pero también
de la estación, la estabilidad atmosférica (velocidad del viento, cobertura de nubes) y la capacidad de los estomas para absorber
gases. Cuando la atmósfera es muy seca, por ejemplo, las plantas cierran sus estomas y esta vía se cierra temporalmente. Para las
partículas, la velocidad de deposición en seco es más baja en tamaños de 0.1-1 µm.
Reemisión
Una vez que los contaminantes del aire se eliminan de la atmósfera, pueden formar parte de los compartimentos de suelo o agua
que pueden actuar como reservorio. Esto en general sólo se toma en cuenta para un número limitado de productos químicos. El
amoníaco o los contaminantes orgánicos persistentes pueden ser reemitidos del suelo por evaporación. El material polvoriento o los
contaminantes adheridos al polvo pueden ser devueltos a la atmósfera por la acción del viento. Esto es relevante para áreas
desnudas como tierras agrícolas en invierno, pero también para vehículos de paso que traen el polvo en una carretera por el flujo
que inducen.
Modelado del destino atmosférico
Debido a los muchos procesos e interacciones relevantes, el destino de los contaminantes químicos en el aire tiene que ser
determinado mediante modelos que cubran los procesos más importantes. Qué procesos deben cubrirse depende del estudio de
caso: una buena descripción de una pluma de material tóxico durante un accidente, donde altas concentraciones, gradientes fuertes
y escalas de tiempo cortas son importantes, requiere un enfoque diferente al de la pequeña liberación crónica de una fábrica. Dado
que requeriría simulaciones numéricas demasiado pesadas para incluir todos los aspectos, hay que seleccionar los procesos
relevantes a incluir. Los insumos clave para todos los modelos de transporte son las tasas de emisión y los insumos meteorológicos.
Cuando uno está interesado en concentraciones cercanas a una fuente específica, junto a la tasa de emisión es importante la altura
efectiva de emisión, y los procesos que determinan la dispersión: velocidad del viento, estabilidad atmosférica. Las velocidades de
reacción química y las velocidades de deposición deben incluirse cuando el horizonte temporal es largo o cuando las reacciones son
rápidas o las velocidades de deposición son altas.
Cuando uno está interesado en concentraciones reales resultantes de liberaciones de múltiples fuentes y especies en una gran área
de interés, como para un pronóstico de calidad del aire, los procesos de advección, deposición y conversiones químicas se vuelven
más relevantes, y la meteorología de entrada necesita ser conocida en el área. Sin embargo, los gradientes agudos cercanos a las
fuentes individuales ya no se resuelven. En particular, la lluvia puede ser un mecanismo de eliminación muy eficiente, eliminando
la mayor parte del aerosol en una hora. La deposición en seco es más lenta, pero resulta en una vida útil de menos de una semana y
distancias de transporte de menos de 1,000 km para la mayoría de los aerosoles. Para algunos compuestos gaseosos como los
halógenos y la deposición de N O apenas juega un papel y son químicamente inertes en la troposfera, lo que lleva a vidas muy
largas.
Para evaluar el destino general a largo plazo de un nuevo químico que se lanzará al mercado, se tienen que determinar las
concentraciones potenciales en el aire, el agua y el suelo. Idealmente, los modelos para aire, suelo y agua se utilizan juntos de
manera consistente, incluyendo su interacción Para muchos contaminantes del aire, la vida útil atmosférica es corta pero determina
dónde y en qué forma se depositan en las superficies del suelo y del agua, donde pueden acumularse. Esto significa que aunque una
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concentración en el aire sea relativamente baja a cierta distancia de una fuente, la deposición de un contaminante del aire a lo largo
de un año aún puede ser significativa. La Figura 2 muestra un ejemplo de concentraciones modelizadas medias anuales y
deposición total anual de un hipotético trazador pasivo (no reactivo) similar al holín que se libera a 1 kg/hora en un sitio ficticio en
los Países Bajos. Las concentraciones medias anuales son pequeñas en comparación con las concentraciones ambientales de
materia particulada, pero la huella de la deposición acumulada es mayor que la de la concentración media, ya que la superficie
actúa como reservorio. Esto implica que la reemisión al aire puede ser relevante. Pueden pasar varios años para el suelo o el agua
antes de que se alcance una concentración de equilibrio en estos compartimentos a partir de la entrada de deposición, ya que se
aplican diferentes procesos y escalas de tiempo. Las cadenas montañosas son visibles en la deposición húmeda acumulada (Alpes,
Pirineos), ya que son áreas con precipitaciones mejoradas.
Además del modelado espacialmente explícito, también existen modelos de caja que tienen la ventaja de que pueden hacer cálculos
a largo plazo para una liberación continua de una especie, incluyendo la interacción entre los compartimentos aire, suelo y agua. Se
pueden utilizar para determinar cuándo se alcanza una concentración de equilibrio dentro de un compartimento, pero estos modelos
no pueden resolver gradientes de concentración horizontales dentro de un compartimento.
F igure 2. Liberación constante de un trazador pasivo de una fuente puntual en los Países Bajos. El panel superior muestra la
concentración media anual, el panel inferior muestra la deposición húmeda y seca acumulada durante un año. Tenga en cuenta la
escala de colores no lineal para cubrir el amplio rango de valores. Fuente: https://doi.org/10.3390/atmos8050084.
Conozca más
Legislación sobre calidad del aire, política y calidad del aire de la UE: http://ec.europa.eu/environment/air/index_en.htm
Contaminantes peligrosos del aire de Estados Unidos, incluyendo listas de tóxicos: https://www.epa.gov/haps
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https://doi.org/10.3390/atmos8050084
http://ec.europa.eu/environment/air/index_en.htm
https://www.epa.gov/haps
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Enfoque de dispersión de penacho: http://courses.washington.edu/cewa567/Plumes.PDF
Modelos químico-transporte: www.narsto.org/sites/narsto-dev.ornl.gov/files/ch71.3mb.pdf
Seinfeld, J., Pandis, S.N. Química y Física Atmosféricas, de la contaminación del aire al cambio climático, Wiley, 2016, abarcando
todos los aspectos.
John, A. C., Küpper, M., Manders-Groot, A. M., Debray, B., Lacome, J. M., Kuhlbusch, T. A. (2017). Emisiones y posible
implicación ambiental de nanomateriales de ingeniería (ENM) en la atmósfera. Atmósfera, 8 (5), 84.
3.1.2. Pregunta 1
¿Qué procesos determinan la concentración de un contaminante en el aire muy cerca de su punto de emisión?
 
3.1.2. Pregunta 2
Cuando se liberan partículas finas (<1µm de diámetro) en los 100 m más bajos de la atmósfera, ¿hasta dónde serán transportadas?
¿Y qué procesos contribuyen a la eliminación de las partículas del aire?
 
3.1.2. Pregunta 3
Cuando se liberan gases en los 100 m más bajos de la atmósfera, ¿hasta dónde llegan?
 
3.1.3. Hidrosfera
Autores: John Parsons
Revisores: Steven Droge, Sean Comber
Objetivos de Inclinación:Deberías ser capaz de:
describir los componentes químicos más importantes y sus fuentes
describir los procesos químicos más importantes en agua dulce y marina.
estar familiarizado con los procesos que regulan el pH de las aguas superficiales.
Palabras clave: enlaces de hidrógeno, carbonatos, sales disueltas
Las propiedades e importancia del agua
El agua cubre el 71% de la superficie terrestre y esta agua, junto con las menores cantidades presentes como gas en la atmósfera,
como agua subterránea y como hielo se conoce colectivamente como la hidrosfera. El grueso de esta agua es agua salada en los
océanos y mares con solo una pequeña parte del agua dulce estando presente como lagos y ríos (Figura 1).
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Figura 1. Ciclo hidrológico global y balance hídrico (las flechas son flujos de agua por año). Adaptado de Kayane (1992) y Peixoto
(1994) de Steven Droge 2019.
El agua es esencial para la vida y también juega un papel clave en muchos otros procesos químicos y físicos, como la
meteorización de minerales y la formación del suelo y en la regulación del clima de la Tierra. Estos importantes papeles del agua
derivan de su estructura como una molécula pequeña pero muy polar que surge de los enlaces polarizados hidrógeno-oxígeno
(Figura 2). Como consecuencia, las moléculas de agua son fuertemente atraídas por los enlaces de hidrógeno, lo que le da puntos de
fusión y ebullición relativamente altos, capacidad calorífica, tensión superficial, etc. La polaridad de la molécula de agua también
hace que el agua sea un excelente solvente para una amplia variedad de químicos iónicos y polares pero un solvente pobre para
grandes moléculas no polares.
Figura 2. Enlace de hidrógeno entre moléculas de agua
El ambiente de agua dulce
Como se mencionó anteriormente, el agua dulce es sólo una proporción muy pequeña de la cantidad total de agua en el planeta y la
mayor parte de esta está presente como hielo. Dado que esta agua está en contacto con la atmósfera y los suelos y lecho rocoso de
la corteza terrestre, disuelve tanto los gases atmosféricos como el oxígeno y el dióxido de carbono y las sales y productos químicos
orgánicos de la corteza. Si comparamos las composiciones relativas de cationes en la corteza terrestre y las principales especies
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disueltas (Cuadro 1) es claro que estas son muy diferentes. Esta diferencia refleja la importancia de la solubilidad de estos
componentes. Para los químicos iónicos, esto depende tanto de su carga como de su tamaño (expresado como z/r , donde z es la
carga y r el radio de un ion). Además de reflejar las propiedades de la corteza local, la composición de las sales también está
influenciada por la precipitación y evaporación y la deposición de sal marina en las regiones costeras.
Cuadro 1. Comparación de la composición catiónica principal de la corteza continental superior promedio y el agua promedio del
río. (*excepto aluminio y hierro de Broecker y Peng (1982))
 Corteza continental superior (mg/kg)
(Wedepohl 1995*)
Agua de río (mg/kg) 
(Berner & Berner 1987*)
Al 77.4 0.05
Fe 30.9 0.04
Ca 29.4 13.4
Na 25.7 5.2
K 28.6 1.3
Mg 13.5 3.4
El pH de las aguas superficiales está determinado tanto por la disolución de los minerales carbonatados como del dióxido de
carbono de la atmósfera. Estos componentes forman parte del conjunto de reacciones de equilibrio conocidas como sistema de
carbonato (Figura 3).
Figura 3. El sistema carbonatado de equilibrios regulando el pH de las aguas superficiales. Origen:
http://butane.chem.uiuc.edu/pshapley/GenChem1/L26/3.html
En equilibrio con la concentración atmosférica actual de CO y el carbonato de calcio sólido, el pH de las aguas superficiales está
entre 7 y 9 pero esto puede alcanzar valores más ácidos donde los suelos son pobres en carbonato de calcio (piedra caliza). Esto se
ilustra por los valores de pH medidos en un río en el norte de Inglaterra, donde el agua ácida rica en carbono orgánico en la fuente
se neutraliza gradualmente una vez que el río se encuentra con roca rocosa rica en piedra caliza (Figura 4).
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Figura 4. Química del agua en el área de Malham Tarn en el norte de Inglaterra, mostrando la relación entre el pH, la alcalinidad y
el calcio disuelto a medida que el agua fluye de pantano en lodo silíceo a piedra caliza donde el pH se amortigua alrededor de 8
debido a la intemperie de la piedra caliza. Redibujado de la Fig. 5.6 en Andrews et al. (2004) por Wilma Ijzerman.
Además de estos procesos naturales, existen influencias humanas en el pH de las aguas superficiales, incluyendo la precipitación
ácida resultante de la combustión de combustibles fósiles y los efluentes ácidos de las actividades mineras causadas por la
oxidación y disolución de sulfuros minerales. Regiones como el sur de Escandinavia con suelos pobres en carbonato son
particularmente vulnerables a la acidificación debido a estas influencias y esto se refleja, por ejemplo, en la reducción de las
poblaciones de peces en estas regiones vulnerables (ver Figura 5). Más recientemente, la reducción de la quema de carbón y la
disminución de la industria pesada está dando como resultado la recuperación de los valores de pH en las zonas altas de Europa.
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Figura 5. Tamaño promedio de captura de salmón en siete ríos del sur de Noruega que reciben precipitación ácida y otros 68 ríos
que no reciben precipitación ácida. Redibujado con datos de Henriksen et al. (1989) por Wilma Ijzerman.
El oxígeno disuelto es, por supuesto, esencial para la vida acuática y las concentraciones son en general adecuadas en cuerpos de
agua bien mezclados. El oxígeno puede llegar a ser limitante en lagos profundos donde la estratificación térmica restringe el
transporte de oxígeno a capas más profundas, o en cuerpos de agua con altas tasas de descomposición de materia orgánica. Esto
puede resultar en condiciones anóxicas con impactos ecológicos significativos y en el comportamiento de los contaminantes
químicos.
El medio marino
El agua dulce finalmente se traslada a mares y océanos donde las concentraciones de especies disueltas son mucho más altas que en
el ambiente de agua dulce. Esto se debe en parte a los efectos de la evaporación del agua de los océanos pero también se debe a
fuentes marinas específicas de algunos componentes disueltos. Los estuarios son las zonas de transición donde se mezclan agua
dulce y agua de mar. Se trata de ambientes altamente productivos donde el aumento de la salinidad tiene un impacto importante en
el comportamiento de muchos químicos, por ejemplo en la especiación de metales y la agregación de coloides como resultado de
cationes que protegen el cambio negativo de la superficie de las partículas coloidales (Figura 6). El aumento de la salinidad
también afecta a los químicos orgánicos, con químicos iónicos formando pares de iones, e incluso reduciendo la solubilidad de los
compuestos orgánicos neutros (el llamado efecto de salinidad). Además de estos efectos químicos debido al aumento de la
salinidad, la disminución de los caudales en los estuarios conduce a la deposición de partículas suspendidas.
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3.1.11 https://espanol.libretexts.org/@go/page/70516Figura 6. La Doble Capa Eléctrica (EDL), que comprende una capa fija de carga negativa sobre una partícula de arcilla (debido a
sustituciones isomórficas y ácidos superficiales) y una capa iónica móvil en solución. Esto último se debe a que los iones positivos
son atraídos hacia la superficie de la partícula. Tenga en cuenta que al aumentar la distancia desde la superficie de la partícula la
solución se acerca a la neutralidad eléctrica (Fuente Steven Droge 2019)
Dado que las concentraciones de contaminantes son en general menores en el medio marino que en el ambiente de agua dulce, las
concentraciones en los estuarios disminuyen a medida que el agua dulce se diluye con agua de mar. Medir la salinidad en diferentes
lugares de los estuarios es una manera conveniente de determinar la extensión de esta dilución. Los componentes que están
presentes en mayores concentraciones en el agua de mar, por supuesto, mostrarán un incremento con la salinidad a menos que.
Trazar la salinidad frente a las concentraciones de sustancias químicas en diferentes ubicaciones puede proporcionar información
sobre si se comportan de manera conservadora (es decir, solo se someten a mezcla) o se eliminan mediante procesos como la
degradación o la partición en la atmósfera o sedimentos. En la Figura 7 se muestran ejemplos de parcelas esperadas para químicos
conservadores y aquellos que se eliminan en el estuario o tienen fuentes locales allí. Los modelos que describen el comportamiento
de los químicos en estuarios se pueden utilizar con estos datos para derivar las tasas de eliminación o adición del químico en el
sistema.
Figura 6.3 en Andrews et al. (2004) de Wilma Ijzerman.
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El océano abierto está suficientemente mezclado para que la composición de los principales constituyentes disueltos sea bastante
constante, excepto en situaciones locales como resultado de la surgencia de aguas profundas ricas en nutrientes o la absorción
biológica de nutrientes. En las regiones costeras las concentraciones de químicos y otros componentes originarios de fuentes
terrestres también pueden ser localmente mayores. Los componentes principales en el agua de mar se enumeran en el Cuadro 2 con
sus concentraciones típicas.
Cuadro 2. Mayor composición iónica de agua dulce y agua de mar.
 Agua de mar (mmol/L)
(Broecker y Peng, 1982)
Agua de río (mmol/L) 
(Berner y Berner, 1987)
Na 470 0.23
Mg 53 0.14
K 10 0.03
Ca 10 0.33
HCO 2 0.85
SO 28 0.09
Cl 550 0.16
Si 0.1 0.16
Estas concentraciones pueden ser mayores en cuerpos de agua que están parcial o totalmente aislados de los océanos y son
impactados por pérdidas evaporativas de agua (por ejemplo, Mediterráneo, Báltico, Mar Negro). En casos extremos, las
concentraciones de sales pueden exceder su producto de solubilidad, dando como resultado la precipitación de sales en depósitos
evaporados.
Como es el caso en el agua dulce, los carbonatos juegan un papel importante en la regulación del pH del océano. El hecho de que
los océanos estén sobresaturados en carbonato de calcio hace posible que una variedad de organismos tengan conchas de carbonato
de calcio y otras estructuras. Los importantes procesos y equilibrios involucrados se ilustran en la Figura 8. Existe la preocupación
de que uno de los efectos más importantes del aumento del dióxido de carbono atmosférico sea la disminución del pH del océano a
valores que deriven en la desestabilización de estas estructuras carbonatadas.
Figura 6.8 en Andrews et al. (2004) de Wilma Ijzerman.
Referencias
Andrews, J.E., Brimblecombe, P., Jicketts, T.D., Liss, P.S., Reid, B.J. (2004). Una introducción a la química ambiental, Blackwell
Publishers, ISBN 0-632-05905-2.
Baird, C., Cann, M. (2012). Química Ambiental, Quinta Edición, W.H. Freeman and Company, ISBN 978-1429277044.
Berner, E.K., Berner, R.A. (1987). Ciclo global del agua: geoquímica y medio ambiente, Prentice-Hall.
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2+
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Broecker, W.S., Peng, T.S. (1982). Trazadores en el mar, Lamont-Doherty Geol. Obs. Publ.
Henriksen, A., Lien, L., Rosseland, B.O., Traaen, T.S., Sevaldrud, I.S. (1989). Acidificación del lago en Noruega: estado actual y
previsto de los peces. Ambio 18, 314-321
Wedepohl, K.H. (1995). La composición de la corteza continental, Geochimica Cosmochimica Acta 59, 1217-1232.
3.1.3. Pregunta 1
Las concentraciones de sales disueltas en ríos y lagos se determinan mediante tres procesos. Describir estos procesos y la
composición característica de cuerpos de agua donde uno de estos procesos es dominante.
 
3.1.3. Pregunta 2
Además de los efectos bien conocidos sobre el clima global, también se espera que el aumento del CO atmosférico tenga un
impacto en el pH de los océanos. ¿Qué procesos son los encargados de determinar el pH de los océanos?
 
3.1.3. Pregunta 3
¿Cómo podría afectar estos procesos el aumento de CO atmosférico?
 
3.1.3. Pregunta 4
¿Qué efectos podría tener el aumento de la acidez de los océanos en los organismos marinos?
 
3.1.4. Sedimento
En preparación
3.1.5. Suelo
Autor: Kees van Gestel
Revisores: John Parsons, Jose Alvarez Rogel
Objetivos de aprendizaje
Deberías ser capaz de
describir los principales componentes de los cuales consisten los suelos
describir cómo la composición del suelo influye en las propiedades que pueden afectar el destino de los productos químicos en
el suelo
Palabras clave:
Distribución del tamaño de partícula, Porosidad, Minerales, Materia orgánica, Capacidad de intercambio catiónico, Capacidad de
retención de agua
Introducción
El suelo es la capa superior del ambiente terrestre que sirve como hábitat para los organismos y medio para el crecimiento de las
plantas. Además, también juega un papel importante en el almacenamiento y purificación del agua y ayuda a regular la atmósfera
terrestre (por ejemplo, almacenamiento de carbono, flujos de gas,...).
Los suelos están compuestos por tres fases (Figura 1).
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Figura 1. Composición promedio del suelo (en% en volumen).
La fase sólida está formada por componentes minerales y orgánicos. Los componentes minerales aparecen en diferentes tamaños de
partícula de partículas gruesas (arena), intermedias (limo) y finas (arcilla), cuya combinación determina la textura del suelo. Las
partículas se pueden disponer para formar agregados porosos; los poros del suelo se llenan con aire y/o agua. La proporción de aire
en los suelos depende del contenido de humedad del suelo. La composición de la fase sólida del suelo puede ser bastante variable.
La fase gaseosa tiene una composición similar a la del aire, pero debido a la respiración de las raíces de las plantas y a la actividad
metabólica de los microorganismos del suelo, el contenido de O generalmente es menor y el contenido de CO es mayor. El
intercambio de gases entre los poros del suelo y el aire atmosférico se realiza por difusión. La difusión avanza más rápido en suelo
seco y mucho más lenta cuando los poros del suelo se llenan de agua.
La fase líquida del suelo, la solución del suelo o agua porosa, es una solución acuosa que contiene iones (principalmente Na , K ,
Ca , Cl , NO , SO , HCO ) de la disolución de una variedad de sales, y también contiene carbono orgánico disuelto
(DOC, también denominado materia orgánica disuelta, DOM). La solución del suelo forma parte del ciclo hidrológico, que implica
el ingreso de entre otros lluvia y riego, y la salida por absorción de agua por las plantas, evaporación y drenaje a las aguas
subterráneas y superficiales. La solución delsuelo actúa como portador para el transporte de químicos en el suelo, tanto para
plantar raíces, microorganismos del suelo y animales del suelo como para aguas subterráneas y superficiales.
Sólidos del suelo
La fase sólida del suelo consiste en partículas minerales y orgánicas del suelo. Según su tamaño, las partículas minerales se dividen
en arena (63-2000 µm), limo (2- 63 µm) y arcilla (<2 µm). Al aumentar el tamaño de partícula, la superficie específica disminuye,
el tamaño de poro aumenta y la capacidad de retención de agua disminuye. La fracción de arena consiste principalmente en cuarzo
(SiO ) y no tiene ninguna propiedad de sorción debido a que los cristales de cuarzo son eléctricamente neutros. Los suelos
arenosos tienen poros grandes, por lo que una baja capacidad para retener el agua. En suelos con una alta fracción de limo, los
poros más pequeños están mejor representados, lo que da a estos suelos una mayor capacidad de retención de agua. Además, la
fracción de limo no tiene propiedades adsorbentes. Las arcillas son silicatos de aluminio, celosías compuestas por tetraedros SiO 
y octaedros de Al (OH) . Tras la formación de partículas de arcilla, se produjo una sustitución isomórfica, proceso en el que Si 
fue reemplazado por Al , y Al por Mg . Aunque tienen diámetros similares, estos elementos tienen diferentes valencias.
Como consecuencia, las partículas de arcilla tienen una carga negativa, haciendo que los iones positivos se acumulen en su
superficie. Esto incluye iones importantes para el crecimiento de las plantas, como NH , K , Na y Mg , pero también
metales catiónicos (Figura 2). Muchos otros minerales tienen cargas dependientes del pH (positivas o negativas) que también son
importantes en la unión de cationes y aniones.
2 2
+ +
2 + -
3
-
4
2 -
3
-
2
4
6
4 +
3 + 3 + 2 +
4
+ + + 2 +
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Figura 2. Representación esquemática de una partícula de arcilla. Debido a su carga negativa, los cationes se acumularán cerca de
la superficie de la partícula de arcilla.
Además de las partículas minerales, los suelos también contienen materia orgánica, que incluye todos los restos de plantas y
animales muertos y sus productos de degradación. La biota viva no está incluida en la fracción de materia orgánica del suelo. La
materia orgánica suele dividirse en: 1. humina, materia orgánica no disuelta asociada a partículas de arcilla y limo, 2. ácidos
húmicos que tienen un alto grado de polimerización, y 3. ácidos fúlvicos que contienen más grupos ácidos fenólicos y carboxílicos.
Los ácidos húmico y fúlvico son solubles en agua pero su solubilidad depende del pH. Por ejemplo, los ácidos húmicos son
solubles a pH alcalino pero no a pH ácido. La disociación de los grupos fenólico y carboxílico le da a la materia orgánica también
una carga negativa (Figura 3), cuya densidad aumenta al aumentar el pH del suelo. La materia orgánica del suelo actúa como
reservorio de nitrógeno y otros elementos, proporciona sitio de adsorción para cationes y químicos orgánicos, y apoya la
construcción de agregados de suelo y el desarrollo de la estructura del suelo.
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Figura 3. Estructura propuesta de una molécula de ácido húmico. Los grupos ácido fenólico y carboxílico de la molécula pueden
disociarse dependiendo del pH del suelo, dando lugar a sitios negativos en la molécula. Con esto, el ácido húmico contribuye a la
Capacidad de Intercambio Catiónico del suelo. Adaptado de Schulten & Schnitzer (1997) de Steven Droge.
La unión de cationes a los sitios cargados negativamente en las partículas del suelo es un proceso de intercambio. El grado de
acumulación de cationes cerca de las partículas del suelo depende de su densidad de carga, la afinidad de los cationes a las
superficies cargadas (que es mayor para los cationes bivalentes que para los monovalentes), la concentración de iones en solución
(cuanto mayor sea la concentración de un catión en solución, mayor atracción a partículas de suelo), etc. Debido a su unión a
partículas de suelo cargadas, los cationes están menos disponibles para la lixiviación y para la absorción por los organismos. La
Capacidad de Intercambio Catiónico (CEC) se utiliza comúnmente como medida del número de sitios disponibles para la sorción
de cationes. La CEC generalmente se expresa como cmol de suelo seco. Los suelos con CEC más altos tienen una mayor
capacidad de unión a cationes, por lo que los metales catiónicos muestran una menor (bio) disponibilidad en suelos altos de CEC
(ver la Sección sobre especiación metálica). La CEC depende del contenido y tipo de minerales arcillosos, teniendo la
montmorillonita un CEC mayor que, por ejemplo, la caolinita, el contenido de materia orgánica y el pH del suelo. Además de la
arcilla y la materia orgánica, también los óxidos e hidróxidos de aluminio y hierro pueden contribuir a la unión de cationes al suelo.
Agua del suelo
El transporte de agua a través de los poros del suelo se controla por gravedad y por gradientes de succión que son el resultado de la
retención de agua por procesos capilares y osmóticos. La unión capilar del agua es más fuerte en los poros más pequeños, lo que
explica por qué los suelos arcillosos tienen mayores capacidades de retención de agua que los suelos arenosos La unión osmótica
del agua aumenta con el aumento de la fuerza iónica, y es especialmente alta cerca de las partículas cargadas del suelo como la
arcilla y la materia orgánica donde los iones tienden a acumularse.
c/kg
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https://maken.wikiwijs.nl/147644/Environmental_Toxicology__an_open_online_textbook#!page-5415205
3.1.17 https://espanol.libretexts.org/@go/page/70516
Cuanto más fuerte es el agua retenida por el suelo, menor es su disponibilidad para las plantas y otros organismos. La fuerza por la
que se retiene el agua depende del contenido de humedad, debido a que 1. al disminuir el contenido de humedad la fuerza iónica de
la solución del suelo y por lo tanto la unión osmótica aumenta, 2. cuando el contenido de humedad del suelo disminuye los poros
más grandes del suelo se vaciarán primero, conduciendo a un aumento capilar retención del agua restante en poros más pequeños.
Las curvas de retención de agua describen la resistencia con la que se retiene el agua en función del contenido total de agua y en
dependencia de la composición del suelo. La Figura 4 muestra curvas de pF para tres tipos de suelo diferentes.
Figura 4. Curvas pF que muestran la retención de agua por tres tipos diferentes de suelo. pF es el log de la fuerza con la que se
retiene el agua, expresada en hPa. W.P. = punto de marchitamiento, F.C. = capacidad de campo. Fuente: Wilma IJzerman.
Un valor de pF de 2.2-2.5 corresponde con una fuerza de unión de 200 a 300 hPa. Esto se llama capacidad de campo; el agua está
fácilmente disponible para la absorción de la planta. A pF 4.2 (15,000 hPa), el agua está fuertemente ligada al suelo y ya no está
disponible para la absorción de la planta; esto se llama punto de marchitamiento. Para los organismos del suelo, no es importante el
contenido total de agua de un suelo sino el contenido de agua disponible. Las curvas de retención de agua pueden ser importantes
para describir la disponibilidad de agua en el suelo. Las pruebas de toxicidad con organismos del suelo se realizan típicamente al
40-60% de la capacidad de retención de agua (WHC) del suelo, lo que corresponde con la capacidad de campo.
Referencias/lectura adicional
Schulten, H.-R., Schnitzer, M. (1997). Estructura de modelo químico para materia orgánica del suelo y suelos. Ciencia del Suelo
162, 115-130.
Blume, H.-P.,Brümmer, G.W., Fleige, H., Horn, R., Kandeler, E., Kögel-Knabner, I., Kretzschmar, R., Stahr, K., Wilke, B.-M.
(2016). Scheffer/Schachtschabel Ciencia del suelo, Springer, ISBN 978-3-642-30941-0
3.1.5. Pregunta 1
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3.1.18 https://espanol.libretexts.org/@go/page/70516
¿Cuáles son los principales componentes de la fase sólida de un suelo?
 
3.1.5. Pregunta 2
Al considerar dos suelos diferentes, uno arenoso y otro arcilloso, ¿cuál tiene el mayor volumen de agua disponible cuando ambos
suelos tienen el mismo contenido total de agua? Explique su respuesta.
 
3.1.5. Pregunta 3
¿Cuál es la importancia agrícola y ambiental de la capacidad de intercambio catiónico de los suelos?
 
3.1.5. Pregunta 4
Explicar el papel de los minerales arcillosos y la materia orgánica en la retención de metales catiónicos en los suelos.
 
3.1.5. Pregunta 5
¿Cuáles dos factores explican el hecho de que la disponibilidad de metales catiónicos aumenta con la disminución del pH del
suelo?
 
3.1.6. Agua subterránea
(borrador)
Autor: Thilo Behrends
Revisor: Steven Droge, John Parsons
Objetivos de Inclinación:
Deberías ser capaz de:
comprender la importancia de las reacciones redox para el destino de compuestos potencialmente tóxicos en aguas subterráneas
y acuíferos.
aplicar la ecuación de Nernst para evaluar la factibilidad de las reacciones redox.
Palabras clave: Acuífero, ecuación de Nernst, transferencia de electrones, potencial redox, medias reacciones
Introducción
Algunas definiciones conciben toda el agua debajo de la superficie terrestre como agua subterránea, mientras que otras restringen la
definición al agua en la zona saturada. En la zona saturada los poros están completamente llenos de agua en contraste con la zona
subsaturada en la que algunos poros se llenan de gas y la acción capilar son importantes para mover el agua. Las formaciones
geológicas, que albergan aguas subterráneas en la zona saturada, pueden clasificarse como 'acuíferos', 'acuíferos' o 'acuíferos'
dependiendo de su permeabilidad. En contraste con el acuitardo y el acuífero, que tienen una baja permeabilidad, un acuífero
permite que el agua se mueva en tasas significativas en condiciones de campo ordinarias. Los acuíferos suelen tener una alta
porosidad y los poros están bien conectados entre sí. Ejemplos de acuíferos incluyen capas sedimentarias de arena o grava, rocas
carbonatadas, areniscas, rocas volcánicas y rocas ígneas fracturadas. La química redox discutida en este capítulo se centra en los
acuíferos en formaciones sedimentarias.
Las aguas subterráneas son una fuente importante de agua potable y la calidad de las aguas subterráneas es, por lo tanto, de gran
importancia para proteger la salud humana. Sin embargo, los acuíferos también representan un hábitat para bacterias e
invertebrados acuáticos y, por lo tanto, también son objeto de estudios ecotoxicológicos. Además, el agua subterránea puede actuar
como una vía de transporte que conecta diferentes compartimentos ambientales, por ejemplo, suelos con ríos u océanos. Por lo
tanto, el agua subterránea juega un papel en la distribución de contaminantes en el ambiente.
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3.1.19 https://espanol.libretexts.org/@go/page/70516
Transporte de contaminantes en acuíferos
El movimiento de una sustancia química en el agua subterránea se controla mediante tres procesos: advección, dispersión y
reacción. La advección es el transporte de un químico en forma disuelta junto con el flujo de agua subterránea. Cuando un químico
se libera de una fuente puntual al agua subterránea con una dirección de flujo constante, se forma una pluma aguas abajo de la
fuente. La dispersión de la sustancia química se debe a la dispersión. Hay dos razones para esta propagación: Primero, la difusión
molecular provoca el transporte del químico independientemente de la advección; Segundo, las diferencias en las velocidades del
agua subterránea a diferentes escalas provocan la mezcla del agua subterránea (dispersión mecánica) en la dirección del flujo del
agua subterránea pero también perpendicular a ello. Varios procesos pueden retardar el transporte de productos químicos o pueden
provocar su eliminación del sistema (por ejemplo, degradación). Para la movilidad de un químico, la distribución entre la fase
sólida inmóvil y la fase líquida móvil es de importancia clave en las aguas subterráneas (ver capítulo 3.4). Existen varios procesos
que pueden conducir a la degradación de un compuesto en los acuíferos. La actividad microbiana puede contribuir a la degradación
de los productos químicos, pero también las reacciones abióticas pueden ser de importancia. Para algunos químicos, las reacciones
redox son relevantes las cuales se discuten en la siguiente sección.
Reacciones redox en acuíferos
Muchos elementos son sensibles a la redox bajo condiciones ambientales. Esto significa que ocurren naturalmente en diferentes
'estados redox. Por ejemplo, la oxidación o reducción del carbono juega un papel fundamental en el metabolismo energético de los
organismos vivos y el carbono ocurre en los estados de oxidación desde +IV en CO (porque los dos átomos de oxígeno cuentan
como -II ((porque el oxígeno es más electronegativo que el carbono)), y la molécula total debería balance) a -IV en CH (porque
cada átomo de H cuenta como +I ((porque el hidrógeno es menos electronegativo que el carbono)). También elementos
potencialmente tóxicos, como el arsénico, se encuentran en la naturaleza en diferentes estados de oxidación. Los estados de
oxidación importantes del arsénico son +V, (por ejemplo AsO , arseniato), + III (por ejemplo AsO , arsenito), 0 (arsénico
elemental o arsénico asociado con sulfuro como en FeAS, arsenopirita). El arsénico también puede tener estados de oxidación
negativos cuando forma arseniuros como FeAs (löllingita). La biodisponibilidad, toxicidad y movilidad de los elementos
sensibles redox suelen depender fuertemente de su estado de oxidación. Por ejemplo, el arsenito tiende a ser más tóxico y más
móvil que el arseniato. Por esta razón, evaluar el estado redox de elementos potencialmente tóxicos es un elemento importante en la
evaluación del riesgo ambiental de las aguas subterráneas.
Los contaminantes orgánicos también pueden sufrir transformaciones redox. En la superficie terrestre, cuando el oxígeno está
presente, la (foto-) oxidación es una vía de degradación importante para los contaminantes orgánicos. En ambientes
subsuperficiales, cuando las concentraciones de oxígeno suelen ser muy bajas (condiciones anóxicas), la reducción puede
desempeñar un papel importante en las vías de degradación. Por ejemplo, se ha investigado extensamente la deshalogenación
reductora de hidrocarburos clorados o la reducción de compuestos nitroaromáticos. La reducción de estos compuestos puede ser
mediada por microorganismos pero también pueden ocurrir abióticamente en superficies sólidas presentes en el subsuelo. En
cualquier caso, la reducción de contaminantes orgánicos solo es posible cuando la reacción es termodinámicamente factible. Por
esta razón es necesario conocer las condiciones redox en, por ejemplo, un acuífero.
Evaluación cuantitativa de las reacciones redox
Como su nombre indica, las reacciones redox combinan la oxidación de un constituyente en el sistema con la reducción de otro y,
por lo tanto, implican transferencia de electrones. La oxidación del arsenito con oxígeno elemental a arseniato tiene la siguiente
estequiometría:
Es importante que las estequiometrías de las reacciones redox no solo estén equilibradas de carga y masa, sino también de
electrones. Aquí, el arsénico libera dos electrones al pasar del estado de oxidación +III a +V (el arsenito se oxida a arseniato)
mientras que un átomo de oxígeno toma los dos electrones y pasa del estado de oxidación 0 a-II (el oxígeno elemental se reduce).
Para esta reacción se puede obtener una constante de equilibrio y en base a las actividades (o concentraciones) de los reactivos y
productos disueltos se puede evaluar si la reacción está en equilibrio o en qué dirección la reacción es termodinámicamente
favorable.
Cuando un sistema natural contiene varios constituyentes redox activos diferentes, se pueden formular y evaluar por separado un
gran número de posibles reacciones redox. En esta situación es más conveniente formular y comparar medias reacciones. Por
ejemplo, la oxidación del arsenito con oxígeno se puede dividir en las reacciones de arsénico y oxígeno.
2
4
4
3 -
3
-3
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Las medias reacciones se formulan típicamente como reacciones de reducción (los electrones están en el lado izquierdo de la
reacción). El E es el potencial redox estándar y representa el potencial eléctrico, el cual se mediría en una celda electroquímica
estandarizada que contiene en un lado, H , H AsO y H , todos con actividades de 1 mol l , y una solución que contiene
1 mol l H en equilibrio con H gas con una presión de 1 bar, en el otro lado.
En ambientes naturales el pH no suele ser 0 y las actividades de arsenito y arseniato no son 1 mol l . El potencial redox, E bajo
estas condiciones se puede calcular usando la ecuación de Nernst:
donde:
R es la constante de gas ideal (8.314 J mol K ),
T la temperatura en K,
z es el número de electrones que se transfieren en la reacción,
F la constante de Faraday (96485 mol C ).
En la relación ox/rojo, 'buey' representa las actividades o presiones de los constituyentes en el lado derecho de la media reacción,
por lo que el factor estequiométrico se convierte en el exponente correspondiente, mientras que 'rojo' representa el lado derecho de
la media reacción.
Se pueden comparar los potenciales redox de diferentes medias reacciones:
La media reacción con el mayor potencial redox proporciona el aceptor de electrones en la reacción redox termodinámicamente
favorable,
La media reacción con el menor potencial proporciona el donador de electrones.
En otras palabras, es termodinámicamente favorable que la media reacción con el alto potencial proceda de izquierda a derecha y la
media reacción con el bajo potencial de derecha a izquierda.
Condiciones redox en acuíferos
Las condiciones redox en un acuífero dependen del inventario heredado de oxidantes y reductores durante la formación de la
formación geológica y los procesos que han venido ocurriendo a lo largo de su historia. Los oxidantes y reductores pueden haber
ingresado al acuífero por difusión o con el agua infiltrante y la reacción redox que progresa lentamente puede haber modificado el
ensamblaje de oxidantes y reductores. En ausencia de catálisis (microbiana), las reacciones redox suelen tener una cinética muy
lenta. Además, debido a la fotosíntesis, las reacciones redox no están en equilibrio en la superficie terrestre y en la parte superior
del subsuelo subyacente. Como consecuencia, las condiciones redox en un acuífero generalmente no se pueden representar en un
único potencial redox. Esto implica que los valores obtenidos para aguas subterráneas con mediciones electroquímicas, por
ejemplo, mediciones potenciométricas usando electrodos redox, podrían no ser representativos de las condiciones redox en el
acuífero. Además, las medias reacciones relevantes en el acuífero a menudo involucran sólidos (reacciones heterogéneas) con baja
solubilidad, lo que implica que las concentraciones en solución (por ejemplo de Fe ) son demasiado bajas para ser detectadas.
Por lo tanto, evaluar las condiciones redox en ambientes subsuperficiales suele ser un desafío.
Las concentraciones de oxígeno en las aguas subterráneas suelen ser prácticamente nulas, ya que el oxígeno en el agua de lluvia
infiltrante o que ingresa al subsuelo por difusión molecular a menudo se consume antes de que pueda llegar al acuífero. De ahí que
las 'condiciones reductoras' prevalezcan típicamente en los acuíferos. El potencial redox medido en un sistema puede reflejar los
aceptores de electrones dominantes además del oxígeno que están presentes en el sistema (Figura 1).
h
o
3 AsO 4 3 3
+ -1
-1 +
2
-1
h
-1 -1
-1
3 +
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3.1.21 https://espanol.libretexts.org/@go/page/70516
Figura 1. Escala de potencial redox, que van desde condiciones óxicas a anóxicas. Incluso cuando el oxígeno está ausente, las
concentraciones de materiales oxidantes alternativos disponibles (NO y Fe ) pueden generar un potencial redox positivo. La
metanogénesis (formación de CH ) solo se inicia a potenciales redox negativos muy bajos. (Fuente: Steven Droge)
En sedimentos o rocas sedimentarias, las reacciones redox después de la deposición son impulsadas predominantemente por la
oxidación de la materia orgánica, que ingresó al sedimento durante su deposición. Sin embargo, el acuífero también podría haber
recibido materia orgánica disuelta a través del agua infiltrante. La oxidación de la materia orgánica está predominantemente
mediada por microbios y predominantemente acoplada a la reducción del oxígeno elemental (si está presente). Sin embargo,
cuando se agota el oxígeno elemental, lo que suele ser el caso, otros aceptores de electrones son utilizados por microorganismos.
Los aceptores de electrones relevantes (ver Figura 1) en ambientes anóxicos incluyen:
Nitrato (en forma disuelta),
Mn (IV) (como superficie sólida),
Mn (III) (como superficie sólida),
Fe (III) (como superficie sólida),
Sulfato (en forma disuelta).
El nitrato y el sulfato pueden estar presentes en forma disuelta mientras que Mn (IV), Mn (III), Fe (III) se presentan como sólidos
con baja solubilidad. Los sólidos de óxido (hydr) de estos metales, como la goetita (FeOOH) o la manganita (MnOOH) son en su
mayoría accesibles para la reducción microbiana, mientras que Mn (III) o Fe (III) en los silicatos solo pueden reducirse
parcialmente o no están biodisponibles para la reducción. Cuando también estos aceptores de electrones se quedan cortos, se puede
iniciar la metanogénesis.
Los microorganismos, que reducen sulfato, Mn o Fe (III), pueden utilizar los productos de organismos fermentativos. Estos
organismos fermentativos producen ácidos grasos de cadena corta, como el acetato o el lactato, pero a menudo también liberan gas
hidrógeno. Es decir, las concentraciones de hidrógeno en las aguas subterráneas reflejan un estado estacionario de producción y
consumo de hidrógeno, y generalmente están limitadas por las tasas de producción. Como consecuencia, las concentraciones de
hidrógeno en las aguas subterráneas suelen estar en el límite fisiológico del organismo consumidor. Las concentraciones son
suficientes para permitir que el organismo conserve la energía de la oxidación del hidrógeno. Este límite aumenta según la
secuencia de aceptores de electrones (Figura 1): reducción de nitrato < reducción de Mn < reducción de Fe < reducción de sulfato <
metanogénesis cuando los compuestos correspondientes están presentes en cantidades o concentraciones relevantes. Por esta razón,
las concentraciones de hidrógeno disuelto pueden ser un indicador útil para identificar la vía respiratoria anaeróbica dominante en
un acuífero. Por ejemplo, se puede determinar si la reducción de sulfato está habilitada o si se ha establecido la metanogénesis. Las
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concentraciones de hidrógeno en el agua subterránea también pueden ser utilizadas directamente para evaluar si es factible la
reducción microbiana de metales, metaloides, hidrocarburos clorados, compuestos nitroaromáticosu otros contaminantes
orgánicos.
La reducción de los óxidos de Fe (III) (hidro) son sulfato conduce a la formación de Fe (II) y sulfuro, lo que a su vez, típicamente
da como resultado la precipitación de sólidos ferrosos como FeCo (siderita), FeS (mackinawite) o FeS (pirita). Estos minerales
que contienen Fe (II) a menudo juegan un papel importante en la reducción abiótica de contaminantes orgánicos o inorgánicos en
los acuíferos. Cuando se conoce la composición del agua subterránea y el conjunto mineral, se puede utilizar la ecuación de Nernst
para calcular el potencial redox de medias reacciones relevantes en el acuífero. Este potencial redox se puede utilizar entonces para
evaluar si la reducción de compuestos potencialmente tóxicos es posible o no. Por ejemplo, la reacción media para la reducción de
un hidróxido de hierro férrico amorfo acoplado a la precipitación de siderita viene dada por:
A pH y concentración de ácido carbónico dados, el potencial redox correspondiente se puede calcular usando la ecuación de
Nernst. Este potencial redox puede compararse con el obtenido de la ecuación de Nernst para la dicloración reductora de
tetracloroetileno (Cl C=CCl )
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Con este enfoque se puede evaluar la factibilidad de reacciones redox que involucren compuestos potencialmente orgánicos e
inorgánicos en acuíferos. Eso, sin embargo, no implica que las reacciones correspondientes también ocurran dentro de la escala de
tiempo relevante. Para ello se tiene que conocer la cinética de la reacción y haber sido estudiada para muchas reacciones de
potencial relevancia en sistemas acuíferos. Sin embargo, la cinética de las reacciones redox no son objeto de esta sección.
Referencias
Sparks, D. (2002). Química Ambiental del Suelo, Segunda Edición, Prensa Académica, Capítulos 5 y 8, ISBN 978-0126564464.
Esington, M.E. (2004). Química de suelos y aguas: un enfoque integrador, capítulos 7 y 9, CRC Press, ISBN 978-0849312588
3.1.6. Pregunta 1
¿Qué procesos controlan el movimiento de químicos en las aguas subterráneas? Definir cada uno de estos procesos.
 
3.1.6. Pregunta 2
Las reacciones redox de los contaminantes en las aguas subterráneas están controladas por el potencial redox. ¿Cuáles son los
productos químicos y procesos más importantes que determinan el potencial redox?
 
3.1.6. Pregunta 3
¿Cómo se puede determinar el potencial redox en el acuífero? ¿Cuáles son las desventajas de estos métodos?
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3.1.7. Biota
(borrador)
Autor: Steven Droge,
Revisor: Nico van der Brink, John Parsons
Objetivos de Inclinación:
Deberías ser capaz de:
explicar el efecto de la composición celular y corporal sobre la toxicocinética de los compuestos
describir el papel de la biota en el destino ambiental de los químicos
Palabras clave: composición celular, composición corporal, vías de exposición, absorción, distribución
Introducción
Al igual que el suelo, el agua y el aire, el tejido orgánico de los organismos vivos también puede considerarse como un
compartimento del ecosistema donde los contaminantes químicos pueden acumularse o descomponerse. La concentración interna
en organismos vivos proporciona información importante sobre la exposición química y finalmente determina el riesgo ambiental
de contaminación, pero es importante comprender las características clave del tejido que influyen en la partición química en
organismos. La acumulación química en el tejido de organismos vivos es una serie de procesos químicos y biológicos, brevemente
basados en:
- absorción química (principalmente permeación de medios a granel sobre ciertas membranas hacia las células);
- distribución interna (por ejemplo, a través de flujos sanguíneos a través de órganos);
- metabolismo (por ejemplo, procesos de biotransformación en, por ejemplo, el hígado).
- excreción (por ejemplo, a través de orina y heces, pero también a través de agallas, sudor, leche o pelos)
Estos cuatro procesos son la base del modelado toxicocinético, y a menudo se resumen como Absorción, Distribución,
Metabolismo y Excreción, o “ADME”. Estos procesos ADME pueden variar fuertemente para diferentes compuestos
contaminantes debido a las propiedades de la estructura química. Estos procesos ADME también pueden variar fuertemente para
diferentes organismos, debido a:
- las características fisiológicas (por ejemplo, tener agallas, pulmones o raíces, disponibilidad de mecanismos específicos de
absorción química, presencia de enzimas metabólicas específicas, propiedades relacionadas con el tamaño como la tasa
metabólica),
- la posición en el ambiente contaminado (aves voladoras o larvas de musgo que viven en sedimentos),
- la interacción con el ambiente contaminado (vivir en suelo o agua, elección de alimentos, etc.)
- el comportamiento en el ambiente contaminado (ser sésil o capaz de alejarse (temporalmente) de un lugar contaminado).
Más detalles de estos procesos toxicocinéticos se presentan en la sección 4.1 sobre Toxicocinética y bioacumulación. El módulo
actual tiene como objetivo proporcionar un resumen de las características clave de los diferentes componentes tisulares que
explican la distribución interna de los químicos (distribución), los diferentes tipos de contacto entre contaminantes y organismos
(exposición-absorción), y los cambios temporales en la fisiología que pueden afectar exposición (por ejemplo, excreción, que
incluye ejemplos como la liberación de COP por lactancia y el aumento de las concentraciones de POP durante la inanición). Antes
de discutir cómo los químicos son absorbidos en la biota, es importante definir primero las propiedades químicas clave y la
composición molecular del tejido que influyen en la forma en que los químicos son absorbidos del ambiente circundante y
distribuidos por todo el organismo.
Absorción-distribución: Bloques de construcción de tejidos
Todos los organismos están compuestos por células, las cuales están compuestas por una membrana celular, rodeando la solución
en gran parte acuosa llena de membranas orgánicas internas, estructuras proteicas y ADN/ARN. Organismos procariotas como
bacterias, pero también algas, hongos y plantas tienen membranas reforzadas con paredes celulares para evitar fugas de agua por
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altas presiones osmóticas, y para proteger la membrana celular. La energía metabólica se almacena en moléculas grandes como
ésteres grasos y azúcares. Sorprendentemente, para todas las especies de organismos vivos existentes, estos componentes tisulares
son en su mayoría estructuras compuestas por bloques de construcción moleculares relativamente simples y repetitivos, con
variaciones menores en las cadenas laterales. Ver ejemplos en la Figura 1. La composición de los órganos, como colección de
células específicas, en términos del porcentaje de lípidos, proteínas e hidratos de carbono es importante para la toxicocinética
general de los químicos en todo el organismo.
Figura 1. los componentes moleculares clave y bloques de construcción parciales del tejido vivo.
Las paredes celulares están hechas principalmente de polisacáridos altamente polares, por ejemplo:
celulosa, un polímero de moléculas azucaradas, y quitina en hongos, que es altamente polar y por lo tanto permeable al agua.
estructuras semicristalinas de peptidoglicano que rodean a las bacterias (90% del peso seco de bacterias Gram-positivas pero
solo 10% de cepas Gram-negativas), un polímero mixto entre N-acetilglucosamina(quitina similar) y cortas que interconectan 4
o 5 cadenas de aminoácidos.
lignina, una supraestructura polar (~ 30% de oxígeno) pero más hidrofóbica de moléculas fenólicas polimerizadas que recubren
los principales vasos vegetales que transportan agua.
El grupo específico de algas de diatomeas tiene una pared celular compuesta por sílice biogénica (dióxido de silicio hidratado),
típicamente como dos válvulas que se solapan entre sí rodeando la especie unicelular. Las diatomeas generan alrededor del 20 por
ciento del oxígeno que se produce anualmente en el planeta, y aportan casi la mitad del material orgánico que se encuentra en los
océanos. Con su estructura específica de pared celular, las diatomeas absorben más de 6.7 mil millones de toneladas métricas de
silicio cada año de las aguas en las que viven, lo que crea enormes depósitos cuando mueren.
Las membranas celulares están compuestas principalmente por una bicapa de fosfolípidos, teniendo cada molécula de fosfolípido
básicamente un grupo de cabeza polar e ionizado conectado a dos cadenas alquílicas largas (Figura 1 ejemplo con fosfolípido tipo
POPC). Los lados externos de una bicapa de fosfolípidos son hidrófilos (amantes del agua), el interior es hidrófobo (temeroso del
agua). Los iones (sales inorgánicas, nutrientes, metales, ácidos fuertes y biomoléculas ionizadas) no penetran fácilmente a través de
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dicha membrana pasivamente, y requieren proteínas de transporte específicas que puedan transportar y regular iones dentro y fuera
del interior de la célula. Las moléculas de colesterol estabilizan la fluidez de las bicapas de membrana en células de la mayoría de
los organismos, pero por ejemplo no en la mayoría de las bacterias Gram negativas. Los químicos neutros disueltos pueden
difundirse pasivamente a través de bicapas de fosfolípidos dentro y fuera de las células
Las proteínas son cadenas de una variedad de aminoácidos, 21 de los cuales se sabe que están codificados genéticamente, y de los
cuales los humanos solo pueden producir 12. Los otros nueve deben ser consumidos, y por lo tanto se denominan aminoácidos
esenciales (codificados H, I, L, K, M, F, T, W, V). Las proteínas forman complejas estructuras tridimensionales que permiten que
las reacciones enzimáticas ocurran de manera efectiva y repetida. Hay dos aminoácidos con cadenas laterales que llevan una carga
positiva a pH neutro: Arginina (pKa 12) y Lisina (pKa 10.6), y dos aminoácidos con cadenas laterales que portan una carga
negativa a pH neutro: Ácido aspártico (pKa 3.7) y ácido glutámico (pKa 4.1). Algunos aminoácidos llevan cadenas laterales
hidrófobas típicas: entre otras Leucina y Fenilalanina. La cisteína tiene un resto tiol (SH) que puede formar fuertes interacciones de
disulfuro conectivo con grupos laterales de cisteína espacialmente cercanos en la estructura 3D. La proteína albúmina de transporte
sanguíneo clave, por ejemplo, contiene aproximadamente 98 aminoácidos aniónicos y 83 aminoácidos catiónicos, y
aproximadamente 35 residuos de cisteína.
El ADN y otras cadenas codificantes genéticamente están compuestas por 4 nucleótidos diferentes que forman una doble hélice de
dos cadenas opuestas, mantenidas unidas por enlaces de hidrógeno que conectan las bases complementarias: A y T (o A y U en el
ARN), y G y C. El ADN puede estar densamente empaquetado alrededor de proteínas histonas, y es ya sea o parte del citoplasma
celular (en especies procariotas) o separados dentro de una membrana (en especies eucariotas). El ADN no es una fase de
acumulación crítica para los químicos, pero por supuesto es una estructura celular donde los contaminantes pueden impactar
fuertemente en todo tipo de procesos celulares cuando reaccionan con componentes de ADN o afectan la organización estructural
de otra manera.
La grasa de almacenamiento proporciona a muchos animales y frutos de las plantas una importante reserva de energía, pero
también aísla a los animales de sangre caliente en climas fríos, lubrica las articulaciones para que se muevan suavemente y protege
los órganos de golpes (por ejemplo, ojos y riñones). Las semillas y los frutos secos pueden contener hasta 65% (nueces) de
componentes grasos, lo que por supuesto proporciona energía para el crecimiento inicial, pero a partir del cual también se puede
prensar el aceite. La grasa de almacenamiento en la mayoría de los animales está presente en forma de triglicéridos, y como tal
fases neutras y muy hidrófobas dentro del tejido. Los ésteres de ácidos grasos poliinsaturados como los ácidos grasos omega-6 y
omega-3 son abundantes en los peces (ácido eicosapentaenoico (EPA) y ácido docosahexaenoico (DHA)) y en semillas y plantas
(principalmente ácido alfa-linolénico (ALA), pero las algas también contienen EPA y DHA). La alta ingesta de algas por parte de
los peces en redes alimenticias acuosas basadas en algas, da como resultado los altos niveles de EPA/DHA en muchas especies de
peces, ya que en su mayoría no pueden hacerlo ellos mismos (https://www.pufachain.eu). Los humanos pueden producir algunos
EPA y DHA a partir de ALA.
La composición promedio de los organismos vivos basada en los componentes clave del tejido lipídico, proteína y carbohidrato
puede variar ampliamente, como se ilustra en la Tabla 1.
Cuadro 1. Composición de la estructura tisular del peso seco promedio de diferentes organismos.
Organismo
lípido
% de d.w.
proteína
% de d.w.
carbohidrato
% de d.w.
Hierba 0.5-4 15-25 60-84
Fitoplancton 20 50 30
Zooplancton 15-35 60-70 10
Oyster 12 55 33
Larvas de Midge 10 70 20
gusanos cortadores del ejército
(larvas de polilla) 72% de cuerpo 
Filete de lucio 3.7 96.3 0
Trucha de lago 14.4 85 0
Anguila (cultivada por 1.5 años) 65 ~34 1
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Organismo
lípido
% de d.w.
proteína
% de d.w.
carbohidrato
% de d.w.
Carne de caza de venado 10 90 0
Cuadro 2. Estimaciones sobre la composición de la estructura tisular de una mujer (BW= 60 kg, H = 163 cm, IMC = 22.6 kg/m ),
(tomadas de Goss et al., 2018). Los huesos no están incluidos.
Órgano
Volumen total de
órganos (mL)
humedad
contenido
fosfolípido
% de d.w.
lípido de
almacenamiento
% de d.w.
proteína
% de d.w.
Adiposo 22076 26.5% 0.3% 93.6% 6.1%
Cerebro 1311 80.8% 35.4% 22.6% 42.1%
Gut 1223 81.8% 9.9% 22.0% 68.1%
Corazón 343 77.3% 19.1% 17.7% 63.2%
Riñones 427 82.4% 16.5% 5.9% 77.7%
Hígado 1843 79.4% 19.4% 8.0% 72.6%
Pulmón 1034 94.5% 13.1% 13.7% 73.2%
Músculo 19114 83.7% 2.6% 2.5% 95.0%
Piel 3516 71.1% 2.6% 22.9% 74.5%
Bazo 231 83.5% 5.6% 2.4% 92.0%
Gónadas 12 83.3% 18.8% 0.0% 81.3%
Sangre 4800 83.0% 2.5% 2.4% 95.1%
total 55929 60.2% 1.7% 71.0% 27.3%
Diferentes órganos en una sola especie también pueden diferir en gran medida en su composición, así como su contribución al
cuerpo en general, como se muestra para un ser humano en la Tabla 2. La mayoría de los órganos tienen un contenido de humedad
> 75%, pero en general el contenido de humedad es considerablemente menor, debido al bajo contenido de humedad de los huesos
y el tejido adiposo. El tejido adiposo es, con mucho, el mayor repositorio de lípidos, pero compuesto principalmente por lípidos de
almacenamiento, mientras que el cerebro también es particularmente rico en ambos lípidos, pero particularmente enriquecido en
fosfolípidos de membranas celulares. Los músculos y la sangre contienen un contenido de proteínas relativamente alto.
Absorción-distribución: Propiedades químicas
La influencia de la estructura química en la acumulación de sustancias químicas en