Reactii de Raspuns la Nivel Foliar Indse de Poluanti Atmosferici la Specii Lemnoase Cultivate In Scop Ornamental In Municipiul Iasi

Reactii de raspuns la nivel foliar indse de poluanti atmosferici la specii lemnoase cultivate in scop ornamental in Municipiul Iasi

CUPRINS

INTRODUCERE

CAPITOLUL I. STADIUL ACTUAL AL CERCETĂRILOR PRIVIND INFLUENȚA POLUANȚILOR ATMOSFERICI ASUPRA SPECIILOR LEMNOASE

1.1 Stadiul actual al cercetărilor pe plan internațional

1.2 Stadiul actual al cercetărilor pe plan național

CAPITOLUL II NORME LEGISLATIVE ȘI POLITICI DE MEDIU PRIVIND POLUAREA AERULUI

2.1 Dreptul internațional al mediului aerian

2.2 Legislația europeană privind poluarea aerului

2.3 Legislația din România privind poluarea aerului

CAPITOLUL III. CARACTERIZAREA FIZICO-GEOGRAFICĂ A MUNICIPIULUI IAȘI

3.1 Așezare

3.2 Relief

3.3 Sol

3.4 Rețea hidrografică

3.4 Climă

CAPITOLUL IV TIPURI DE POLUANȚI ATMOSFERICI ȘI SURSE DE POLUARE DIN MUNICIPIUL IAȘI

4.1 Tipuri de poluanți atmosferici

4.1.1 Poluanți gazoși:

4.1.2. Poluanți solizi

4.1.3 Poluanți organici

4.2 Tipuri de poluanți atmosferici din Municipiul Iași

4.2.1 Emisii de poluanți gazoși cu efect acidifiant

4.2.2 Emisii de poluanți organici

4.2.3 Emisii de particule în suspensie

4.2.4 Emisii de metale grele

4.3 Surse de poluare din Municipiul Iași

CAPITOLUL V ÎNCADRARE TAXONOMICĂ ȘI CARACTERIZARE MORFO ANATOMICĂ ȘI ECOLOGICĂ A SPECIILOR LEMNOASE ORNAMENTALE LUATE ÎN STUDIU

5.1. Aesculus hippocastanum L.

5.2 Populus x Canadensis Moench

5.3 Tilia tomentosa Moench

CAPITOLUL VI EFECTE NOCIVE ALE POLUANȚILOR ATMOSFERICI ASUPRA APARATULUI FOLIAR LA SPECII LEMNOASE 45

6.1 Modificări morfologice

6.2 Modificări histologice

6.3 Modificări biochimice

6.3.1 Modificări ale conținutului de pigmenți

6.3.2 Stres oxidativ și sisteme antioxidante din plante

CAPITOLUL VII MATERIAL, METODE ȘI TEHNICI DE LUCRU

7.1 Scopul și obiectivele cercetărilor

7.2 Zonele supuse cercetărilor

7.3 Materialul biologic analizat

7.4 Metode de cercetare

7.4.1 Măsurători meteorologice și ale calității aerului

7.4.2 Obținerea și analiza preparatelor microscopice pentru SEM

7.4.3 Determinarea suprafeței foliare

7.4.4 Determinarea conținutului de apă și substanță uscată

7.4.5 Dozarea pigmenților asimilatori

7.4.6 Determinarea conținutului de proteine solubile

7.4.7 Determinarea activității peroxidazei

7.4.8 Determinarea intensității proceselor fiziologice

7.4.9 Analize statistice

CAPITOLUL VIII – REZULTATELE CERCETĂRILOR

8.1 Observații morfologice și determinări ale suprafeței frunzelor

8.1.1 Modificări morfologice

8.1.1.1 Aesculus hippocastanum L.

8.1.1.2 Populus x canadensis Moench.

8.1.1.3 Tilia tomentosa Moench

8.1.2 Determinări ale suprafaței frunzelor

8.1.2.1 Aesculus hippocastanum L.

8.1.2.2 Populus x canadensis Moench.

8.1.2.3 Tilia tomentosa Moench.

8.1.3 Modificări micromorfologice

8.1.3.1 Aesculus hippocastanum L.

8.1.3.2 Populus x canadensis Moench.

8.1.3.3 Tilia tomentosa Moench.

8.2. Modificări fiziologice

8.2.1 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație

8.2.1.1. Aesculus hippocastanum L.

8.2.1.2. Populus x canadensis Moench.

8.2.1.3. Tilia tomentosa Moench.

8.3 Modificări biochimice

8.3.1 Conținutul de apă și substanță uscată

8.3.1.1. Aesculus hippocastanum L.

8.3.1.2. Populus x canadensis Moench.

8.3.2 Conținutul de pigmenți asimilatori

8.3.2.1. Aesculus hippocastanum L

8.3.2.2. Populus x canadensis Moench.

8.3.2.3. Tilia tomentosa Moench.

8.3.3 Conținutul de proteine solubile

8.3.3.1 Aesculus hippocastanum L.

8.3.3.2 Populus x canadensis Moench.

8.3.3.3 Tilia tomentosa Moench.

8.3.4 Activitatea peroxidazei

8.3.4.1 Aesculus hippocastanum L.

8.3.4.2 Populus x canadensis Moench

8.3.4.3 Tilia tomentosa Moench

8.4. Interpretări statistice

CONCLUZII

BIBLIOGRAFIE

ANEXE

INTRODUCERE

Aerul curat a fost până recent o resursă naturală nelimitată și gratuită pentru om. Gradul de confort sporit și necesitățile omului modern au dus la industrializare, creșterea numărului de vehicule în zonele urbane și modificarea ecosistemelor naturale. Efectul sinergic al noxelor a condus la o deteriorare rapidă a calității aerului urban. Cei mai importanți poluanți atmosferici urbani sunt: monoxidul de carbon (CO), oxizii de azot (NOx), oxizii de sulf (SOx), pulberile în suspensie (PM), plumbul (Pb), oxidanții fotochimici, cum ar fi ozonul (O3) și precursori ai acestuia precum hidrocarburile și compușii organici volatili (Costa, 2001). Diferite procese dinamice fizice și chimice pot genera poluanți atmosferici, inclusiv particule și contaminanți gazoși, care pot provoca efecte negative asupra sănătății umane sau animale, afecteaza viața plantelor și au impact asupra mediului la nivel global prin schimbarea atmosferei (Ghorbanli și colab., 2007).

Ecosistemele urbane actuale se întind pe suprafețe cu diverse utilizări: rezidențiale, comerciale, industriale, de transport, de agrement sau agricole, rezultând astfel o serie de medii de viață cu specific aparte pentru plante, animale și om. Calitatea habitatului urban ar însemna în mod ipotetic o integrare optimă a componentelor abiotice și biotice, cum ar fi aerul, solul și apa, microclimatul și vegetația. Suprafața ocupată de spații verzi existentă într-un spațiu urban prezintă un rol deosebit în îmbunătățirea condițiilor de viață.

Numeroase studii au arătat că plantele lemnoase au o importantă capacitate de diminuare a cantităților de noxe din atmosferă având capacitatea de a acumula diverși poluanți. De aceea, prezența lor în spațiul urban intens poluat s-a dovedit a fi necesară, nu numai din punct de vedere estetic, ci și din punct de vedere al biomonitorizării calității aerului urban. Specii de arbori cum ar fi stejarul (Alfani și colab., 2000) și pinul (Jensen și colab., 1992) au arătat un potențial semnificativ pentru acumularea de oligoelemente și compuși organici persistenți. Corelația puternică între gradul de contaminare cu poluanți și reacțiile de răspuns foliar la noxe face ca speciile lemnoase din zonele urbane să fie considerate reale instrumente de biomonitorizare a calității aerului urban.

CAPITOLUL I. STADIUL ACTUAL AL CERCETĂRILOR PRIVIND INFLUENȚA POLUANȚILOR ATMOSFERICI ASUPRA SPECIILOR LEMNOASE

1.1 Stadiul actual al cercetărilor pe plan internațional

Odată cu apariția industriei, la sfârșitul secolului XIX, când a început să apară și fenomenul de poluare a aerului, s-a observat că substanțele poluatoare pot provoca efecte dezastruoase atât asupra oamenilor și animalelor cât și asupra plantelor. Trebuie subliniat faptul că, prima recunoaștere a daunelor cauzate de poluarea atmosferică asupra vegetației este în cartea lui John Evelyn, din anul 1661.

Declinul ecosistemelor forestiere implicând cauze, manifestări, efecte dar și măsuri de ameliorare, a constituit obiectul de studiu a numeroase studii (Bruckert, Tavaut, Darte, 1988-1989; Cowling, Schutt 1895; Badot et Badot, 1988-1989; Pierre, 1990; Garrec et Rose, 1991; Fontan, 1993).

O lucrare amplă de sinteză în acest sens a fost cea elaborată de programul DEFORPA, înființată în Franța, în care sunt implicate peste 60 de laboratoare și care au ca scop studierea cauzelor fenomenului de uscare a pădurilor, reacțiile de răspuns ale arborilor la acțiunea noxelor și analiza modificărilor macroscopice, celulare și moleculare ca efect al acțiunii acestora.

Efectele poluanților atmosferici (SO2, NOx, ozon, smog, CO2 , F, metale Al, Cd, Pb, Zn) asupra aparatului foliar la o serie de specii lemnoase implicând modificări de natură morfologică, histo-anatomică, ultrastructurală, fiziologică și biochimică, au fost subiectul a numeroase lucrări (Evans, Ting, 1974; Frolov, Gorysina, 1982; Beerling, Chaloner, 1993; Fernandes, Henriques, 1991).

S-au realizat experimente de fumigare dirijată cu diverși poluanți care au dus la elucidarea particularităților de acțiune a fiecărei noxe (Bovay, 1969; Cormis, 1969; Kim, 1981; Garrec, Rose, 1991).

Numeroase studii privind geneza ploilor acide, deteriorarea stratului de ozon, efectul de seră și influența acestora asupra speciilor ierboase și lemnoase au fost efectuate de Gould, 1985, Stenberg, 1982.

Materialul utilizat pentru determinarea poluanților în plante, metodele de cercetare folosite, efectele poluării asupra plantelor și altele au reprezentat obiectivele a numeroase cercetări pe plan mondial. Analiza foliară este de ajutor pentru a observa acțiunea nocivă a fiecărui tip de poluant în parte (Kim, 1991).

Perioada 1960-1990 a fost caracterizată printr-o poluare atmosferică de origine industrială. În acest context metoda analizei foliare a fost aplicată sub forma unor mari rețele, pe plante superioare și licheni, mai ales în Anglia, Germania, Belgia și Tarile de Jos, având ca scop supravegherea zonelor industriale, a regiunilor ori a țărilor puternic industrializate.

Cele mai vechi observații asupra vegetației, care prezintă anumite simptome ca rezultat al aerului poluat, au fost făcute în anul 1874 (Bieberdorf și colab., 1958). Impactul poluării asupra plantelor în contextual schimbărilor climatice globale, s–a urmărit prin observarea comportamentului culturilor agricole și a ecosistemelor forestiere din zone poluate (Emberson și colab., 2003).

Organizația Mondială a Sănătății patronează apariția unei publicații privind „Biomonitoringul calității aerului cu ajutorul plantelor” (Mulgrew, Williams, 2000). Astfel, biosupravegherea se conturează ca o bază utilă în domeniul sănătății omului, permițând nu numai determinarea zonelor ori teritoriilor unde calitatea mediului este degradată, ci și evaluarea riscurilor sanitare (Garrec, Haluwyn, 2002).

Studiul impactului poluării asupra plantelor continuă și în prezent cu metode moderne de investigație, în contextul schimbărilor climatice globale, beneficiind de interesul Uniunii Europene (UNECE, 2001, 2002, 2003). În anul 2001, Consiliul Național al Aerului din Franța recomandă dezvoltarea biosupravegherii în stațiunile poluate cu încă trei metale: cadmiu, mercur si plumb.

Armonizarea națională și internațională a metodelor de biosupraveghere prin standardizare:

S-au standardizat metodele arborilor bioindicatori în Germania: cercetătorii de la INRA, care lucrează în colaborare cu Facultatea de Farmacie din Lille, au realizat studii cu plante bioindicatoare și au reușit dezvoltarea de protocoale pentru utilizarea lor ca bioindicatori ai calității aerului, protocoale care au fost recunoscute ca standardele AFNOR, în 2008 (Garrec, 2002).

S-au monitorizat atent, de-a lungul timpului, aliniamentele de-a lungul șoselelor și s-au observat, pe baza analizelor foliare, modificări fiziologice și biochimice, conținutul mare de metale grele, mai ales cadmiu și plumb din frunzele arborilor care făceau parte din aliniamente (De Miguel și colab.,1997; Alfani și colab. 2000).

Valorificarea capacității florei de a informa populația asupra naturii și intensității

poluării și de a conștientiza riscul de îmbolnăvire a animalelor și omului, în conformitate cu Directiva 2003/4/EC a Parlamentului și Consiliului European din 28.01.2003 privind accesul publicului la informații asupra mediului (Official Journal of the European Union) și de asemenea, propunerea Comisiei Europene privind utilizarea bioindicatorilor pentru evaluarea poluanților din atmosferă în cadrul modelelor regionale și dezvoltarea unui larg sistem de biomonitoring al Uniunii Europene, efectiv legat de starea mediului și a sănătății (European Commission, 2002).

Atât analiza solului cât și diagnozele foliare reflectă cu acuratețe starea de aprovizionare cu minerale și evoluția sa. De asemenea, prin analizarea conținutului de elemente din probele de țesut ale plantelor care se află la distanțe diferite de o sursa de poluare, se pot determina tipul de poluare și dimensiunea zonei radioactive (Mulgrew, Williams, 2000 ).

1.2 Stadiul actual al cercetărilor pe plan național

Studiul impactului poluării atmosferice asupra vegetației în România s-a realizat cu pr obiectivele a numeroase cercetări pe plan mondial. Analiza foliară este de ajutor pentru a observa acțiunea nocivă a fiecărui tip de poluant în parte (Kim, 1991).

Perioada 1960-1990 a fost caracterizată printr-o poluare atmosferică de origine industrială. În acest context metoda analizei foliare a fost aplicată sub forma unor mari rețele, pe plante superioare și licheni, mai ales în Anglia, Germania, Belgia și Tarile de Jos, având ca scop supravegherea zonelor industriale, a regiunilor ori a țărilor puternic industrializate.

Cele mai vechi observații asupra vegetației, care prezintă anumite simptome ca rezultat al aerului poluat, au fost făcute în anul 1874 (Bieberdorf și colab., 1958). Impactul poluării asupra plantelor în contextual schimbărilor climatice globale, s–a urmărit prin observarea comportamentului culturilor agricole și a ecosistemelor forestiere din zone poluate (Emberson și colab., 2003).

Organizația Mondială a Sănătății patronează apariția unei publicații privind „Biomonitoringul calității aerului cu ajutorul plantelor” (Mulgrew, Williams, 2000). Astfel, biosupravegherea se conturează ca o bază utilă în domeniul sănătății omului, permițând nu numai determinarea zonelor ori teritoriilor unde calitatea mediului este degradată, ci și evaluarea riscurilor sanitare (Garrec, Haluwyn, 2002).

Studiul impactului poluării asupra plantelor continuă și în prezent cu metode moderne de investigație, în contextul schimbărilor climatice globale, beneficiind de interesul Uniunii Europene (UNECE, 2001, 2002, 2003). În anul 2001, Consiliul Național al Aerului din Franța recomandă dezvoltarea biosupravegherii în stațiunile poluate cu încă trei metale: cadmiu, mercur si plumb.

Armonizarea națională și internațională a metodelor de biosupraveghere prin standardizare:

S-au standardizat metodele arborilor bioindicatori în Germania: cercetătorii de la INRA, care lucrează în colaborare cu Facultatea de Farmacie din Lille, au realizat studii cu plante bioindicatoare și au reușit dezvoltarea de protocoale pentru utilizarea lor ca bioindicatori ai calității aerului, protocoale care au fost recunoscute ca standardele AFNOR, în 2008 (Garrec, 2002).

S-au monitorizat atent, de-a lungul timpului, aliniamentele de-a lungul șoselelor și s-au observat, pe baza analizelor foliare, modificări fiziologice și biochimice, conținutul mare de metale grele, mai ales cadmiu și plumb din frunzele arborilor care făceau parte din aliniamente (De Miguel și colab.,1997; Alfani și colab. 2000).

Valorificarea capacității florei de a informa populația asupra naturii și intensității

poluării și de a conștientiza riscul de îmbolnăvire a animalelor și omului, în conformitate cu Directiva 2003/4/EC a Parlamentului și Consiliului European din 28.01.2003 privind accesul publicului la informații asupra mediului (Official Journal of the European Union) și de asemenea, propunerea Comisiei Europene privind utilizarea bioindicatorilor pentru evaluarea poluanților din atmosferă în cadrul modelelor regionale și dezvoltarea unui larg sistem de biomonitoring al Uniunii Europene, efectiv legat de starea mediului și a sănătății (European Commission, 2002).

Atât analiza solului cât și diagnozele foliare reflectă cu acuratețe starea de aprovizionare cu minerale și evoluția sa. De asemenea, prin analizarea conținutului de elemente din probele de țesut ale plantelor care se află la distanțe diferite de o sursa de poluare, se pot determina tipul de poluare și dimensiunea zonei radioactive (Mulgrew, Williams, 2000 ).

1.2 Stadiul actual al cercetărilor pe plan național

Studiul impactului poluării atmosferice asupra vegetației în România s-a realizat cu precădere în perimetrul platformelor industriale. Au fost investigate sub acest aspect centre industriale cum ar fi Copșa mică, Baia Mare, Piatra Neamț, Roznov, Hunedoara, Năvodari, Tașca Bicaz, Slatina, Valea Călugărească, Zlatna.

Observații asupra simptomatologiei foliare, completate de analize fiziologice și biochimice, au fost efectuate la Copșa Mică pe specii de plante ierboase și lemnoase din jurul uzinei unde s-a constatat că produșii toxici (SO2, pulberi de plumb și negru de fum) își măresc raza de acțiune și agresiunea în special când sunt antrenați de curenți de aer și precipitații atmosferice (Ianculescu, 1986). S-a constatat totodată o scădere a conținutului de apă din frunze și o creștere a cantității de substanță uscată coroborate cu reducerea transpirației (Ionescu și colab., 1971).

Impactul poluării asupra vegetației la Baia Mare, centrul metalurgiei neferoase, a evidențiat o creștere a concentrației de Pb, Si, Fe și Al din sol (Ianculescu, 1973) dar și defolieri accentuate la arboretele de fag din vecinătatea orașului (Ianculescu, 1977). S-a realizat și o scară a descreșterii rezistenței la noxe la o serie de plante de cultură din zonă (Ionescu, Udrescu, 1988).

S-au realizat studii cu privire la impactul poluării cu pulberi de superfosfați și anhidridă sulfuroasă asupra vegetației din jurul Combinatului de îngrășăminte superfosfatice și acid-sulfuric de la Năvodari. Studiile au relevat defolieri parțiale sau totale în perioada verii la Acer negundo, Populus nigra; uscări la Tuja orientalis; o a doua lăstărire produsă la scurt timp după cea normală din timpul primăverii la Aesculus hippocastanum și numeroase arsuri foliare (Ionescu și colab.,1973).

O simptomatologie foliară la o serie de specii lemnoase din zona combinatului metalo-chimic de la Zlatna realizată de E. Maiorescu în 1964 a evidențiat reduceri ale suprafeței foliare la Fagus sylvatica, Querqus robur și Carpinus betulus până la 70% din normal, reduceri ale biomasei lemnoase, apariția de necroze foliare, defolieri timpurii

În urma unor observații comparative, în mai multe centre industriale printre care și Hunedoara, Brăila și Reșița s-a constatat că vegetația autohtonă este înlocuită cu o vegetație industriogenă. În acest sens s-au descris un număr de 30 de asociații industriogene însumând circa 1800 de specii industriogene (Dihoru, 1977).

S-au realizat observații privind relația briofite- grad de poluare în bazinele carbonifere Călan, Hunedoara și Petroșani (Ionescu și colab., 1971, 1972).

Ionescu și colab.,1973 au evaluat pierderile de apă, starea stomatelor, regimul hidric al plantelor, PH-ul sucului vacuolar, dozarea pigmenților, dozarea proteinelor de la nivel foliar la specii lemnoase și ierboase din jurul centrelor siderurgice.

Problema degradării ecosistemelor forestiere din România a fost intens studiată:

S-au elaborat studii ample vizând fenomenul de uscare a cvercineelor din țara noastă, incriminându-se și poluarea atmosferei (Alexe, 1984, 1985, 1986).

S-au facut o serie de considerații generale asupra stării fitosanitare a pădurilor din România arătându-se că în perioada 1980-1985 suprafața pădurilor afectate de noxe industriale a crescut de la 5.3% în 1980 la 6.1% în 1985 (Simionescu, 1986).

S-a realizat un studiu privind starea de degradare a solurilor și vegetației forestiere provocată de poluare (Ciobanu, 1992).

S-au interprins studii cu privire la cauzele deteriorării bradului din zona Sucevei demonstrându-se că printre alte motive un motiv îi revine și poluării atmosferice (Chifu și colab., 1992, 1993).

S-au efectuat studii pe 34 specii plante lemnoase și ierboase (gimnosperme și angiosperme) spontane și cultivate provenind din zone limitrofe unor platforme industriale: Borzești (județul Bacău), Bicaz și Tașca (județul Neamț). Investigațiile s-au axat pe observații asupra speciilor în diverse fenofaze, starea suprafețelor foliare, modificări histo-anatomice, fiziologice și biochimice ale frunzei sub influența poluanților atmosferici. Studiile efectuate asupra speciilor lemnoase au dus la remarcarea faptului că în majoritatea cazurilor, speciile reacționează la agresiunea noxelor poluante indiferent de natura chimică (Ivănescu și Toma 2003).

Conținutul acelor de molid analizate în 24 staționare din România s-a prezentat în

perioada 1993-1998 relativ constant (cu mici variații în funcție de precipitațiile care accesibilizează elementele minerale) pentru fosfor, potasiu și calciu și cu o puternică scădere a conținutului în sulf, cupru și zinc, în funcție de dezafectarea uzinelor poluatoare din România (Bolea, 1998).

Elaborarea monitoringului nutrițional al arborilor, în 24 de tipuri de ecosisteme

forestiere carpatice, cu determinarea stării de nutriție, a fost o preocupare principală începând cu anul 1993:

S-a realizat o valorificare a diagnozei foliare (Bolea și Chira., 2006).

S-a determinat conținutul frunzelor unor specii în sulf, clor, natriu, plumb, cupru, zinc, mangan, fier (Bolea și Chira, 2006).

S-au realizat determinări fiziologice și biochimice (Bolea și Chira, 2006).

Flora indicatoare a poluării s-a cercetat sub aspectul simptomelor foliare și a

conținutului în elemente minerale al frunzelor. S-au cercetat mai cu seamă speciile lemnoase arborescente și mai puțin arbuștii și speciile ierboase (Bolea, 2004).

S-a realizat monitoring-ul compoziției floristice în ecosistemele forestiere poluate (Ianculescu, 1977, 1987; Bolea și colab., 2002).

S-a urmărit conservarea biodiversității și asigurarea echilibrului ecologic în Rezervația Biosferei Pietrosul Rodnei (Bolea, 2002).

S-a dezvoltat sistemul de supraveghere intensivă a principalelor ecosisteme forestiere prin urmărirea evoluției compoziției floristice (Bolea și Ciobanu, 2002).

În ultimul deceniu cercetările s-au axat îndeosebi pe biosupravegherea și biodetecția poluării prin instalarea unor rețele de arbori urmărindu-se: evaluarea poluării și avertizarea apariției și evoluției acesteia (Ianculescu și colab., 1989, 1990; Bolea, 2002).

S-a continuat biosupravegherea calității aerului în ecosistemele forestiere (Bolea și Chira, 2004).

S-a realizat o evaluare a calității aerului cu ajutorul arborilor ca bioindicatori și bioacumulatori a poluării în Brașov (Bolea și Chira, 2005), întocmindu-se un atlas al poluării acestui oraș (Bolea și Chira, 2005).

Cercetări mai recente prin care s-a determinat starea calității aerului (prezența sau

absența poluării) cu ajutorul analizelor foliare, au dus la fundamentarea științifică a metodei bioindicatorilor în evaluarea și supravegherea nivelurilor de poluare din ecosisteme forestiere și spații verzi și la valorificarea diagnozei foliare (Bolea și colab., 2006).

Prin unele cercetări s-au evidențiat specii ca bioindicatori ai poluării printre care

molidul, frasinul, gorunul, stejarul (Bolea și Chira, 2007; Bolea și Chira, 2008; Bolea și Chira, 2009).

S-a determinat prezența sau absența poluării cu ajutorul florei indicatoare.

În alte cercetări s-a determinat poluarea de-a lungul șoselelor și drumurilor intens

circulate (Bolea și Chira, 2008).

S-au efectuat analize ale suprafeței foliare și analize biochimice după 10 zile fără precipitații în punctele cu trafic intens din Municipiul Brașov. Dacă se are în vedere suprafața frunzelor, rezultă marea capacitate de reținere a pulberilor ce conțin aproape întotdeauna metale grele (cadmiu, plumb, fier, magneziu, zinc etc.) (Bolea și Chira, 2008). Astfel rezultă că speciile lemnoase din zonele urbane pot fi numite ”plămâni ai orașelor”, fiind considerate suprafețe purificatoare, înlesnind fenomenul natural de autoepurare prin: sedimentare, favorizată de reducerea curenților de aer, reținerea particulelor în suspensie prin acțiunea fizică a filtrului vegetal, reprezentat de frunzișul arborilor; fixarea gazelor toxice prin fenomene metabolice specifice plantelor; fixarea biologic activă a pulberilor pe suprafața frunzelor, ca urmare a unor fenomene fizice și biologice de adsorbție și transpirație (Bolea și Chira, 2008).

CAPITOLUL II. NORME LEGISLATIVE ȘI POLITICI DE MEDIU PRIVIND POLUAREA AERULUI

2.1 Dreptul internațional al mediului aerian

La baza acestuia au stat o serie de convenții, dar și rezoluțiile Consiliului European din 1968 și 1971 asupra principiilor de luptă împotriva poluării aerului, respectiv a poluării atmosferice în zonele de frontieră, alături de Declarația Consiliului Comunităților Europene (1973) privind Programul de acțiune în domeniul mediului și măsurile de control al poluării aerului adoptate de Consiliul OCDE, cu ocazia primei reuniuni la nivel ministerial a Comitetului de mediu (1974) (Nicoară, 2009).

Convenția CEE/ONU privind poluarea atmosferică transfrontieră la mare distanță a fost încheiată la Geneva (1979). O dată cu aceasta a fost adoptată și Rezoluția asupra poluării atmosferice transfrontiere la mare distanță.

Poluarea atmosferică transfrontieră la mare distanță a fost definită ca fiind poluarea atmosferică care provine dintr-o sursă fizică situată în întregime sau parțial într-o zonă supusă jurisdicției naționale a unui stat și care exercită efecte vătămătoare într-o zonă aflată sub jurisdicția altui stat la o distanță la care nu este posibil a se distinge aportul surselor individuale sau al grupelor de emisie (Duțu,1995). Convenția obligă statele membre:

să întreprindă măsuri de limitare și prevenire a poluării atmosferice (inclusiv la mare distanță, transfrontier);

să elaboreze strategii și politici pentru combaterea poluării atmosferice, bazate pe schimb de informații, cercetare, supraveghere, consultare;

să dezvolte sisteme de gestiune a calității aerului și măsuri de control compatibile cu o dezvoltare echilibrată, pe baza celei mai bune tehnologii disponibile și aplicabile economic (mai puțin poluante, fără deșeuri).

Domeniile de cercetare-dezvoltare pentru activități concertate ale părților contractante sunt:

metode de reducere a emisiilor compușilor cu sulf și a altor poluanți atmosferici principali;

efectele acestor poluanți asupra sănătății umane și a mediului său, inclusiv agricultură și silvicultură, asupra vizibilității atmosferice și a viabilității ecosistemelor acvatice;

elaborarea programelor de învățământ și de pregătire a specialiștilor pentru combaterea poluării produse de compușii sulfului și de alți poluanți atmosferici principali.

Programul de supraveghere și evaluare a transportului la mare distanță a poluanților atmosferici în Europa pune accentul pe controlul permanent al emisiilor de dioxid și alți compuși ai sulfului, pe utilizarea metodelor standardizate de monitorizare, în cadrul programelor naționale, subregionale și regionale de supraveghere continuă a mediului. Poluarea transfrontalieră a aerului în Europa Centrală și de Est este dominată de problema ploilor acide, legată de emisiile de SO2 și NO2 de la termocentrale, combinate industriale mari, arderea în gospodării a cărbunelui și motoarele autovehiculelor. Reglementarea diferendelor dintre statele contractante în ce privește interpretarea și aplicarea Convenției se face de statele în cauză (Nicoară, 2009).

Semnând Rezoluția asupra poluării atmosferice transfrontiere la mare distanță, statele se obligă ca până la intrarea în vigoare a Convenției (în 1983) să-și armonizeze politicile și strategiile de combatere a poluării, încercând limitarea și reducerea graduală, prevenirea poluării atmosferice, în special a aceleia transfrontieră la mare distanță.

Declarația privind tehnologiile de fabricație puțin poluante sau fără deșeuri, reutilizarea și reciclarea deșeurilor a fost adoptată tot la Geneva (1979) și reprezintă unul din instrumentele de luptă împotriva poluării factorilor de mediu (inclusiv a aerului). Aceasta recunoaște necesitatea unui progres tehnologic compatibil cu protecția mediului înconjurător (Nicoară, 2003).

2.2 Legislația europeană privind poluarea aerului

Aproximativ 80% din populația Uniunii Europene trăiește în orașe. Una din cele mai importante părți ale politicii de mediu a Uniunii Europene constă în atingerea obiectivelor de la Kyoto (decembrie 1997) în materie de reducere a emisiilor de gaz de seră. Costul atingerii acestor obiective a fost estimat la cca. 7,5 miliarde euro anual, adică 0,9% din PIB-ul Uniunii Europene. În urma Protocolului de la Gothenburg, 31 de țări între care toate membrele Uniunii Europene au căzut de acord asupra plafonării emisiilor pentru 2010. Dintre poluanții principali au fost menționați: NOx, SO2 (din combustibili și navigația interioară) și amoniac (de la fermele zootehnice) (Romi, 2004).

Emisiile CO2 ale Uniunii Europene și alte gaze de seră au scăzut cu 2,5%. între 1990 și 1998 (prin reducerea emisiilor Germaniei și Marii Britanii). Toate celelalte țări (cu excepția Luxembourgului) și-au crescut emisiile, datorită sectorului transportului – sursa de emisii cu cea mai rapidă creștere. Uniunea Europeană și majoritatea țărilor în curs de aderare trebuie să-și reducă emisiile cu 8% sub nivelul din 1990, până în 2008-2012; SUA cu 7%; Japonia și Canada cu 6%; Rusia trebuie să-și stabilizeze emisiile. Trebuie reduse de către statele industrializate emisiile a 6 gaze de seră cu cel puțin 5% sub nivelul din 1990, până în 2008-2012 (Filipescu și Fuerea, 1999).

La baza legislației Uniunii Europene stă Tratatul Comunițății Europene care stabilește principiile generale privind politicile de mediu. Pe lângă acest tratat, există trei forme de mandatare ale legislației Uniunii Europene: directivele, regulamentele și deciziile. Există în prezent peste 200 de directive sau reglementări asupra apei, aerului, solului, zgomotului, deșeurilor și naturii (Nicoară, 2003).

În ceea ce privește directivele Uniunii Europene asupra aerului cele mai importante directive sectoriale sunt:

directiva cadru privind Prevenirea și combaterea poluării industriale a aerului (D. 84/360). Ea prescrie principiile controlului poluării aerului și cerințele necesare noilor instalații, precum și condițiile de autorizare. Folosește conceptul de cea mai bună tehnologie disponibilă, referitor la tehnologia care și-a dovedit în timp viabilitatea economică și care nu necesită costuri excesive. Este în curs de înlocuire cu directiva Prevenirii și Controlului Integrat al Poluării (D. 93/423). Această directivă nu stabilește valorile limită pentru emisii; există în acest sens "directive fiice".

"directiva fiică" se referă la combustia la scară largă (D. 88/609). Aceasta stabilește norme generale pentru reducerea emisiilor de S02 și NOx și prescrie valorile admise pentru capacități mai mari de 50 MW.

directiva asupra incinerării deșeurilor menajere (D. 89/429) și propunerea cu privire la incinerarea deșeurilor industriale (D. 93/416). Acestea definesc valori limită ale emisiilor pentru un număr de substanțe.

directiva asupra gazelor evacuate de automobile (D. 91/441) și vehicule de mare tonaj (D. 88/77), care stabilește valori limită pentru emisiile de NOx, substanțe organice și CO.

reglementările pentru eliminarea câtorva substanțe care contribuie la subțierea stratului de ozon (D. 91/594). Aceasta prezintă slăbiciuni în ce privește CFe.

Directivele oferă o definiție fragilă a calității aerului cu privire la S02 (D. 80/779), plumb (D. 82/884), N02 (D. 85/203) și ozon (D. 92/72). În 1994 Comisia a propus o nouă directivă cadru (D. 94/09) care va înlocui directivele vechi, fără a stabili valori limită calitative noi.

Există câteva directive referitoare la calitatea produselor petroliere care reglementează conținutul în sulf și plumb al acestora.

2.3 Legislația din România privind poluarea aerului

Autoritățile române competente în acest sens au manifestat o preocupare constantă pentru protecția atmosferei, atât înainte, cât și după inițierea demersurilor de aderare la Uniunea Europeană, precum și post-aderare.

În anul 1993, Ministrul Apelor și Protecției Mediului a emis Ordinul nr. 462 din 1 iulie 1993, prin care au fost aprobate Condițiile tehnice privind protecția atmosferei și Normele metodologice privind determinarea emisiilor de poluanți atmosferici produși de surse staționare.

Legea nr.137/1995 privind protecția mediului a fost destinată special pentru protecția atmosferei

Ordonanța de urgență a Guvernului nr.195/2005 a afectat un capitol distinct protecției atmosferei (cap.10).

Au fost adoptate reglementări speciale pentru protecția atmosferei: Ordonanța de urgență nr. 243/2000 privind protecția atmosferei, Strategia națională privind protecția atmosferei, aprobată prin Hotărârea Guvernului nr. 731/2004, precum și Planul național de acțiune în domeniul protecției atmosferei, aprobat prin Hotărârea Guvernului nr. 738/2004.

Obiectivele principale ale Strategiei naționale privind protecția atmosferei sunt: menținerea calității aerului înconjurător, adoptarea măsurilor necesare în scopul limitării și eliminarea efectelor negative asupra mediului, inclusiv transfrontier, îndeplinirea obligațiilor asumate prin acordurile și tratatele internaționale în domeniu (Nicoară, 2009).

România a semnat Protocolul de la Kyoto în 1999 și l-a ratificat în ianuarie 2001, prin Legea nr. 3/2001. Valoarea angajamentului de reducere a emisiilor de gaze cu efect de seră adoptat de România este de 8% față de anul de bază 1989. Conform Protocolului, România este obligată să creeze un Sistem Național pentru estimarea emisiilor antropice la surse și reducerea prin captare, precum și o Strategie Naționala pentru schimbări Climatice.

A fost elaborat și pus în funcțiune Registrul Național computerizat, conform Protocolului de la Kyoto și au fost stabilite cantitățile inițiale de emisii de gaze cu efect de seră pe care trebuie să le reducem.

Acordul de aderare la Uniuea Europeană semnat de România, precum și convențiile internaționale la care România este parte, sunt factorii principali care au impus armonizarea politicii și legislației de mediu datorită unei necesități de fond pe de o parte și ca o condiție a integrării pe de altă parte (Nicoară, 2009).

Armonizarea la nivelul strategiei și al reglementărilor orizontale se va realiza prin asimilarea normelor și standardelor UE, efort susținut financiar de programul PHARE. În ceea ce privește strategia, cel de-al V-lea program de acțiune pentru mediu al UE urmărește prin Directiva nr. 96/81/EC prevenirea și controlul integrat al poluării. Această abordare ia în calcul posibilitatea transferului poluanților între mediile naturale (aer, apă, sol; biotă) și este străină Legii nr. 137/1995.

Reglementările cu caracter orizontal se referă la evaluarea impactului asupra mediului, accesul la informația de mediu și la raportarea modului de implementare a directivelor în materie. Legea nr. 137/1995 alături de o serie de ordine ministeriale au reglementat problematica studiilor de impact, ca și pe cea a autorizării activităților economice și sociale cu efect de mediu de o manieră comparabilă cu Directiva nr. 85/335/EEC, amendată prin Directiva nr. 97/11/EC. Legislația românească nu definește suficient de precis "informația de mediu" (în comparație cu Directiva nr. 90/313) iar în ce privește standardizarea rapoartelor cu privire la aplicarea directivelor de mediu se înregistrează mari întârzieri în raport cu 91/692/EEC.

Armonizarea în planul reglementărilor sectoriale se referă la nivelul și formele de manifestare a poluării. Este necesar ca în contextul legislației nationale să se regăsească abordarea comunitară integratoare a numeroaselor directive sectoriale, "verticale". Armonizarea reglementărilor privind protecția aerului ambiant vizează pentru aproximare pe lângă Directiva-cadru (nr. 96/62/EC) un număr de 5 directive sectoriale: 80/779/EEC privind bioxidul de sulf și cornpușii în suspenise; 82/884/EEC privind plumbul; 85/203/EEC privind prezența în aer a oxizilor de azot; 84/360/EEC care prevede măsuri suplimentare și procedee administrative pentru prevenirea și reducerea poluării aerului provocate de activitățile industriale; 88/60/EEC cu privire la limitarea emisiilor în aer de poluanți proveniți de la fabricile mari consumatoare de combustibili.

Protecția atmosferei

Prin poluarea aerului se înțelege prezența de substanțe străine sau o variație importantă în proporția constituențitor săi care poate provoca un efect vătămător sau poate crea o jenă (conform Rezoluției Consiliului Europei din 8 martie 1968).

Convenția de la Geneva (13 noiembrie 1979) asupra poluării atmosferice transfrontieră pe distanțe lungi (art. 1) desemnează poluarea atmosferică ca fiind introducerea în atmosferă, direct sau indirect de către om, de substanțe sau energie care au o acțiune nocivă de natură să pună în pericol sănătatea omului, să dăuneze resurselor biologice și ecosistemelor, să deterioreze bunurile materiale și să aducă atingere sau să păgubească valorile de agrement și alte utilizări legitime ale mediului.

O reglementare eficace ar trebui să prevină poluarea atmosferică prin acțiuni asupra surselor și prin stabilirea condițiilor de fabricație pentru aparatele susceptibile a polua aerul. În absența unor astfel de măsuri impuse producătorilor, este necesar ca utilizatorii să respecte normele tehnice de emisie sau nivelurile de calitate a aerului ambiant (Nicoară, 2009).

Legea 9/1973 interzicea evacuarea în atmosferă a substanțelor dăunătoare (gaze, vapori, aerosoli, particule solide etc.) peste limitele stabilite prin reglementările în vigoare. În al doilea rând, s-a interzis darea în folosință de noi locuințe sau extinderea celor existente care prin activitatea lor sunt posibile surse de poluare a aerului, fără a avea instalații și dispozitive corespunzătoare pentru reținerea și neutralizarea substanțelor poluante.

Prin Ordinul 623 din 4 decembrie 1973 al ministrului sănătății s-au stabilit concentrațiile maxime admisibile (CMA) pentru 35 de substanțe poluante din atmosfera zonelor locuite (acetonă, acid clorhidric, acid sulfuric, clor, fluor și compuși cu fluor, funingine, mercur, metanol, plumb și compuși cu plumb, tetraclorură de carbon etc.). Se consideră substanțe poluante ale atmosferei și cele care sunt perceptibile prin mirosuri persistente sau supărătoare.

Legea 137/1995 stabilește că prin protecția atmosferei se urmărește prevenirea, limitarea deteriorării și ameliorarea calității acesteia pentru evitarea efectelor negative asupra mediului, a sănătății umane și a bunurilor materiale (art. 40).

România ca stat membru al UE are obligația de a limita emisiile de poluanți anuale de gaze cu efect de acidifiere și eutrofizare și de precursori ai ozonului, sub valorile de 918 mii tone/an pentru dioxid de sulf (SO2), 437 mii tone/an pentru oxizi de azot (NOx), 523 mii tone/an pentru compuși organici volatili nonmetanici (NMVOC) și 210 mii tone/an pentru amoniac (NH3), valori ce reprezintă plafoanele naționale de emisie.

Plafoanele naționale de emisie pentru dioxid de sulf, oxizi de azot, compuși organici volatili și amoniac sunt cele prevăzute în Protocolul Convenției din 1979 asupra poluării atmosferice transfrontaliere pe distanțe lungi, referitor la reducerea acidifierii, eutrofizării și nivelului de ozon troposferic, adoptat la Gothenburg la 1 decembrie 1999, ratificat prin Legea nr. 271/2003 și reprezintă cantitatea maximă de poluant ce poate fi emisă în atmosferă, la nivel național, în decursul unui an calendaristic.

România are obligația de a transmite anual estimări ale emisiilor de poluanți atmosferici care cad sub incidența Directivei nr. 2001/81/CE privind plafoanele naționale de emisii pentru anumiți poluanți atmosferici (Directiva NEC) și a protocoalelor Convenției asupra poluării atmosferice transfrontaliere pe distanțe lungi, încheiată la Geneva la 13 noiembrie 1979 (UNECE/CLRTAP). Din aceste rațiuni se întocmește inventarul național final de emisii de dioxid de sulf, oxizi de azot, compuși organici volatili și amoniac elaborat cu un an în urma anului curent, care se realizează respectând ghidurile EMEP/CORINAIR pentru estimarea și raportarea datelor de emisii și care asigură transparența, acuratețea, consistența, comparabilitatea și completitudinea acestora.

Evoluția poluanților emiși în aer în perioada 2007-2013 (conform datelor oferite de Ministerul Mediului și Schimbărilor Climatice)

În urma analizei evoluției cantităților de poluanți emiși în aer la nivel național, în perioada 2007-2013 s-a înregistrat tendința descrescătoare a cantităților totale de poluanți la nivel național pentru gazele cu efect de seră (CO2, CO, NH3) și a precursorilor (SOX), a emisiilor de NOX, PM10, CH4, NMVOC, cât și a emisiilor de metale grele.

CO2 – în anul 2010 a înregistrat o scădere maximă cu aproximativ 32% față de anul 2007 și cu 20,18% față de 2008, anul 2012 reprezentând o ușoară creștere față de anul 2010;

CO – a înregistrat cea mai scăzută valoare în anul 2009 cu aproximativ 60% mai puțin față de 2007, cu aproximativ 43% mai puțin față de 2008 și cu aproximativ 3% mai puțin față de 2010, anul 2013 reprezentând o evoluție relativ constantă;

NOX – a înregistrat cea mai scăzută valoare în anul 2010 cu aproximativ 41% mai puțin față de 2007, cu aproximativ 36% mai puțin față de 2008 și cu aproximativ 14% mai puțin față de 2009, anul 2011 reprezentând o evoluție relativ constantă;

SOX – înregistrează o continuă scădere, totalul național în anul 2012 fiind cu aproximativ 43% mai mic față de 2007, cu aproximativ 42% mai mic față de 2008, cu aproximativ 31% mai mic față de 2009 și cu aproximativ 9% mai mic față de 2010;

NH3 – înregistrează o continuă scădere fața de 2007 până în anul 2010 ( cu aproximativ 40% mai mică față de 2007) anul 2011 reprezentând o ușoară creștere cu aproximativ 5% față de 2010;

Ni – a înregistrat o creștere în perioada 2007-2010 urmată de o scădere în anii 2011-2012 (cu aproximativ 32% mai mică) față de 2010 ;

Pb – a înregistrat o scădere continuă în intervalul 2007-2009, cu 81% mai mic în 2009 față de 2007, aceasta fiind cea mai mică valoare raportată din perioadă. În 2010 cantitatea totală anuală raportată are o mică creștere față de anul anterior iar în 2011 valoarea raportată înregistrează o nouă scădere cu aproximativ 64% față de 2010 respectiv cu 63% față de 2009, 89% față de 2008 și 93% față de 2007;

Cd – a înregistrat o scădere continuă în intervalul 2007-2009, cu 81% mai mic în 2009 față de 2009, aceasta fiind cea mai mică valoare raportată din perioadă. În 2010 cantitatea totală anuală raportată are o mică creștere față de anul anterior iar în 2011 valoarea raportată a înregistrat o nouă scădere cu aproximativ 63% mai mică față de 2010, cu aproximativ 62% mai mică față de 2009, cu 89% față de 2008 și cu 93% față de 2007;

PM10 – a înregistrat în anul 2008 o scădere ușoară de 6% față de 2007 după care a urmat scădere importantă cu aproximativ 42% în anul 2009. În intervalul 2009-2013, variația a fost sensibil constantă. Cantitatea totală națională raportată în 2011 este cu 3% mai mare față de anul 2010, cu 7% mai mică față de cea din anul 2009, cu 42% mai mică față de 2008, cu 42% mai mică față de 2008 și cu 46% mai mică față de 2007.

CAPITOLUL III. CARACTERIZAREA FIZICO-GEOGRAFICĂ A MUNICIPIULUI IAȘI

3.1 Așezare

Iași, orașul celor 7 coline, este situat în nord-estul (NE) României, la 47°10' latitudine nordică și 27°35' longitudine estică. Cele șapte coline domoale pe care este așezat îi conferă Iașului o imagine asemănătoare orașului Roma. În perimetrul Municipiului Iași, care se întinde pe o suprafață de 3.770 ha, adică 6,8% din suprafața județului Iași, altitudinile oscilează între 37 m în sud-est (SE), pe valea Bahluiului și 209 m în Dealul Copou (Fig. 1)

Fig. 1 – Așezarea geografică a Municipiului Iași (http://www.mec.tuiasi.ro/hartaiasi.html)

3.2 Relief

Ca înfățișare, relieful județului este de tip deluros sub forma unor serii de coline domoale. Partea centrală și nord-estică este dominată de dealuri și podișuri interfluviale joase, udate de râurile Bahlui și Jijia, având versanții afectați de alunecări de teren și lunci inundabile. Derivat prin modelare externă din vechea câmpie sarmatică de acumulare marină, relieful actual al Iașilor, sculptural, în proporție de circa 50% din teritoriu, este reprezentat prin interfluvii lipsite de un înveliș aluvial sau coluvial și versanți cu înclinare mai mare de 3o- 4o. Interfluviile sculpturale se prezintă dominant colinar pe stânga Bahluiului și deluros pe dreapta lui. Colinele pur sculpturale au înfățișare domoală, sunt numai ușor bombate și înclinate spre Bahlui.

Pe partea stângă a Bahluiului doar un singur interfluviu are caracter sculptural și anume cel de pe dreapta pârâului Podgoria Copou, iar pe partea dreaptă interfluviile apar fie sub formă colinară, fie sub formă deluroasă rezultat al fragmentării colinelor. (Barbu, Ungureanu, 1987). Relieful a fost modificat de către factorul antropic, printr-o serie de nivelări, taluzări, amenajarea unor trepte, lucrări de canalizare a albiei minore a râului Bahlui, de gospodărire comunală, de construcții de locuințe, care au estompat aspectul natural al detaliilor și au adăugat forme noi reliefului.

3.3 Sol

Municipiul Iași și împrejurimile prezintă un înveliș de sol mozaicat, ca o consecință a diversității factorilor geografici cu rol pedogenetic cum ar fi clima, vegetația, relieful, rocile, apele freatice. Pe colinele joase din nordul Bahluiului și vestul Nicolinei predomină molisolurile- reprezentate prin cernoziom, pe coasta Buciumului și platoul înalt Repedea –Păun argiluvisolurile- reprezentate prin soluri cenușii-brune și brune luvice , pe șesul Bahluiului și văilor afluente au o largă dezvoltare solurile hidro-halomorfe, iar pe versanți rolul preponderent îl dețin solurile slab evoluate (Barbu, Ungureanu, 1987).

3.4 Rețea hidrografică

Teritoriul Municipiului Iași prezintă o rețea hidrografică variată, constituită din ape subterane (minerale și dulci) și din ape de suprafață curgătoare: râul Bahlui, pârâuri (afluenții Bahluiului) și lacuri. Afluenții Bahluiului din sud sunt Nicolina, Manta Roșie, Vămeșoaia iar din nord sunt Rediu, Podgoria Copou, Cârlig și Ciric. Acești afluenți au o alimentare de tip pluvionival deoarece ploile contribuie cu peste 50% la scurgerea medie anuală, iar zăpada cu 35%. Un aport de 15% provine din alimentarea din straturile acvifere din terase, deluvii și șesuri asigurând scurgerea râurilor și în perioadele lipsite de precipitații (Barbu, Ungureanu, 1987).

Debitele râului Bahlui și ale afluenților prezintă variații anuale, factorul determinant fiind nivelul precipitațiilor. Primăvara, datorită topirii zăpezilor și ploilor, volumul de apă transportat poate fi mai mare decât cel mediu, iar vara, volumul de apă transportat reprezintă cca 27% din media anuală. În acest anotimp râurile se alimentează din ploi, maximul înregistrându-se în luna iunie. Toamna, din cauza scăderii precipitațiilor, râurile au cea mai redusă scurgere, doar de 11% din volumul anual. Iarna, volumul de apă scurs crește ca urmare a aportului subteran sporit datorită refacerii straturilor acvifere prin infiltrații. Scurgerea în acest anotimp reprezintă în medie cca 17% din volumul mediu anual. Debitul mediu anual al Bahluiului la Iași este de 0,996m3/s, al râului Nicolina de 0,126 m3/s și al râului Vămeșoaia de 0,014 m3/s; debitul mediu mutianual al râului Bahlui de 3,36 m3/s, Nicolina 0,498 m3/s, Vămeșoaia 0,07 m3/s.

Văile afluenților Bahluiului de pe stânga – Valea Lupului, Rediu, Podgoria Copou, Cârlig, Ciric – sunt lungi de 3 până la 16 km, au profile transversale mai largi și șesuri ale căror lățime ating 500 m. Văile de pe dreapta – Ștefan Vodă, Galata, Nicolina, Manta Roșie, Vămeșoaia – sunt în general scurte de 1 până la 5 km și lipsite de șesuri, cu excepția Nicolinei. Cea mai mare parte din vatra orașului se desfășoară pe terasele inferioare și în albia majoră a Bahluiului la altitudini absolute de 40 – 100 m (Barbu și Ungureanu, 1987).

Lacurile existente pe teritoriul Municipiului Iași sunt de origine antropică și au fost create prin bararea râurilor Podgoria Copou, Ciric, Cârlig, Chirița (afluenți pe stânga ai Bahluiului) și Nicolina (pe dreapta acestuia) (Barbu și Ungureanu, 1987).

Râul Podgoria Copou a fost barat pe teritoriul Grădinii Botanice printr-un dig de pământ de 4 m lățime, lacul format constituind un biotop specific. Bararea repetată a râului Ciric a avut ca rezultat formarea unei salbe de lacuri (Dorobanți, Ciric I, II și III) care au ca scop principal atenuarea viiturilor, agrement și piscicultură. Acumularea Ciric III are un volum total de 1,599 mil. mc.

3.4 Climă

Clima Municipiului Iași este de tip temperat – continental de nuanță excesivă. Din punct de vedere termic, clima din zona Municipiului Iași se caracterizează prin ierni reci, prin veri cu temperaturi medii ce ajung la 20oC și primăveri a căror temperatură este de 9,3oC, întotdeauna mai mică decât cea a anotimpului de toamnă (Mihăilă, 2001).

Analiza datelor rezultate din înregistrări plurianuale evidențiază o temperatură medie anuală a aerului care este cuprinsă între 8°C și 9°C în vest și sud și între 9°C și 10°C în nord și nord-est, scăzând odată cu creșterea altitudinii. Cele mai mari valori medii lunare se înregistrează în iulie (18°C -20°C în zonele înalte și 20°C -21,5°C în zonele joase), iar cele mai mici valori se înregistrează în Ianuarie (-3°C până la -4°C și chiar sub -4°C pe văi). Cele mai mari amplitudini medii lunare (diferența dintre valoarea maximă și valoarea minimă înregistrată în cursul unei luni) se produc iarna în luna Ianuarie (peste 20oC) sub impulsul advecțiilor maselor de aer de diferite origini, iar cele mai mici vara în lunile iulie-august când coboară sub 15oC (Centrul Meteorologic Regional Moldova).

Cea mai caldă lună a anului este, de regulă, iulie (21,0oC), dar în anul 1992, s-a înregistrat, în luna august, o temperatură medie de 24,2oC.Cea mai rece lună a anului este considerată Ianuarie (-4 oC). Amplitudinea termică de 25oC ne permite să încadrăm zona Municipiului Iași în regiunile cu amplitudini medii anuale mari (Centrul Meteorologic Regional Moldova).

Regimul anual al precipitațiilor atmosferice în Municipiul Iași este de tip continental, caracterizat prin prezența unui maxim, în Iunie – Iulie și a unui minim, în Februarie. Media anuală a precipitațiilor atmosferice care cad pe teritoriul județului variază de la 450 – 500 mm în medie pe an la limitele de nord – est și sud, la 550 mm în zona de contact dintre zona înaltă și câmpia colinară și peste 600 mm în zonele înalte din vest și sud. În timpul anului, regimul precipitațiilor este de asemenea neuniform, înregistrându-se cantități mari în Mai și Iunie, uneori și Iulie (65 – 75 mm în medie) și mici în Decembrie – Martie (25 – 35 mm în medie). În proporție de 70% ele cad sub formă de ploaie, cu excepția intervalului din ultima decadă a lunii Noiembrie, până în ultima decadă a lunii Martie, când se înregistrează 34 – 42 zile cu ninsoare. Din totalul precipitațiilor, 35 – 40% cad vara, 23 – 30% primăvara, 17-23% toamna și 10-17% iarna (Mihăilă, 2001).

Vânturile se disting printr-o mare fluctuație de frecvență și viteză, pentru zona Municipiului Iași fiind dominante vânturile de nord-vest (NV) și cele de est (E). În perioada 1990 -2003, mediile anuale ale vitezei vântului au variat între 2,7 și 3,3m/s, iar cele lunare între 2,2m/s (August) și 3,4 m/s (Martie, Aprilie) (Mihăilă, 2001).

CAPITOLUL IV TIPURI DE POLUANȚI ATMOSFERICI ȘI SURSE DE POLUARE DIN MUNICIPIUL IAȘI

4.1 Tipuri de poluanți atmosferici

4.1.1 Poluanți gazoși:

Acest tip de poluanți reprezintă 90% din masa totală a poluanților emiși în atmosferă și din această categorie fac parte:

1. Monoxidul de carbon (CO) este cel mai raspândit poluant atmosferic. Principalele surse generatoare de CO sunt: centralele electrice pe cărbune, păcură și gaze; motoarele cu ardere internă (58% din total); industria fierului, oțelului, petrochimică, a celulozei și hârtiei; arderea deșeurilor, incendiile etc (Negoiu și Kriza, 1977). Oxidul de carbon are o acțiune asfixiantă asupra organismului datorită formării carboxihemoglobinei, ca urmare a combinării cu hemoglobina din sânge.

2. Dioxidul de carbon (CO2) Concentrația maximă normală de CO2, admisă în atmosferă este de 0,3 mg/mc de aer, iar creșterea concentrației peste 2-3% îl face toxic pentru om. Creșterea concentrației poate provoca schimbări dăunătoare la nivelul creierului dar principalul efect îl constituie "efectul de seră". Principalele surse antropice de CO2 sunt diferitele procese de combustie în întreprinderi și arderile directe în atmosferă (incendii, deșeuri, încălzit etc.) (Negoiu și Kriza, 1977).

3. Hidrocarburile, se datorează arderii incomplete a carburanților cu efecte cancerigene.

4. Dioxidul de sulf (SO2) rezultat din arderea combustibililor fosili și din industria metalurgică, cu efecte toxice asupra plantelor producând leziuni foliare la conifere sau la specii foioase (plop, tei, mesteacăn etc.) (Zamfir, 1974).

5. Hidrogenul sulfurat (H2S) se datorează fermentațiilor anaerobe produse de sulfobacterii sau în industria chimică, farmaceutică, coloranților etc. Acesta afectează sistemul nervos, aparatul circulator și sângele (Negoiu și Kriza, 1977).

6. Compușii azotului, dintre care NO2 este cel mai periculos poluant provenit din motoarele cu ardere internă și automobile, arderea combustibililor fosili; transporturi, industria chimică (fabrici de îngrășăminte cu azot, de fabricare a HNO3). Oxizii de azot pot produce efecte toxice asupra plantelor și animalelor. Dioxidul de azot (NO2) este de circa patru ori mai toxic decât monoxidul (NO). Persistența în atmosferă a unor poluanți variază între limite foarte largi. Astfel, compușii pe bază de sulf și azot (SO2, NO, NO2, N2O, NH3, H2S) persistă în atmosferă câteva zile (1-5 zile), în timp ce, alte substanțe ajung la structuri mai puțin stabile și reactive dupa ani de zile (CO = 3 ani; CO2 = 4 ani; hidrocarburi= 16 ani) (Negoiu și Kriza, 1977).

7. Smog-ul este o ceața albăstruie, rezultată în urma reacțiilor chimice catalizate de radiațiile ultraviolete, în condițiile unei atmosfere umede. Provoacă iritația mucoaselor la om și animale iar la plante leziuni și arsuri. În 1952, la Londra, din cauza smogului s-au înregistrat 4000 de decese în 4 zile. În atmosferă apar și procese de autoepurare. Aceasta se realizează prin procese de sedimentare și diluare datorită unor factori meteorologici, geografici, urbanistici, vegetație, etc.

8. Ploile acide sunt determinate de prezența în atmosferă a oxizilor de sulf și azot (SO2 și NO2) care, în prezența vaporilor de apă și a unor oxidanți (H2, O2, O) rezultați în urma acțiunii radiațiilor ultraviolete, se transformă în acizi foarte toxici (acidul sulfuric și acidul azotic). Aceste substanțe, ajunse în atmosferă, în urma activităților industriale, pot fi transportate de vânturile dominante la distanțe mai mici sau mai mari, căzând apoi pe sol sub formă de precipitații (ploaie, ninsoare, brumă sau prafuri acide).

Apa de ploaie este ușor acidă din cauza acidului carbonic (rezultat din combinarea CO2) dizolvat în ea. PH-ul normal al apei de ploaie "necontaminată" este considerat 5,6. Precipitațiile acide sunt considerate cele în care apa are un pH sub 5,6. (Țurlea, 1989)

a. Influența ploilor acide asupra apei

Aciditatea apei este mai mare toamna, când precipitațiile sunt mai frecvente și primăvara, când poluanții stocați în zăpadă sunt cedați în prima fază a topirii zăpezii. Ploile acide conțin, de asemenea, o diversitate de elemente nutritive pentru plante: Ca, K, S, N, P precum și o varietate de molecule organice și poluanți proveniți din industria chimică. Crește deci conținutul apei lacurilor și a sedimentelor în aceste substante.

b. Influența ploilor acide asupra solului

Ploile acide conduc la creșterea acidității totale a solului, la absorbția unor macroelemente din sol, la pierderi de humus, la inhibarea fenomenelor de nitrificare din sol etc.

c. Influența ploilor acide asupra plantelor

Frunzele pot fi puternic afectate prin deteriorarea stratului de ceară și a epidermei sau prin extracția și spălarea elementelor nutritive. Contactul ploii acide cu frunza conduce la distrugerea cuticulei, apoi a celulelor epidermei de pe suprafața superioară a frunzei, urmată de distrugerea celulelor palisadice și în final ambele suprafețe ale frunzei sunt afectate. Răspunsul frunzei la acțiunea ploilor acide depinde de: durata expunerii, frecvența expunerii, intervalul dintre ploi, intensitatea ploii, mărimea picăturilor (Țurlea, 1989)

Ploile acide au de asemenea o influență negativă și asupra speciilor lemnoase, în mod direct asupra frunzei arborilor și în mod indirect prin modificarea calității solului din care arborii își extrag substanțele nutritive (Țurlea, 1989). Dupa unele studii rezultă că solurile pădurilor de conifere sunt cele mai expuse.

d. Influența ploilor acide asupra diferitelor materiale

Depunerile acide au un efect puternic de corodare a diferitelor metale, construcții de piatră etc.

9. Deteriorarea stratului de ozon. Stratul de ozon (O3) este localizat în atmosferă la o altitudine de 10-15 km. El este important din punct de vedere ecologic prin funcția de protecție împotriva excesului de radiații ultraviolete (Allegre, 1990). În atmosferă, în condiții normale, cantitatea de ozon este relativ constantă; procesele prin care ozonul se distruge și cele prin care ozonul se reface sunt într-un relativ echilibru. În ultimele decenii însă, ca urmare a activităților industriale, în atmosferă sunt eliminate gaze care perturbă acest echilibru. Principalul element chimic care intervine în oxidarea și distrugerea moleculei de ozon este clorul ajuns în stratosferă care “sparge” moleculele de ozon. Clorul poate fi eliminat în atmosferă sub forma de CFC (clorofluorocarburi) utilizate ca solvenți industriali, în refrigeratoare, în sprayuri, și sub formă de tetraclorura de carbon (solvent industrial) (Allegre, 1990). Alături de substanțele clorurate, efect nefavorabil asupra stratului de ozon au și oxizii de azot NOx (produși rezultați din arderea combustibililor fosili).

Pericolul de distrugere a stratului de ozon, cu toate implicațiile lui, este în atenția forurilor de decizie naționale și internaționale. Cercetările recente au demonstrat că deasupra Antarcticii stratul a fost distrus în proporție de aproape 40 % iar deasupra Statelor Unite se apreciază că grosimea stratului s-a diminuat cu 2,3 pâna la 6%.

Alerta internațională și presiunea opiniei publice din diverse țări au avut drept urmare încheierea în anul 1987 a Protocolului de la Montreal, ratificat de 150 de țări, conform prevederilor căruia statele semnatare se obligă ca în viitorul apropiat să reducă cantitatea de CFC eliminată în atmosferă.

10. Efectul de seră. Se cunoaște că atmosfera este, în principiu, mai rece decât suprafața pamântului. Astfel, o parte din radiații este absorbită de către componenții naturali ai atmosferei, mai ales de către vaporii de apă și de dioxidul de carbon din aer. Atmosfera, la rândul ei, va emite un flux radiativ, din care o parte va fi îndreptată spre Pamânt, generând efectul de seră natural, iar altă parte se îndreaptă către spațiu. Datorită efectului de seră natural se produce încălzirea suprafeței terestre și a stratului de aer din vecinătate care, în absența acestui efect, ar avea o temperatură mai mica cu 33oC (-18oC în loc de 15oC).

Din cauza activitații antropice, efectul de seră s-a intensificat în ultimul secol. Se apreciază ca temperatura medie a aerului la suprafața pamântului ar putea crește, fapt ce ar determina topirea ghețarilor și, ca urmare, creșterea nivelului mărilor și oceanelor. În consecință, apa mărilor și oceanelor va acoperi suprafețe tot mai mari de teren; creșterea temperaturii va determina și modificări ale vegetației.

Analiza pe termen lung a procesului de încălzire globală, pe plan mondial, pe baza datelor referitoare la temperatura medie anuală a ultimilor 100 de ani, arată o încălzire, începând cu sfârșitul secolului al XIX-lea, cu 0,6oC. Desigur, această încălzire nu poate fi imputată numai bioxidului de carbon și celorlalte gaze menționate; încălzirea globală actuală se desfașoară și pe fondul perioadei numite “Încălzirea recentă” care a început la jumatatea sec. al XIX-lea.

4.1.2. Poluanți solizi

a. Pulberile industriale. Conform STAS 9081-78 "Poluarea atmosferei- Terminologie" pulberile industriale au urmatoarele definiții:

pulberile industriale sunt "pulberi de dimensiuni și densități care le favorizează depunerea conform legii gravitației";

pulberile în suspensie sunt "pulberi care rămân în aer timp îndelungat";

aerosolii reprezintă "sisteme compuse din particule fine solide sau lichide dispersate într-un gaz";

fumul reprezintă "aerosoli vizibili, formați din particule fine provenind din combustibili sau din diferite procese tehnologice".

În literatura de specialitate străină, pulberile sedimentabile, împreună cu cele în suspensie, sunt numite "particule aeropurtate", uneori chiar "particule totale în suspensie" (Negulescu și colab., 1995). Pulberile industriale în cornparație cu cele naturale sunt prezente în atmosferă în cantități și concentrații foarte mari. Poluanții din această categorie sunt de regulă extrem de fini, granulele caracterizându-se printr-o mișcare browniană accentuată și fiind dispersate la mari altitudini unde persistă timp îndelungat (Rabega, Barnea, 1973). Morfologia impurităților solide din atmosferă este variată; astfel, putem întâlni forme sferice (fumurile, polenul, cenușa eliminată prin coșuri), cubice (microcristale de sare), fulgi (grafit, unele minerale), aciculare (oxid de zinc, sulfat de amoniu), fibroase (azbest, fibre artificiale), neregulate (aglomerate de minereuri, de oxizi) (Ciplea și Ciplea, 1978). Diversele ramuri industriale, în funcție de specificul lor, contribuie în mod diferențiat la poluarea cu noxe solide a atmosferei.

Arsenul prezintă două stări alotropice, modificația obișnuită fiind "arsenul metalic" (arsenul cenușiu) cristalizat. Principalele combinații ale arsenului sunt: trioxidul de diarsen (AS2O3), pentaoxidul de diarsen (AS2O5), acidul arsenos, acidul arsenic (H3AsO4) și arsina (hidrogenul arsenat, AsH3) (Nenițescu, 1985). Cele mai importante surse de poluare a aerului cu arsen sunt procesele metalurgice, arderea cărbunilor și folosirea compușilor cu arsen ca pesticide. Aproape întrega cantitate de arsen rezultată industrial provine ca produs secundar la metalurgia plumbului, cuprului și aurului.

Mercurul este un element chimic a cărui notorietate este, dupa cea a plumbului, de mare importanță în problemele de mediu. Mercurul (Hg) este un metal alb-argintiu, strălucitor care se solidifică la -38.87°C și fierbe la 356.95°C. Sursa principală din care se extrage Hg este cinabrul (HgS); acesta însoțește adesea sulfurile de fier, arsen, stibiu sau zinc. În cantități reduse, mercurul se mai află în unele ape termale. Mercurul are numeroase intrebuințări în construirea instrumentelor și aparatelor de precizie din fizică (termometre, barometre, manometre, densimetre, giroscoape). În aparatele și instalațiile electrice se folosesc comutatoare, întrerupatoare, siguranțe cu mercur și redresori de curent electric cu mercur. În atmosfera localităților lipsite de poluare artificială, concentrația Hg este de circa 20 μg/m3, în timp ce deasupra zonelor unde acest element se află în sol, în aer ajunge pana la 200 μg/m3 (Acatrinei, 1994). Minereurile puternic încalzite în cuptoare eliberează mercurul sub formă de vapori care apoi sunt condensați. Gazele finale însă sunt degajate în atmosferă și adesea conțin și mercur, fie datorită unei evaporări insuficiente, fie datorită antrenării acestuia în praf și gazele arse.

Plumbul este un metal alb-argintiu, care în contact cu aerul devine cenușiu. Este ușor de rafinat din minereurile naturale (sulfura de plumb numită galenă), este maleabil și rezistent la coroziune. Este motivul pentru care are o largă utilizare industrial. Cantități mari de Pb se utilizează ca miniu (Pb3O4) în industria vopselelor, a sticlei și a emailurilor. Ca tetrametil – sau tetraetil-plumb (3-4 g/l) se adaugă în benzine, datorită proprietăților antidetonante, iar Pb se elimină ca produs de combustie sub formă de săruri halogenate. Contaminarea aerului cu plumb se face industrial și mai ales prin gazele de eșapament, considerate ca surse majore de poluare. În procesele metalurgice plumbul se degajă sub formă de praf care constă din particule fine de plumb sau oxizi de plumb.

4.1.3 Poluanți organici

Un rol din ce în ce mai activ la poluarea atmosferică îl au compușii organici, mai cu seamă o dată cu extinderea și diversificarea producției produșilor de sinteză. În aerul atmosferic există două mari categorii de hidrocarburi poluante și anume: hidrocarburile ușoare și hidrocarburile policiclice aromate (HPA).

Hidrocarburile ușoare, neoxidate, aparțin urmatoarelor trei categorii:

a) hidrocarburi aciclice (saturate sau nesaturate);

b) hidrocarburi ciclice (saturate sau nesaturate);

c) hidrocarburi aromatice.

Sursele naturale ale acestor hidrocarburi sunt zăcămintele de cărbuni, gaze naturale și țiței. La acestea se mai pot adăuga unele specii de plante care elimină terpene, izoprenii, precum și procesele de fermentație anaerobă care sunt la originea gazului de mlaștină (Zamfir, 1974). Asupra vegetației hidrocarburile și unele aldehide exercită un efect deosebit de nociv. Efectul fitotoxic al hidrocarburilor a fost semnalat la sfârșitul secolului trecut, când grădinarii și proprietarii de sere au constatat o serie de vătămari ale plantelor incriminând "gazul de iluminat". Anual horticultura și îndeosebi cultivatorii de orhidee înregistrează mari pierderi datorită poluării organice a atmosferei.

Hidrocarburile policiclice aromate (HPA), parțial oxidate, rezultă mai cu seamă din arderea incompletă a combustibililor, de tipul benzinei, gazolinei, precum și a unor combustibili solizi utilizați, în intreprinderi, instalații casnice de încălzire. HPA, provenind din combustii incomplete, însoțesc adesea emisiile de funingine neagră, sunt foarte rezistente la oxidare, găsindu-se absorbite la suprafața particulelor solide eliminate din cuptoare, cazane, a căror combustie este deficitar reglată. Astfel de hidrocarburi s-au mai evidențiat în particulele emise o data cu gazele de eșapament ale vehiculelor cu benzină, ca și în particulele de pulberi provenite din căile rutiere gudronate sau asfaltate, din uzarea cauciucurilor (Zamfir, 1974).

În perioada de iarnă, când pentru încălzire se folosește cărbune, concentrații de HPA sunt mult mai crescute decât în perioada de vară. De asemenea, dimineața nivelurile de hidrocarburi sunt foarte ridicate datorită traficului rutier extrem de intens și ele sunt determinante în declanșarea reacțiilor fotochimice formatoare de smog oxidant (Stenberg, 1985). Industria chimică contribuie substanțial la poluarea atmosferei cu o serie de compuși organici. Deși produșii emiși de această industrie sunt în majoritate gazoși, de cele mai multe ori aceste gaze se amestecă cu particule solide sau lichide, rezultând substanțe foarte toxice.

4.2 Tipuri de poluanți atmosferici din Municipiul Iași

4.2.1 Emisii de poluanți gazoși cu efect acidifiant

Acidifierea aerului este rezultatul acțiunii sinergice a trei poluanți gazoși, și anume: SO2, NOx și NH3, care au impact îndeosebi asupra vegetației și apelor de suprafață. Principalele surse de emisie ale acestor poluanți sunt arderea combustibililor solizi și gazoși în industrie și instalații rezidențiale (SO2, NOx), traficul rutier (SO2, NOx), agricultura (creșterea animalelor și managementul dejecțiilor animaliere), colectarea, epurarea și stocarea apelor uzate.

4.2.1.1. Emisii de SO2

Majoritatea emisiilor de SO2 din Municipiul Iași provin în cea mai mare parte din arderea combustibililor fosili în industria energetică (producerea de energie electrică și termică) și activități care presupun ardere de combustibil solid (lemn) în surse staționare de mică putere – încălzire rezidențială/prepararea hranei. Conform Agenției Naționale de Protecție a Mediului acestea din urmă reprezintă 2,8% din totalul emisiilor de SO2, urmate de activitățile de fabricare a cărămizilor, țiglelor și materialelor ceramice, cu o contribuție de 2,25%.

4.2.1.2. Emisii de NOx

Emisiile de NOx sunt rezultate în cea mai mare parte din transportul rutier, activitate asociată cu emisiile de eșapament datorate arderii carburanților în motoarele termice ce echipează autovehiculele (aprox 89,8%). Activitățile de ardere a combustibilului solid (lemn) în surse staționare de mică putere – încălzire rezidențială/prepararea hranei, reprezintă de asemenea o sursa de NOx însă au o contribuție mult mai mică.

4.2.1.3. Emisii de NH3

Principala sursă de emisie de amoniac o reprezintă activitățile din agricultură (creșterea animalelor și managementul dejecțiilor animaliere) cu o contribuție de 78%, urmată de activitățile de colectare, epurare și stocare a apelor uzate cu procesele generatoare de emisii atmosferice de NH3 (20,4%). Conform Agenției Naționale de Protecție a Mediului emisiile de amoniac înregistrate în ultimii ani în județul Iași sunt mai mici, fapt justificat de scăderea constantă a efectivelor de animale.

4.2.1.4. Emisii de CO

Monoxidul de carbon rezultă din arderea incompletă a combustibililor. Este considerat ca facând parte din categoria poluanților specifici rezultați din trafic. Cea mai însemnată cantitate de CO (89%) rezultă din emisiile de eșapament datorate arderii carburanților în motoarele termice ce echipează autovehiculele. O altă sursă de CO din Municipiul Iași o reprezintă activitățile de ardere a combustibilului solid (lemn) în surse staționare de mică putere – încălzire rezidențială/prepararea hranei.

4.2.1.5. Emisii de O3

Ozonul se poate produce prin reacții fotochimice ale unor substanțe precum oxizi de azot, hidrocarburi, unele hidrocarburi halogenate, motiv pentru care acesta este încadrat în categoria poluanților secundari. În atmosferă există o concentrație de fond care se datorează amestecului ozonului din stratosferă și generarea acestuia în troposferă. Din acest motiv concentrațiile de ozon variază în funcție de anotimp și condițiile meteorologice. Cea mai mare cantitate de ozon rezultă din benzen prin reacții fotochimice ceea ce explică faptul că în zonele cu trafic intens concentrațiile de O3 sunt mari

4.2.2 Emisii de poluanți organici

4.2.2.1 Emisii de benzen

Benzenul provine, în proporție de aproximativ 90%, în urma arderilor incomplete din motoarele cu ardere internă (trafic auto) iar restul din evaporarea combustibililor la stocare și transfer sau din arderea lemnului pentru încălzirea locuințelor și din unele procese industriale. Este un poluant foarte stabil din punct de vedere chimic cu tendință de acumulare în straturile inferioare ale atmosferei.

Benzenul este îndepărtat din atmosferă prin reacții fotochimice care duc la formarea ozonului. Având timp de remanență de câteva zile în atmosferă acesta poate fi transportat pe distanțe mari.

4.2.3 Emisii de particule în suspensie

4.2.3.1 Emisii de particule în suspensie PM10

Particulele în suspensie PM10 reprezintă o problemă majoră la nivel european, din cauza depășirilor frecvente al nivelului acestora peste limitele impuse de legislația europeană. Concentrația și tipul acestora este în corelație directă cu sursa, cu umiditatea aerului, cu viteza vântului care poate să le transporte la distanțe mari în raport cu sursa etc.

Conform datelor Agenției Naționale de Protecție a Mediului principala sursă responsabilă de depășirea valorii limită zilnice în cazul particulelor în suspensie de tip PM10 în Municipiul Iași este transportul rutier care contribuie la acest tip de poluare cu particule rezultate din uzura pneurilor mașinilor în timpul pornirii/opririi dar și datorită arderilor incomplete ale motoarelor acestora. Contribuția transportului de cca 70% din totalul de particule în suspensie este datorată în principal lipsei șoselei ocolitoare care să preia traficul greu din municipiu, stării precare a căilor rutiere, gradului de salubritate nesatisfăcător a acestora îndeosebi prin neîndepărtarea la timp a materialului antiderapant, stării tehnice și de curățenie a vehiculelor etc. O altă sursă esențială de poluare cu pulberi o constituie șantierele de construcții și lucrările la instalațiile subterane (telefonie, cablu TV, termoficare, electricitate) care fiind organizate necorespunzător din punct de vedere al legislației de mediu provoacă depășiri ale valorii limită zilnice pentru protecția sănătății umane stabilită pentru poluantul în suspensie PM10. O contribuție importantă la creșterea concentrației de particule în suspensie o au arderile rezidențiale. Pe lângă aceste emisii trebuie avute în vedere și sursele fixe de emisie reprezentate de agenții economici din zona industrială, precum și sursele naturale de particule în suspensie. Calmul atmosferic și condițiile de ceață favorizează acumularea noxelor la suprafața solului, ceea ce determină înregistrarea concentrațiilor ridicate de poluanți.

4.2.3.2 Emisii de particule în suspensie PM 2,5

Particulele fine sau PM2,5 sunt particule cu diametrul sub 2,5μm aflate în suspensie. Datorită diametrului foarte redus acestea pot pătrunde adânc în plămâni iar în cazul plantelor pot pătrunde cu mai mare ușurință în ostiolele stomatelor. Pe lângă capacitatea de a pătrunde cu ușurință în corpul plantelor sau a omului, aceste particule nu conțin doar materie inertă, ci au adesea suprafețe active, care generează radicali liberi, creând stres oxidativ. Sursele poluării cu particule PM2,5 sunt combustia de orice fel, traficul, șantierele neprotejate etc.

4.2.4 Emisii de metale grele

4.2.4.1 Emisii de plumb

Plumbul este eliberat în atmosferă din surse naturale și antropice. Sursele naturale se referă la aerosoli marini, vulcani și incendii naturale. Surse antropice sunt arderea combustibililor fosili în motoarele autovehiculelor, incinerarea deșeurilor și industria metalurgică. Plumbul are proprietatea de a se bioacumula afectând în acest fel organismele vegetale și animale. În Municipiul Iași surse de poluare cu plumb sunt: arderea de combustibil solid (lemn) pentru încălzire rezidențială/prepararea hranei sau arderea combustibililor fosili în motoarele autoturismelor.

4.2.4.2 Emisii de nichel

Nichelul este un metal greu prezent în apă, aer și sol. Emisiile naturale de nichel pot proveni din resuspensia solului sau din activități vulcanice. Surse antropice de poluare cu nichel în Municipiul Iași sunt: arderea de combustibil solid (lemn) pentru încălzire rezidențială/prepararea hranei, arderea combustibililor fosili sau nămolurile de la stația de epurare a apelor uzate din cartierul Dancu.

4.2.4.3 Emisii de cadmiu

Cadmiul este eliberat în atmosferă pe cale naturală prin resuspensia solului, vulcani sau emisii biogene. Sursele antropice de poluare cu cadmiu din Municipiul Iași sunt arderea combustibililor fosili și incinerarea deșeurilor.

4.3 Surse de poluare din Municipiul Iași

Principalele surse de poluare ale Municipiului Iași sunt reprezentate de sectorul industrial și de transporturi.

Activitățile industriale cu impact potențial negativ asupra mediului conform datelor Agenției Naționale de Protecție a Mediului (2012-2013)

Industria energetică:

– Instalații de ardere cu o putere termică nominală mai mare de 50 MW : CET II HOLBOCA;

– Instalații de ardere cu o putere termică nominală mai mica de 50 MW: SC TERMOSERVIS SA IAȘI;

Prelucrarea metalelor:

– Topitorii pentru metale feroase cu o capacitate de producție mai mare de 20 tone/zi : SC FORTUS SA IAȘI; SC EUROCASTING SRL IAȘI ;

– Topitorii pentru metale feroase și neferoase cu o capacitate de producție mai mică de 20 tone/zi: SC MECANOFUC SRL IASI; SC RANCON SRL IAȘI; SC MAE SRL IAȘI; SC FONTAX SRL IAȘI;

– Instalații pentru prelucrarea metalelor feroase: SC ARCELOR MITTAL TUBULAR PRODUCTS IAȘI SA; SC TECHOSTEEL LBR SRL IAȘI; SC CNUD – EFCO ROMANIA SRL; SC IG WATTEEUW ROMANIA SRL; SC BMT AEROSPACE ROMANIA SRL;

Tratarea suprafețelor metalice și din materiale plastice:

– SC ASAM SA IAȘI, SC IG WATTEEUW ROMANIA SRL; SC BMT AEROSPACE ROMANIA SRL; SC DELPHI DIESEL SYSTEMS ROMANIA SRL

Fabricarea produselor ceramice:

– Instalații pentru fabricarea produselor ceramice prin ardere, în special a țiglelor, a cărămizilor și a cărămizilor refractare cu o capacitate de producție mai mare de 75 tone/zi: SC CERAMICA SA IAȘI);

Producerea de substanțe chimice organice de bază:

– Instalații utilizând procedee chimice sau biologice pentru fabricarea produselor farmaceutice de bază: SC ANTIBIOTICE SA IAȘI;

– Instalații chimice pentru producerea de vopsele și pigmenți : SC NATIONAL PAINTS FACTORIES COMPANY SRL MIROSLAVA;

Instalații chimice pentru producerea de vopsele și pigmenți CASA LEBĂDA SRL IAȘI;

Fabricarea produselor alimentare:

– Instalații pentru prelucrarea cărnii: SC M&R SRL IAȘI; SC AJC ANA MARIA SRL IAȘI.

– Instalații pentru obținerea vinului: 10: SC VINIA SA IASI ; SCA BUCIUM SA IAȘI; SC VINI VITICOLA SA IASI, SC PODGORIA COPOU SA IAȘI; SC ABV INVEST SRL HOLBOCA;

– Abatoare cu o capacitate de procesare a carcaselor de animale mai mare de 50 tone /zi: SC ROM TRADING COMPANY SRL IAȘI – ABATOR PD. ILOAIEI;

– Abatoare cu o capacitate de procesare a carcaselor de animale mai mică de 50 tone /zi: SC AVI TOP SA IAȘI

Creșterea intensivă a animalelor:

Instalații pentru creșterea intensivă a animalelor: SC AVICOLA SA IAȘI ; SC AVI TOP SRL IAȘI ; SC ROM TRADING COMPANY SRL IAȘI

Prelucrarea lemnului:

– Fabricarea mobilei: SC MOLDOMOBILA ROMÂNIA SRL IAȘI; SC MOBILI SRL IAȘI; SC ARTIGIANI BRIANZA SRL MIROSLAVA; SC ROMUS TRADING &DEVELOPMENT Ltd SRL IAȘI;

Textile și confecții

– Instalații pentru pretratare (operațiuni precum: spălare, albire, mercerizare) sau vopsire a fibrelor ori textilelor: SC IASITEX SA IASI ;

– Instalații pentru producerea de țesături și confecții textile : SC TEXTILA SA IAȘI; SC IASICONF SA IAȘI; SC KATY FASHION SRL IASI; SC EXCLUSIV SRL IASI; SC DACON EMERALD SRL IASI;

Construcții – instalații:

– Instalații pentru fabricarea mixturilor asfaltice: SC CITADIN SA IAȘI ; SC ALDP IAȘI; SC MOLDOTEC SA I AȘI; SC LDP SA IAȘI; SC NOVA CONSTRUCT SA IAȘI;

-Instalații pentru fabricarea betonului pentru construcții: SC CITADIN SA IAȘI; SC LUCRĂRI DRUMURI ȘI PODULRI IAȘI; SC LAFARGE AGREGATE BETOANE București – puncte de lucru Iași; SC BUILD CORP SRL IAȘI; SC SPIROCA SA IAȘI; SC WEST STAR SRL IAȘI;SC CONSTRUCȚII FEROVIARE GRUP COLAS IAȘI; SC REGAL SRL IAȘI; SC TERAMOLD CONSTRUCT SRL IAȘI; SC CONEST SA IAȘI; SC SPIROCA SA IAȘI; SC CARPAT BETON SRL BUCURESTI – PUNCT LUCRU IAȘI; SC COM BETON SRL IAȘI;

Eliminarea si valorificarea deșeurilor periculoase:

– 1 instalație de incinerare (IPPC): SC AVAND SRL IASI;

– 3 instalații de decontaminare a deșeurilor spitalicești ; 2 instalații la Spitalul Sf.

Spiridon Iași și 1 instalație la Spitalul de Urgențe Iași;

– 1 instalație de incinerare a deșeurilor periculoase si nepericuloase proprii (SC.

ANTIBIOTICE SA Iași)

Eliminarea deșeurilor nepericuloase:

– Depozite de deseuri care primesc mai mult de 10 tone deseuri/zi sau avand o capacitate totala mai mare de 25000 tone deseuri, cu exceptia depozitelor de desuri inerte: SC SALUBRIS SA IASI- Depozitul de deseuri Țuțora, Jud. IASI.

Industria chimică

– Instalații pentru prelucrarea maselor plastice: SC MOLDOPLAST SA IAȘI; SC PLASTIMET SRL IAȘI; SC MOBIPLAST SRL DANCU;

– Instalații pentru producerea fibrelor poliesterice: SC GREEN FIBER SRL BUZĂU –Filiala IAȘI;

Servicii de alimentare cu apă și epurare ape uzate: SC APA VITAL SA IAȘI-

Servicii de reparații auto: SC CAREMIL IMPEX SRL IAȘI; SC SERVUNION SRL IAȘI; SC ATI MOTORS COMPANY SRL; SC BRAS SRL IAȘI; SC MEGA AUTO SRL IAȘI; SC RACEMI SRL IAȘI; SC SERVICE SCM SRL IAȘI; SC LIMAR SERVICE SRL IAȘI; SC REMESA SRL IAȘI;

Impactul transporturilor asupra calității aerului

În ultimele decenii numărul autovehiculelor înmatriculate în județul Iași a crescut simțitor și această tendință este în creștere. Impactul negativ al autovehiculelor asupra mediului se manifestă prin degajarea în atmosferă a unor cantități mari de poluanți gazoși. Activitățile de transport influențează negativ fauna, flora și in final omul. Conform Agenției Naționale de Protecție a Mediului transportul auto elimină în atmosferă până la 50% din cantitatea de hidrocarburi, fiind considerat principalul impurificator cu substanțe organice ale zonelor urbane. Se consideră că la nivelul Uniunii Europene, circa 28% din emisiile de gaze cu efect de seră sunt cauzate de transport, 84 % din acestea provenind din transportul rutier. Mai mult de 10% din emisiile de dioxid de carbon din traficul rutier din zonele urbane.

CAPITOLUL V. ÎNCADRARE TAXONOMICĂ ȘI CARACTERIZARE MORFO ANATOMICĂ ȘI ECOLOGICĂ A SPECIILOR LEMNOASE ORNAMENTALE LUATE ÎN STUDIU

Speciile de plante lemnoase ornamentale luate în studiul de față au fost reprezentate de

Aesculus hippocastanum L.

Populus x canadensis Moench.

Tilia tomentosa Moench.

5.1. Aesculus hippocastanum L.

Specia Aesculus hippocastanum L. se încadrează în:

Încrengătura Magnoliophyta

Clasa Magnoliatae (Dicotiledonate)

Subclasa Rosidae

Ord. Sapindales (Acerales)

Familia Hippocastanaceae

Ordinul Sapindales (Acerales)

Plantele încadrate în acest ordin au o poziție sistematică controversată. După Wettstein se înrudesc cu geranielele, cu care seamană după structura florii. Unii autori sunt de părere că aceste plante sunt înrudite cu rosalele sau cu ranalele. Sunt plante predominant lemnoase, mai rar ierbacee. Au frunze simple sau compuse, cu așezare alternă sau glande nectarifere. În structura florii este frecventă pentameria; uneori prin reproducere devin tetramere. Staminele sunt în număr dublu față de petale, dar se pot reduce. Gineceul este format din 5-3 carpele, unite sau libere, cu ovarul superior. Corola prezintă petale libere, mai rar unite; alteori, prin reducere, floarea devine unisexuată. Un caracter remarcabil al ordinului este prezența substanțelor aromatice, uleiuri terpenice, rășini și balsamuri în frunze, flori și fructe.

Familia Hippocastanaceae

Cuprinde plante lemnoase cu frunze opuse, palmat-compuse și florile bisexuate, zigomorfe, grupate în panicule mari. Corola are petale inegale. Staminele sunt liber, iar gineceul format din 3 carpele concrescute. Fructul este o capsulă mare cu pereții groși și moi, deschizându-se prin 3 valve. Semințele sunt mari, lipsite de endosperm, iar cotiledoanele cărnoase sunt bogate în rezerve amilacee.

Genul Hippocastanum L.

Genul cuprinde peste 25 de specii lemnoase din Europa, Asia, America de Nord, cu muguri mari și vâscoși, frunze palmat compuse, flori zigomorfe, cu caliciu campanulat sau tubulos și grupate în panicule, iar fructul este o capsulă netedă sau acoperita cu ghimpi.

Aesculus hippocastanum L. (Fig. 2)

Este un arbore exotic înalt de aprox. 20 m. Este originar din Asia Mică, munții Balcani, la noi fiind introdus doar în scop ornamental.

Tulpina este scurtă, groasă, puternic ramificată, torsionată.

Scoarța cenușiu-închisă, cu ritidom timpuriu, negricios, ce se desprinde în placi.

Coroana globuloasă, deasă, cu ramuri groase. Lujeri groși, brun-deschiși, uneori spre vârf pubescenți.

Muguri opuși, mari, brun-roșcați, lipicioși, lucitori, cei terminali foarte mari (circa 2 cm).

Frunze palmat compuse, cu 5-7 foliole mari, sesile, obovate, cuneate, acuminate, crenat serate; pețiolul este lung de 15-20 cm.

Flori poligame, de circa 3 cm, pe tipul 5, grupate în panicule terminale erecte de pâna la 30 cm, cu petale albe pătate cu roșu; înfloreste în mai-iunie

Fig.2 Aesculus hippocastanum L: frunze, lujeri, muguri, flori, fructe (foto original)

Fructele sunt capsule cărnoase, globuloase, 3-5 cm, la exterior cu țepi mari, cu una, mai rar 2-3 semințe, de 1-3 cm, turtit sferice, brun-roșcate, cu o pată gălbuie (hil); se coc toamna, în septembrie-octombrie.

Specia prezintă o amplitudine ecologică largă: rezistentă la secetă, geruri, nepretențioasa fată de sol însă destul de sensibilă la poluare.

5.2 Populus x Canadensis Moench

Specia Populus x Canadensis (Populus euramericana) Moench se încadrează în:

Încrengătura Magnoliophyta

Clasa Magnoliatae (Dicotiledonate)

Subclasa Dilleniidae

Ord. Salicales

Familia Salicaceae

Ordinul Salicales

Cuprinde plante lemnoase, dioice. Florile unisexuate sunt grupate în amenți, lipsite de învelișuri florale, cu polenizare anemofilă sau entomofilă. După inflorescență și lipsa învelișurilor florale se apropie de monochlamidee (juglanaceae, fagale) dar prin alte caractere se îndepărtează (Morariu și Tudor, 1966). Grossheim, de exemplu, le-a clasificat între plantele foarte evoluate, cu ovar inferior, ca derivând din ranale.

Familia Salicaceae

Cuprinde arbori și arbuști răspândiți pe tot globul în cele mai variate conditii staționale. Din punct de vedere morfologic se caracterizează prin frunze simple, alterne, flori unisexuat dioice grupate în amenți, nude, prevăzute cu câte o bractee (scvamă), cu două sau mai multe stamine și ovar unilocular cu 2 stigmate. Fructul este o capsulă dehiscentă în 2-4 valve, iar semințele au smocuri de peri lungi argintii (egretate); fructifică de timpuriu, anual și abundent.

Genul Populus L.

Cuprinde circa 25 specii de arbori, în majoritate originari din emisfera nordică, America de Nord, Europa, Asia și nordul Africii. Lemnul acestora este moale și putrezește repede, lujerii au măduva pentagonal stelată, muguri alterni cu 3-5 solzi și frunze simple. Florile sunt dioice grupate în amenți: cele mascule cu numeroase stamine cu anterele roșii, iar cele femele cu 2-4 stigmate. Capsula se desface în 2-4 valve, semintele au smocuri de peri – egretate (“vata de plopi”); maturația are loc vara devreme, diseminația prin mai-iunie, iar germinația are loc la câteva ore sau zile de la împrăștiere. Puterea germinativă este mare, dar de scurtă durată.

Genul Populus este împărțit următoarele secții:

Secția Leuce Duby: P. alba, P. tremula, P. × canescens

Secția Aigeiros Duby: P. nigra, P. × euramericana etc.

Secția Tacamahaca Spach.: P. simonii

Secția Turanga Bge.: P. euphratica, P. pruinosa

Populus X canadensis ( Populus x euramericana) Moench (fig. 3)

Plopii euramericani sunt rezultați din hibridarea plopului negru European cu plopi negri americani (Populus deltoides, Populus angulata). Inițial hibridările s-au produs natural în zonele de contact. În general caracterele morfologice definitorii ale plopilor negri hibrizi sunt:

Sunt arbori de mari dimensiuni (40-50 m înălțime, 2 m în diametru), cu creșteri excepționale (pâna la 30-35 m3an/ha).

Lujerii sunt viguroși, obișnuit muchiați, glabri sau dispers păroși, cu cicatrici mari trilobate.

Fig.3 Populus x canadensis Moench: frunze, lujeri, muguri, flori masculine și feminine(foto original)

Muguri asemănători cu cei de la plopul negru, dar puțin mai mari.

Frunze cu forme și mărimi variabile, în general deltoide, pe margini ciliate în tinerețe, cu 1-2 glande roșiatice la baza limbului.

Plopii hibrizi sunt pretențioși față de condițiile staționale, preferând căldura estivală, cresc bine în general în zonele cu sezon lung de vegetație (câmpie, deal). Trebuie de precizat însă că, unii hibrizi s-au adaptat la condițiile montane.

Sunt arbori heliofili, cu fototropism accentuat, fiind rezistenți la inundațiile de până la 100 zile. Nu suporta apă stagnantă și nici aciditatea solului, sunt sensibili la uscăciune și la concentrația de săruri din sol.

Arborii vârstnici pot atinge până la 40-50 m înălțime și 2 m diametru.

Nu toți hibrizii sunt deosebit de productivi.

Lemnul, de culoare albicoasă, este ușor moale, omogen, folosit la obținerea celulozei, placajelor, cherestelei, PAL-ului, PFL-ului.

Covarietăți:

Populus x canadensis cv. Serotina (Populus nigra x Populus deltoides) de sex mascul, cu coroana piramidală;

Populus canadensis cv. Robusta (Populus nigra var. plantierensis x Populus angulata), de sex mascul, coroana îngustă, apoi largă;

Populus canadensis cv. Regenerata (Populus Serotina x Populus nigra), de sex femel, coroana piramidală;

Populus canadensis cv Marilandica (Populus Serotina x Populus nigra), sex femel, coroana foarte largă;

Populus canadensis cv. Eugenei (Populus nigra. cv. Italica x Populus regenerata), de sex mascul, coroana îngust-piramidală;

5.3 Tilia tomentosa Moench

Specia Tilia tomentosa Moench încadrează în:

Încrengătura Magnoliophyta

Clasa Magnoliatae (Dicotiledonate)

Subclasa Dilleniidae

Ord. Malvales

Familia Tiliaceae

Ordinul Malvales

Cuprinde plante lemnoase și ierbacee, cu frunze simple, cu margine dințată sau lobată, uneori întregi. Dintre caracterele anatomice sunt remarcabile fibrele elastice în liberul tulpinii și celulele mucilagigene, ce se află atât în frunze cât și în părțile florale.

Florile sunt bisexuate, cu simetrie radiară, cu dispoziție ciclică și pentamere. Învelișurile florale sunt diferențiate în caliciu și corolă, cu părțile componente libere. Staminele sunt dispuse în două cicluri, dar de obicei cel extern este transformat în staminodii sau este redus până la dispariție, iar cel intern se multiplică prin despicarea staminelor, astfel încât aparent ele sunt mult mai numeroase. Aceste stamine numeroase se grupează în mai multe fascicule concentrice sau într-o singură coroană în jurul pistilului. Gineceul este format din 3 carpele, dar numărul acestora se poate multiplica sau se poate reduce. Ovarul este superior și de regulă plurilocular. Fructul de obicei este o capsulă.

Familia Tiliaceae

Tiliaceele sunt plante lemnoase, arbori și arbuști, mai rar plante ierbacee, cu răspândire mai ales în ținuturile tropicale. Din cele vre-o 400 de specii, unele se află în ținuturile temperate.

Tulpina are liberul stratificat și între strate se află fibre elastice de sclerenchim. Frunzele și florile sunt bogate în celule cu mucilagii. Frunzele sunt simple, pețiolate, cu nervațiunea penată, dispuse pe ramuri distih și însoțite de stipele caduce.

Florile sunt bisexuate și pentamere, grupate în inflorescență cimoasă, al cărei ax principal este concrescut cu o bractee membranoasă, alungită ca o limba. Aceasta servește mai târziu la răspândirea fructelor. Fiecare floare constă în 5 sepale mici, albe-gălbui și 5 petale asemănătoare, toate libere între ele. Androceul este format dintr-un număr mare de stamine, dispuse în două cicluri și grupate în 5 sau 10 fascicule, unite la bază. Fiecare fascicul de stamine provine dintr-o singură stamină, care s-a despicat (dedublat). Uneori, ciclul extern de stamine devine staminodeal, adică formează organe lățite asemănătoare petalelor (paracorolă). Gineceul este format din 5 carpele, unite într-un ovar superior cu 5 loji, fiecare din ele cu câte 2 ovule așezate axilar. Dintre cele 10 ovule, numai unul se dezvoltă și formează sămânța, astfel încât frutul este o nuculă cu o singură sămânță. Polenizarea este entomofilă.

Genul Tilia L.

Genul cuprinde circa 50 de specii din emisfera nordică. Scoarța este mult timp netedă, lujerii geniculați, frunzele simple și florile hermafrodite, cu 5 sepale, 5 petale libere, uneori cu 5-10 staminodii petaloide și numeroase stamine. Florile sunt grupate în cime pedunculate, iar inflorescența este prevazută cu o bractee liguliformă. Fructul este o achena globuloasă, cu 1-3 semințe.

Tilia tomentosa Moench (Fig. 4)

Este un arbore indigen cu înălțimi de până la 30 m și diametre de 1 m.

Scoarța este cenușie, mult timp netedă, la bătrânețe formând un ritidom subțire, superficial brăzdat; liberul este bine dezvoltat.

Coroana foarte deasă, umbroasă, cu un colorit argintiu.

Lujeri verzi cenușii, tomentoși, cu peri stelați.

Muguri alterni, ovoizi, cu 2 solzi aproape egali.

Frunze cordiforme, de 7-13 cm, pe dos cenușii-argintii-tomentoase, cu peri stelați; de asemenea, pețiolul este stelat-tomentos.

Flori hermafrodite, grupate câte 5-10 în pleiocazii pendente cu 50-80 stamine și 5-11 staminodii petaloide; bracteea inflorescenței este sesilă, liguliformă. Fructele sunt achene mai mari, stelat-tomentoase, tari, lemnoase, cu 5 coaste puțin evidente.

Fig. 4 Tilia tomentosa Moench: frunze, lujeri, flori, fructe (foto original)

Drajonează și lăstărește puternic, fapt ce îi conferă putere invadantă, ceea ce duce câteodată la derivarea arboretelor (transformarea arboretelor în teișuri pure).

Arealul general al teiului argintiu este cantonat în Balcani și Asia Mică.

La noi este abundent în zona de deal și câmpie, asociat cu stejarii xero-termofili; în estul Moldovei (ex. padurea Bârnova) intră în arboretele de fag, fag cu gorun. Tot abundent este și în silvostepa de nord a Moldovei, în nord-vestul Olteniei, iar în Dobrogea formează pe alocuri teișuri pure destul de întinse.

Teiul argintiu este specie termofilă, exigentă fața de sol. Suporta o oarecare uscăciune și compactizare a solului, motiv pentru care se întâlneste cu gârnița sau stejarul pufos. Evită solurile foarte compacte, pseudogleizate, precum si cele expuse inundațiilor.

CAPITOLUL VI. EFECTE NOCIVE ALE POLUANȚILOR ATMOSFERICI ASUPRA APARATULUI FOLIAR LA SPECII LEMNOASE

Efectele poluanților atmosferici asupra plantelor constau in producerea de leziuni celulare și tisulare, tulburări metabolice și de creștere, uscarea în întregime a plantelor, dispariția unor specii, devierea lanțurilor trofice în ecosisteme, destabilizarea ecosistemelor și degradarea solurilor.

Vegetația, producătorul primar de substanțe organice și captatorul universal de energie cosmică, este prima victimă a poluării. Acțiunea directă a amestecului de gaze din atmosferă asupra plantelor începe din momentul contactului și absorbției lui de către organele aeriene. Organele asimilatoare, care au o mare suprafață de schimb cu atmosfera înconjurătoare, absorb și precipită din aer cea mai mare cantitate de amestec atmosferic și, corespunzător, se modifică mai mult decât alte organe, de aceea toxicitatea polulanților atmosferici pentru plante se determină, înainte de toate, după acțiunea lor asupra aparatului foliar.

Substanțele toxice ce pătund în țesuturile protectoare și interne ale frunzelor și lăstarilor tineri, pentru început, afectează slab sau estompat funcția și structura. Numai după acumularea substanțelor toxice în celule peste un anumit nivel, apar modificări patologice ireversibile, datorită vătămării procesului de schimb de substanță și energie la diferite nivele: molecular, infrastructural, celular, tisular, la nivelul organelor și al întregului organism (Ionescu, 1973).

Independent de chimism, toxicitatea și localizarea substanțelor absorbite de către organele vegetale din aer, și care au început să manifeste modificări patologice, se extind în tot organismul plantei, nu acționează izolat (Apostol și Călugăr, 1972).

Cunoașterea etiologiei procesului patologic provocat de poluanți se face prin metode destul de laborioase. În condiții naturale, asupra plantelor acționează un amestec de gaze și aerosoli de compoziție diferită și nu întotdeauna în totalitate cunoscută din punct de vedere chimic. In laboratoare se studiază mai adesea acțiunea asupra plantelor a unuia dintre gaze , care predomină în amestec, și mai rar a amestecului format din două sau mai multe gaze.

Pătrunderea și migrarea substanțelor toxice în plantă depind de:

a. vîrsta organului

b. factorii mediului înconjurător

c. barierele de apărare ale frunzei

a. Organele tinere absorb mai repede noxele, iar unele gaze au acțiune diferită asupra aparatului stomatic:

– ozonul determină deschiderea stomatelor

– substanțele sulfuroase împiedică mișcarea de închidere-deschidere a stomatelor

– fitotoxinele determină deschiderea osmopasivă a stomatelor

Gazele toxice absorbite determină inhibarea activității unor sisteme enzimatice și a sintezei ATP, a cărui energie este utilizată în mișcarea celulelor stomatice, astfel aparatul stomatic își pierde capacitatea de a regla pătrunderea noxelor în interiorul frunzei.

b. La umiditate atmosferică mare, frunzele absorb mai puternic noxele toxice frunzele sunt mai rezistente la poluanți în condițiile deficitului hidric și când transpirația este limitată. La lumină, frunzele tinere absorb mai repede ionii de clor decât la întuneric. Concentrația unor poluanți în soluție gazoasă, de exemplu, fluorul, influențează absorbția acestuia de căre frunze, iar timpul de absorbție influențează gradul de acumulare a fluorului în frunze (Bovary, 1968).

c. Aparatul protector al frunzei include stratul de ceară și de cutină, care acoperă epiderma, aparatul stomatic și pereții celulari. Afectarea acestora determină creșterea acumulării substanțelor toxice în frunză. Țesuturile protectoare ale frunzelor închise pot îndeplini rol apărător, împiedicând pătrunderea diferitelor substanțe toxice dizolvate în apă, în țesuturile interne.

6.1 Modificări morfologice

Poluanții atmosferici care ating suprafața plantelor pot fi de natură gazoasă sau corpusculară (particule de praf în suspensie, de lichid, semigrele).

Praful și particulele mici, de natură diferită, care cad pe suprafața plantei pot fi chimic inerte (particule de sol, SiO2, funingine) și chimic active (praf de ciment, îngrășăminte, (NH4)2SO4, H2SO4, oxizi ai metalelor), acestea din urmă modificând gradul de înmuiere, permeabilitatea și însușirile de reflectare ale suprafeței plantei, influențând procesul de schimburi gazoase și transpirația. Aerosolii de H2SO4 și HNO3 determină apariția pe frunze a unor mici zone necrotice, influențând ulterior celulele ce înconjoară aceste zone. Praful de ciment, cu însușiri alcaline, este capabil să provoace hidroliza cuticulei, determinînd creșterea permeabilității suprafeței foliare (Popescu și Sanda, 1972). Particulele netransparente micșorează cantitatea de lumină accesibilă pentru fotosinteză, influențând totodată și compoziția florei epifite, modificând pH-ul pe suprafața frunzei, determinând asupra acestei flore o acțiune toxică nemijlocită (Crăciun și Kolozavri, 1969).

SO2 provoacă lezarea celulelor palisadice, leziuni ale stomatelor, pete necrotice ale părții superioare a frunzelor, prin dizolvarea acestui gaz în picăturile de apă. Necrozarea este totdeauna internervurală, însoțiță de decolorări și apariția unor pete de culoare brună, după specie (Bovary, 1968). SO2-ul atacă, în general, frunzele mature, fără să aibă un efect generalizat; nu provoacă moartea copacilor, arbuștilor sau a viilor, nici chiar după mai multe defolieri într-un anotimp, dar se constată o slăbire a potențialului plantelor; plantele tinere sunt mai puternic afectate; fitotoxicitatea SO2 este proporțională cu gradul, de higroscopicitate a atmosferei; posibilitatea de pătrundere prin stomate este de 4-5 ori mai ridicată ziua decît noaptea (Cormis, 1969).

La gimnosperme, sub acțiunea SO2 apar decolorări la extremitatea aparatului foliar, țesuturile necrozate rămân net separate de cele viabile; uneori, benzile apar transversal, spre vârf, iar arsurile sunt corelate cu sensibilitatea speciei și ele apar numai la extremitatea aparatului foliar, de preferință pe elementele formate în primul an (Solberg și Adams, 1956). Dintre conifere cea mai sensibilă este larița, urmată de pin și brad. La angiospermele dicotiledonate, SO2 determină apariția petelor clorotice între nervurile secundare. Dintre acestea, la foioase, apar pete albicioase sau ușor gălbui spre margini, între nervuri sau uneori pe toată frunza.

Pe frunzele unor arbori apar pete necrotice între nervuri, sensibilitatea cea mai mare o prezintă plopul, fagul, stejarul.

Fluorul (F) este mai toxic de 10-1000 de ori decât SO2. Primele simptome toxice apar odată cu ivirea unor zone tulburi, spălăcite și flasce pe suprafața flunzei, urmate de necroza acestora care începe și progresează perpendicular pe nervuri. La frunzele cu nervuri paralele, necrozarea începe din zona apicală, într-un front unic spre pețiol. La frunzele cu nervuri ramificate, necrozarea începe de la periferie spre centru, ca un front curbat (ovat, hemisferoidal sau parabolic). Niciodată necroza pricinuită de fluor nu începe prin pete intrenervurale, ci se dezvoltă în mod regulat și continuu, fără evitarea nervurilor. Între partea necrozată a frunzei și cea neatacată este marcat frontul de atac printr-o zonă de culoare brun-roașiatică (Solberg și Adams, 1956).

Dintre angiospermele dicotiledonate, speciile din familia Salicaceae afectate de fluor și compuși ai acestuia, prezintă partea apicală și marginală a limbului necrozate, țesuturile restrînse și frunza înrulată în jurul nervurii principale (Solberg și Adams, 1956). Intr-o fază ulterioară, frunzele lăstarilor de pe partea superioară a coroanei cad, total sau parțial.

Smogul fotochimic (ceața oxidantă) conține ozon (90%), oxizi de azot (NOx) nitriți, nitrați, H2O2, radicali liberi, hidrocarburi, peroxizi ai unor compuși organici, acroleină. Frecvent întâlnit în zona industrială din: Japonia; SUA, Anglia, Franța smogul determină apariția unor pete de culoare argintie sau bronzată pe frunze, decolorarea celulelor palisadice situate pe partea superioară a frunzelor.

Fenomenul ploii acide determină aplecarea ramurilor arborilor, apariția petelor galbene apoi maronii pe frunze, simptome ce caracterizează așa-numitul sindrom al pădurii muribunde (Waldsterben). Precipitația acidă, de pe coroana celor mai înalți copaci ai pădurii, se scurge spre sol, afectează sistemul radicular și, în cele din urmă, neutralizează elementele nutritive de bază (Milescu, 1986). Odată pusă pe frunze, ploaia acidă blochează funcționarea stomatelor. Fotosinteza este perturbată și, în urma unor schimburi subtile în chimia arborelui, se produce decolorarea și îmbătrânirea prematură.

Dintre cei mai importanți poluanți gazoși toxici pentru plantele cultivate, dar și pentru cele spontane, fac parte SO2, O3, NOx și hidrocarburile.

Plantele absorb ușor prin stomate gazele dizolvate în apă, cum ar fi SO2 și NO. Totuși cea mai mare parte a lor se absoarbe la nivelul suprafeței plantei, îndeosebi prin înmuiere.

Diagnosticul leziunilor provocate la plante de SO2, floruri, substanțe oxidante și etilen, este dat de următoarele simptome:

– cloroză: decolorarea, culoarea palidă, gălbuie

– pătare: pete de dimensiuni variabile, arsură pe dosul sau fața frunzei sau pe margini

– halouri concentrice de la marginea frunzei spre interior

După aspectul coloristic care se instalează pe frunze, se poate deduce agentul poluant responsabil (Ionescu, 1973):

– galben deschis indică SO2

– galben brun cu halouri în jurul leziunilor semnalate indică prezența fluorului

– galben-argintiu spre bronz indică ozon și agenți oxidanți,

Efectele nocive ale poluanților atmosferici asupra plantelor diferă în funcție de natura toxicității, doza toxicității, perioada de vegetație, specia afectată și pot provoca leziuni foliare, daune stomatelor, senescența prematură, reduc activitatea fotosintetică, perturbă permeabilitatea membranei reducând astfel creșterea și dezvoltarea normală (Tiwari et al., 2006). Reducerea suprafeței foliare și a numărului de frunze poate fi din cauza ratei de productivitate foliară și a senescenței timpurii induse de poluanți. Reducerea suprafeței foliare duce la reducerea suprafeței fotosintetizatoare și la scăderea fotosintezei (Tiwari et al., 2006).

Dineva (2004) și Tiwari și colab. (2006) au înregistrat reducerea suprafeței foliare și lungimea petiolului în condiții de stres datorat poluării. Cercetările anterioare au raportat o reducere semnificativă ale acestor parametri (Jahan și Iqbal, 1992). Studii efectuate pe specia Platanus acerifolia au arătat modificări în suprafața foliară și în mărimea pețiolului din cauza noxelor atmosferice. Reducerea semnificativă în lungime a pețiolului și reducerea suprafeței foliare s-a observat de asemeni la specia Guaiacum officinale în condiții de poluare provocată artificial. S-a mai observat reducerea suprafeței foliare la cinci specii de arbori din apropierea zonelor poluate cu pulberi solide și SO2 (Jahan și Iqbal, 1988). Efecte semnificative ale gazelor de evacuare ale automobilelor asupra fenologiei, morfologiei și productivității speciilor de arbori de pe marginea drumului au fost semnalate de Bhatti și Iqbal în 1988. Diminuarea suprafeței foliare datorată stresului noxelor se poate datora totodată și scăderii cantității de apă din frunze (Hale și colab., 1987).

Scăderea suprafeței foliare s-a constatat de asemenea și la Albizia lebbeck ca urmare a poluării atmosferice (Seyyednejad și colab., 2009). Mai mult decât atât, studiul pe frunze de Callistemon citrinus cultivat în regiunea industrială confirmă faptul că lungimea, lățimea și suprafața foliară au scăzut (Seyyednejad și colab., 2009). Efectul poluării industriale aspra morfologiei foliare la Prosopis juliflora a fost confirmat în urma unor sudii întreprinse în zone industriale (Koochak și Seyyed, 2010). Cassia siamea este o specie care crește în două zone distincte (poluate și nepoluate) ale orașului Agra și de aceea prezintă diferențe semnificative în ceea ce privește fenologia înfloririi și morfologia florală (Chauhan și colab., 2004). Cercetatorii au aratat ca stimularea fotosintezei prin cantități ridicate de CO2 a fost anulată de suprafața foliară redusă (Noormets și colab., 2001). Urmele cele mai vizibile ale poluării atmosferice sunt clorozele și necrozele (Heath, 1980). Clorozele și necrozele scot din activitate porțiuni importante fotosintetic, împiedică respirația și transpirația ducând astfel la o scădere a intensității acestora. În condiții de poluare prelungită are loc o îmbătrânire precoce a aparatului foliar.

După aspectul coloristic al frunzelor se poate deduce agentul poluant și anume: culoare galben-deschis indică dioxidul de sulf, culoarea glaben-brun cu halouri în jurul leziunilor semnalează prezența fluorului, iar culoarea galben-argintiu spre bronz este caracteristică pentru poluarea cu ozon (Ionescu și colab., 1973).

6.2 Modificări histologice

Studiile histo-anatomice și investigațiile privind modificările ce se produc în corpul plantelor sub efectul aerului poluat sunt numeroase. Reacția de răspuns a diferitelor specii la noxe este puternic legată de caracteristicile structurale și funcționale ale aparatului foliar.

Modificările histologice ale aparatului foliar al plantei sunt, în majoritatea cazurilor, consecința directă a tulburărilor fiziologice care au loc în zonele de absorbție sau de concentrație a fitotoxinelor atmosferice. Succesiunea apariției tulburărilor structurale în țesuturile foliare nu reflectă totdeauna calea de pătrundere a gazelor toxice dar arată întotdeauna locul de acumulare a lor.

Majoritatea cercetărilor relevă faptul că în condiții de fumigarea artificială, se observă următoarea succesiune în ceea ce privește apariția modificărilor stucturale: inițial, în parenchimul lacunos, apoi în epiderma inferioară, în parenchimul palisadic și în fine în epiderma superioară și vasele de xilem

În condiții naturale, compoziția chimică, concentrația și durata pătrunderii noxelor din aer în frunze sunt destul de schimbătoare și întinse în timp. Datorită acestui fapt, succesiunea tulburărilor structurale ale țesuturilor ce alcătuiesc limbul foliar ar putea fi: cuticula, celulele epidermice și stomatele, parenchimul lacunos, floemul, parenchimul palisadic, xilemul.

Zona de afectare a celulelor cu fitotoxine se extinde de la epderma inferioară și parenchimul lacunos spre stratul inferior și apoi spre cel superior al parenchimului palisadic, și, în final, spre epiderma superioară (Solberg, Adams, 1956).

Toate aceste manifestări în deteriorarea structurii sunt caracteristice frunzelor heterofaciale cu stomate adesea doar în epiderma inferioară. La frunzele izofaciale sau cele amfistomatice (de exemplu, la multe conifere), zona de afectare a celulelor se extinde de la celulele superficiale spre cele mijlocii. Pe măsura creșterii numărului de celule cu structrură dereglată, are loc o vizibilă scădere a grosimii limbului foliar în totalitatea sa. Cele mai profunde modificări din grosimea limbului foliar au loc când sunt afectate mai ales celulele palisadice, alungite, perpendicular pe epidermă (Solberg și Adams, 1956).

Unele studii au demonstrat că cele mai rezistente la acțiunea vătămătoare a noxelor sunt celulele care se învecinează cu vasele conducătoare, situate mai ales în partea mijlocie a limbului foliar, datorită refluxului rapid al substanțelor toxice din ele în xilem sau floem și a aprovizionării mai bune a lor cu substanțe minerale. Acumularea noxelor în vasele de xilem determină obturarea acestora prin formarea în ele a tilelor și astuparea cu caloză a plăcilor ciuruite din floem (Solberg și Adams, 1956).

La frunzele profund afectate de noxe, de culoare brună la exterior, celulele sunt puternic deformate, brunificate, cloroplastele și nucleii celulelor din mezofil sunt distruse, iar vasele de xilem sunt pline cu o substanță brun-închisă. În porțiunile încă verzi ale frunzelor bolnave, pereții celulari mai păstrează culoarea verde-deschis sau galben-cenușie, dar cloroplastele sunt în mare parte veziculate sau distruse, nucleii sunt granulari și deformați. Din cauza deshidratării, citoplasma celulelor endodermice se concentrează sub formă de aglutinări în apropierea pereților celulari. (Solberg și Adams, 1956).

Diverse cercetări privind acțiunea nocivă a poluanților au evidențiat o serie modificări histologice și anatomice la diferite specii lemnoase. Efectele poluanților rezultați în urma traficului intens asupra aparatului foliar al speciei Cassia siamea au fost: reducerea în grosimie a frunzelor, reducerea in dimensiune a celulelor lemnoase și celulelor liberiene și reducerea numărului de celule palisadice pe unitatea de suprafață (Pretti, 2001). Wagoner (1975) a observat o serie de variații a morfologiei cuticulare pe frunzele unor plante colectate din zonele poluate și non-poluate. Deasemenea a remarcat faptul că frecvența stomatelor pe suprafața superioară a frunzelor din zonele poluate a fost mai mare decât cea a zonelor non-poluate. În mod similar, densitatea trichomilor și lungimea acestora au fost corelate cu gradul de poluare a mediului.

Studiile de microscopie electronică interprinse de Godzik și Sassen (1978) pe suprafața foliară la Aesculus hippocastanum au arătat mici cute prezente în pereții exteriori ai celulelor epidermice ale frunzelor nepoluate, dar care au fost absente în frunzele provenite din zone poluate. În același timp a constatat prezența unui număr mai mare de stomate pe frunzele normale față de numărul acestora pe fruze poluate. Un studiu comparativ al morfologiei epidermelor efectuat pe indivizi de Psidium guajava colectați din zone lipsite de poluare și zone poluate de o fabrică de ciment a arătat o densitate mai mare de stomate și trichomi pe unitate de suprafață la indivizii situați în aria fabricii. În mod similar s-a constatat și faptul că celule epidermice aveau dimensiuni mai reduse (Yunus și Ahmad, 1979).

Kulshreshtha, 1980 a efectuat o serie de observații pe frunzele speciei Jasminum sambac cu privire la caracteristicile epidermice foliare și a scos în evidentă creșterea celulelor epidermice, stomatelor și frecvența trichomilor la indivizii situați în zonele poluate. Aceste modificări epidermice ar putea fi un indicator al gradului de poluare a mediului și ar putea, prin urmare, să fie utilizate ca bio-indicatori ai poluării a aerului Cercetări efectuate pe frunzele de Ipomoea fistulosa colectate din mediul poluat din Churk și Renukoot au arătat în mod similar un număr crescut al stomatelor, trihomilor si și celule epidermice mai mici în comparație cu indivizi sănătoși colectați dim medii lipsite de poluare (Yunus și colab., 1982). Franceschi și Nakata, 2005 au arătat un rol deosebit al cristalelor de oxalat de calciu în detoxifierea plantelor de poluanți. O serie de studii interprinse de Fayza și colab. în 2013 pe specii de Corchorus olituros și Malva parviflora demonstrează că adăugarea unui plus de metale grele în mediul de cultură a scăzut numărul cristalelor de oxalate de calciu.

Studii efectuate pe mai multe specii lemnoase de angiosperme și gimnosperme situate în zone poluate de combinate petrochimice sau de azbociment și lianți efectuate de Ivanescu și Toma (1999) au evidențiat, depozite groase, aderente, de funingine sau var și ciment care obturează camerele suprastomatice uneori și substomatice la Pinus nigra, Pinus sylvestris, absența stomatelor la Pinus sylvestris, discontinuități la nivelul ambelor epiderme și formarea de denivelări la Tuja occidentalis, celule epidermice cu lumen relativ larg sau lumen cu tannin la Pinus nigra. În cazul speciilor de angiosperme investgate s-au constatat o serie de abateri de la structura normală cum ar fi: deșirarea și exfolierea epidermei în anumite porțiuni la Acer negundo, Prunus domestica, Populus tremula, Rosa canina, celule de mărime diferită, pe alocuri aplatizate, cu pereții foarte îngroșați, stomate cu structură incompletă la Aesculus hippocastanum, epidermă superioară cu celule puternic alungite tangențial, cu lumen în formă de fantă la Populus tremula, celule taninifere la Rosa canina, celule epidermice necrozate la Querqus robur sau suberificarea epidermei inferioare la Querqus petraea.

Cercetări similare au fost efectuate în cazul speciei Abies alba colectată din vecinătatea stației de transport a fabricii de ciment Tașca. S-au observat celule epidermice și stomate acoperite cu depozite solide și uneori celulele epidermei, ca și celulele stomatice pline de tanin (Gostin, 2010).

6.3 Modificări biochimice

Creșterea, dezvoltarea și supraviețuirea plantelor în condiții de stres, se poate asigura numai în condițiile existenței unei legături permanente dintre plante și factorii din mediul ambiant și a realizării unor reacții de răspuns adecvate (Burzo., 2014). Această problemă a suscitat un interes deosebit din partea specialiștilor, dar numai în ultimii ani s-au făcut pași mai importanți în această direcție. În acest sens pot fi citate lucrările de sinteză editate de Cherry (1994), Grillo și Leone (1996), Shinozaki și Yamaguchi-Shinozaki (1999), Cherry, Locy și Richter (2000), Wilkinson (2000), Krauss (2003), Scheel și Wastemack (2003), Sanita di Toppi și Pawlik- Skowronska (2003), Hirt și Shinozaki (2004), Jenks și Hasegawa (2005), Rai și Takabe (2006), Abelson și Simon (2007), Jenks și Wood (2007), Yang (2008), Baluska și Mancuso (2009), Hirt (2009), Rio și Pupo (2009), Pfannschmidt (2009), Munnik (2010), Pareek, Sopory și Bohnert (2010), Geisler și Venema (2011), Gupta (2011), Aroca (2012), Lushchak și Semchyshyn (2012), Kragler și Hiilskamp (2012), Shabala (2012), Vahdati și Leslie (2013).

6.3.1 Modificări ale conținutului de pigmenți

Stresul provocat de poluarea aerului duce la închiderea stomatelor, care reduce disponibilitatea CO2 –ului în frunze și inhibă fixarea de carbon. Rata fotosintetică netă este un indicator utilizat frecvent în studiul impactului poluanților atmosferici asupra speciilor lemnoase (Woo și colab., 2007). Plantele care sunt în mod constant expuse la poluanți de mediu absorb, acumulează și integrează acești poluanți în sistemele lor. Este raportat că, în funcție de nivelul lor de sensibilitate, plantele prezintă modificări vizibile care ar include modificarea proceselelor biochimice sau acumularea anumitor metaboliți (Agbaire și Esiefarienrhe, 2009).

Dacă dioxidul de sulf (SO2), oxizi de azot (NOx) și emisiile de CO2, precum și pulberile în suspensie sunt absorbiți de frunze pot cauza o reducere a concentrației pigmenților fotosintetici, (clorofile și carotenoizi), care în mod direct duc la scăderea productivității plantelor (Joshi și Swami, 2007).

O relație între densitatea traficului și activitatea fotosintetică, conductanța stomatală, conținutul total de clorofilă și gradul de senescență foliară a fost studiată de Honour și colab. în 2009. Unul dintre efectele cele mai frecvente ale poluării aerului este dispariția treptată a clorofilei și concomitent cu aceasta ingălbenirea frunzelor, care au ca și consecință reducerea fotosintezei (Joshi și Swami, 2007). Clorofila se găsește în cloroplastele plantelor verzi și este numit fotoreceptor. Clorofila este de fapt o familie de molecule conexe, desemnate ca și clorofila a, b, c și d. Clorofila a este cea care se găsește în toate celulele vegetale și, prin urmare, concentrația acesteia este de mare importanță in analiza pigmenților clorofilieni (Joshi și colab., 2007). Clorofila este fotoreceptor principal în fotosinteză, procesul în care dioxidul de carbon este "fixat" pentru a forma carbohidrați și oxigen. Când plantele sunt expuse la poluarea mediului peste limitele normale acceptabile fiziologic, fotosinteza este inactivată. Măsurarea clorofilei este un instrument important pentru a evalua efectele poluanților atmosferici asupra plantelor, deoarece joacă un rol important în metabolismul plantelor și orice reducere a conținutului de clorofilă corespunde în mod direct fenomenului de creștere a plantelor (Joshi și Swami, 2007). Clorofila este un indice al productivității plantelor. Când cantitatea unor anumiți poluanți crește conținutul de clorofilă scade (Agbaire și Esiefarienrhe, 2009). Modificări în concentrația pigmenților au fost, de asemenea determinate în frunzele a șase specii de arbori expuși la poluarea aerului din cauza emisiilor vehiculelor (Joshi și Swami, 2009).

Efectele de umbrire din cauza depunerilor de pulberi în suspensie pe suprafața frunzei ar putea fi responsabile pentru scăderea concentrației de clorofilă în zona poluată. În același timp acestea duc la blocarea stomatelor și astfel interferă cu schimbul gazos. O pierdere considerabilă în pigmenți clorofilieni din frunzele plantelor expuse la poluare susține argumentul că cloroplastul este locul principal al atacului noxelor atmosferice, cum ar fi SO2 și NOx. Mai multe cercetari au înregistrat reducerea conținutului de clorofilă în temeiul poluării aerului (Tiwari și colab., 2006;. Tripathi și Gautam, 2007; Joshi și Swami, 2007, 2009; Joshi și colab., 2009.). Contrar, unele cercetări au relevat creșterea conținutului de clorofilă ca urmare a poluarii aerului (Tripathi și Gautam, 2007). Autorii au constatat că Mangifera indica supusă la poluanți atmosferici a manifestat o creștere (12,8%), în conținutul de clorofilă. Agbaire și Esiefarienrhe (2009) într-un studiu au demonstrat că plantele din site-ul experimental conțin o cantitate mai mare de clorofilă comparativ cu martorii.

Creșterea conținutului de clorofila a, clorofila b și carotenoizi la Albizia lebbeck și Callistemon citrinus, a fost raportată de către Seyyednejad și colab., 2009. Studiile au demonstrat că acele cloroze de pe suprafața foliară sunt primul indicator al efectului fluorului asupra plantelor (Kendrickk și colab., 1956). Carotenoizii se găsesc de asemenea în țesuturile plantei și au rolul de protecție celulară împotriva acțiunii oxidative a radicaliilor liberi (Fleschin și colab., 2003). Plantele supuse fumigației cu O3 la concentrații progresive (80, 160 și 240 μ/m3) au manifestat o reducere semnificativă a conținutului de pigmenți clorofilieni și totodată, o scădere a fotosintezei nete (Chapla și Kamalakar, 2004).

Carotenoizii protejează organismele fotosintetice împotriva proceselor potențial dăunătoare fotooxidative și sunt componente esențiale structurale ale aparatului fotosintetic. Ei acționează ca pigmenți accesorii în plantele superioare fiind mult mai puțin eficienți în colectarea luminii dar protejează clorofila de distrugerile fotooxidative (Joshi și Swami, 2007). Joshi și Swami (2009) au determinat, de asemenea concentrația de carotenoizi în frunzele a șase specii de arbori expuse la emisii rezultate de la autovehicule. Ei au raportat reducerea în concentrație a carotenoizilor din frunzele poluate. Mai mulți cercetători au raportat un conținut redus de carotenoizi din cauza poluării aerului (Joshi și colab, 2009; Tripathi și Gautam, 2007; Tiwari și colab., 2006).

6.3.2 Stres oxidativ și sisteme antioxidante din plante

Cei mai mulți factori de stres din mediul înconjurător pot provoca apariția în exces a unor specii reactive de oxigen (ROS), în celulele plantelor ce au efecte citotoxice asupra tuturor organismelor (Pukacka și Pukacki, 2000). Există un număr mare de dovezi ce sugerează că plantele răspund prin diverse mecanisme antioxidante la stresul ambiental. Factorii de stress sunt numeroși: UV–B, apa, salinitatea ridicată, temperaturile extreme, hipoxia, nutrienți minerali deficitari, toxicitate datorată prezenței metalelor, ierbicidelor, fungicidelor, polunaților aerului, luminii și temperaturii (Hendry, 1994).

Oxigenul atmosferic a fost recunoscut de mai bine de 100 de ani ca agent responsabil pentru deteriorareea materialelor organice expuse la acțiunea aerului. Recent a fost descoperit rolul paralel al oxigenului, o moleculă esențială pentru multe forme de viață, ca agent toxic pentru țesuturile vii. Chiar și sub condițiile optime multe procese metabolice produc specii reactive de oxigen. Dintre cele patru specii majore de oxigen activ (O-2, H2O2, OH ,O2), H2O2 și OH sunt cele mai active, toxice și distructive (Hendry, 1994). Celulele fotosintetizante sunt predispuse la stressul oxidativ deoarece conțin o rețea de pigmenți fotosensibili care produc și consumă, în egală măsură oxigen (Hendry, 1994).

Blokhinaa și colab. (2003) au concluzionat că generarea speciilor active de oxigen (ROS) este caracteristică pentru hipoxie și, în special, pentru reoxigenare. Principalele componenete celulare susceptibile de a suferi daune provocate de radicali liberi sunt lipidele (peroxidarea acizilor grași din membrane), proteinele (denaturare), carbohidrați și acizi nucleici. Inducerea stressului oxidativ depinde de țesut și/sau specie, de proprietățile membranei sau de conținutul oxidant endogen și de abilitatea de a induce un răspuns în sistemul antioxidant (Blokhinaa și colab, 2003). Sistemele antioxidante sunt mase moleculare mici de antioxidanți (acid ascorbic, gluntation și tocoferolii), enzime care regenerează formele reduse ale antioxidanților și enzime care interacționează cu speciile reactive de oxigen (Gout și colab. 2001).

În țesuturile plantelor, mulți compuși fenolici sunt potențaili antioxidanți: flavonoide, precursori ai taninului și ligninei pot avea rol de evacuare a compușilor ROS. Atioxidanții lucrează ca o rețea de cooperare, angajând o serie de reacții redox. Sunt bine cunoscute interacțiile între acidul ascorbic și glutation, acidul ascorbic și compușii fenolici. Sub stresul provocat de privarea de oxigen au fost obținute o serie de rezultate contradictorii asupra statusului antioxidanților. Experimente efectuate asupra excesului producției de antioxidanți nu au avut întotdeauna ca rezultat creșterea apărării antioxidative și, prin urmare, creșterea capacității antioxidative nu este întotdeauna corelată în mod pozitiv cu un grad de protecție. Este posibilă ca diverși factori să afecteze eficacitatea protecției antioxidanților sub privarea de oxigen (Blokhinaa și colab, 2003).

Stresul oxidativ provocat de poluanții atmosferici

Poluanții atmosferici cum ar fi ozonul și dioxidul de sulf au fost implicați în formarea de radicali liberi și sunt considerați a fi unii dintre factorii majori care influențează declinul pădurilor (Mehlhorn, 1990). Ozonul provenit din degradarea fotochimică a oxizilor de azot pare a fi o amenințare pentru speciile forestiere. Mehlhorn și colab (1990) au sugerat că fitotoxicitatea ozonului este datoriată potențialului său de oxidare și formarea ulterioară a radicalilor liberi care induc reacții în lanț. Deși este mai puțin probabil ca ozonul să ajungă în cloroplast, acesta poate provoca peroxidarea lipidelor (Heck, 1983). În același timp s-a constat o perturbare a biosintezei proteice în urma tratamentului cu O3 la specia Picea abies (Godde, 1992).

Peiser și Yang (1985) au remarcat o degradare tisulară a aparatului foliar concomitent cu producerea de specii reactive de oxigen la Populus maximowizil trichocarpa ca urmare a expunerii la SO2. Prin fumigație cu SO2 s-a constata o schimbare a pH-ului citoplasmatic. Acidifierea citoplasmei s-a produs deoarece acest gaz reacționează cu apa pentru a forma acidul sulfuros care poate fi convertit la acid sulfuric (Laisk și colab., 1988; Veljovic-Jovanovic 1993). Acest proces de acidifiere citoplasmatică a dus la pierderea funcției fotosintetice cauzate de inhibarea activității enzimatice implicate în procesul fotosintetic (Convello și coab 1989). Navari – Izzo și colab. ( 1992) au raportat faptul că degradarea componentelor lipidice ale membranei este posibilă îndeosebi prin fenomneul de deesterificare, mai degrabă decât din cauza peroxidării cu SO2. Aceiași autorii susțin că nu există nici o dovada care să susțină că atacul radicalilor liberi asupra acizilor grași polinesaturați a avut loc la concentrații scăzute de poluanți.

Sisteme antioxidante din plante

Capacitatea plantelor superioare de a contracara efectele toxice ale oxigenului reactiv pare a fi un factor determinant al toleranței lor la stresul poluanților. Antioxidanții sunt prima linie de apărare împotriva radicalilor liberi și sunt răspunzători de menținerea sănătății optime a celulelor vegetale. În celulele plantelor, sistemele de detoxifiere a ROS se găsesc la nivelul unor organite celulare, cum sunt cloroplastul, mitocondria și peroxizomul. În condiții normale, metaboliți ai oxigenului, potențial toxici, sunt generați în cantități mici, și prin urmare există o echilibrare între producția și reducerea ROS.

Echilibrul dintre producția și reducerea de ROS poate fi perturbat de diverși factori, ducând la creșterea rapidă a nivelului ROS intracelular, ceea ce poate duce la daune oxidative lipidelor, proteinelor și acizilor nucleici. Pentru a evita daunele oxidative, plantele superioare își îmbunătățesc sistemul natural de apărare antioxidativă. Există mai multe enzime antioxidante, peptide și metaboliți implicați în absorbția și inactivarea speciilor de oxigen reactiv din plante iar creșterea valorii acestora sunt markeri ai stresului oxidativ (Tanaka, 1994).

Antioxidanți neenzimatici

Antioxidanții nonenzimatici includ principalele 2 tampoane celulare reducătoare: ascorbat (AsA) și glutation (γ-glutamyl-cysteinyl-glycine, GSH), dar și tocoferoli, carotenoizi și compuși polifenolici. Aceștia au capacitatea de a interacționa cu numeroase componente celulare și, pe lângă rolul lor de apărare și de cofactori enzimatici, acești antioxidanți influențează creșterea și dezvoltarea plantelor, prin acțiunea modulatoare a proceselor de la mitoză și alungirea celulei, până la îmbătrânire și moarte celulară.

Acidul ascorbic (AsA) este cel mai frecvent antioxidant cu greutate moleculară mică, care are un rol cheie în apărarea împotriva stresului oxidativ cauzat de creșterea nivelului de ROS. Acidul ascorbic este considerat un antioxidant foarte puternic datorită capacității sale de a dona electroni în multe reacții enzimatice și neenzimatice. Acidul ascorbic joacă un rol important în câteva procese fiziologice la plante, inclusiv în creștere, diferențiere și metabolism. Cea mai mare parte din acidul ascorbic, mai mult de 90%, este localizat în citoplasmă, dar spre deosebire de alți antioxidanți solubili, o mare parte este exportat către apoplast, unde este prezent în concentrații milimolare. Acidul ascorbic apoplastic este considerat prima redută de apărare împotriva oxidanților externi potențial nocivi.

Acidul ascorbic este un acid relativ tare (pKa=4, 17) ce poate trece cu ușurință din forma sa dienolică în forma dicetonică și invers: Potențialul redox al acidul ascorbic are o valoare situată între cea a potențialului piridinnucleotidelor și a citocromului c, fiind de același ordin de mărime cu potențialul redox al glutationului. Acest lucru a sugerat faptul că acidul ascorbic ar putea juca și un rol de transportor de hidrogen la nivel celular (Cojocaru și colab., 2007). În organismele vegetale, conversia acidului L-ascorbic în acid dehidroascorbic are loc sub acțiunea ascorbat-oxidazei, în timp ce la organismele animale această oxidare este realizată de sistemul citocromic deoarece ascorbat-oxidaza nu este prezentă în țesuturile animale. Reacția inversă se realizează sub acțiunea glutation-dehidrogenazei. Rolul biologic al acidul ascorbic constă, în primul rând, în cel de protecție antioxidantă, datorită proprietăților sale reducătoare și datorită capacității de a interacționa ușor cu radicalii oxigenați liberi (Cojocaru și colab., 2007).

Glutationul a fost descoperit la sfârșitul secolului XIX (Rey-Pailhade, 1888) și este o substanță foarte răspândită în natură. Întâlnindu-se în toate celulele vii, glutationul joacă un rol important în apărarea intracelulară împotriva daunelor oxidative datorate ROS. Datorită capacităților sale reducătoare, acesta intervine în diverse procese biologice, inclusiv creștere/diviziunea celulară, reglementarea transportului sulfatului, transducția de semnal, conjugare de metaboliți, reglementare enzimatică, sinteza unor proteine și acizi nucleici, sinteza de fitochelatine pentru chelarea metalelor, detoxificare xenobioticelor și expresia genelor care receptează stresul.

Activitatea biologică a glutationului este asigurată de prezența grupării sulfidril a restului de cisteină, grupare ce poate fi oxidată reversibil. Astfel glutationul redus (G-SH) poate fi oxidat sub acțiunea glutation-dehidrogenazei în prezența acidului dehidroascorbic. Această proprietate de a a se oxida reversibil face ca acesta să prezinte cofactorul unor oxidoreductaze (Cojocaru și colab., 2007). Glutationul este un antioxidant adaptabil care poate elimina direct speciile reactive de oxigen și participă la ciclul ascorbat glutation pentru îndepărtarea H2O2 în cloroplaste (Dalton, 1995). De asemenea glutationul este implicat în multe alte funcții ale plantelor, incluzând transportul și depozitarea sulfurilor, toleranța la stres și detoxifierea de metale grele (Noctor și colab., 1998). Glutationul reacționează de asemenea cu mulți alți oxidanți potențial dăunători intracelulari ca 1O2, O-2 și HO- (Tanak și colab.,1991).

Funcția glutationului ca antioxidant contra stresului oxidativ a fost intens studiată în ultimul timp. S-a demonstrat ca acesta elimină H2O2 citotoxic și reacționează non-enzimatic cu ale specii de oxigen reactiv: singletul de oxigen, radicalul superoxid și radicalul hidroxil (Larson, 1988). Rolul central al glutationului în apărarea antioxidantă este dat de abilitatea sa de a regenera alți antioxidanți solubili puternici, acidul ascorbic, via ciclului ascorbat-glutation (Foyer și colab., 1976; Noctor și colab., 1998)

Tocoferolii (α,β,γ și δ) reprezintă un grup de antioxidanți lipofilici implicați în detoxifierea radicalilor liberi de oxigen, radicalilor peroxil lipidici și a O2. α- tocoferolul cu cei trei metil substituenți ai săi, are cea mai mare activitate antioxidantă dintre tocoferoli. Tocoferolii sunt sintetizați doar de organisme fotosintetice și sunt prezenți doar în părțile verzi ale plantei (Delian, 2006). Tocoferolii protejează lipidele și alte componente ale membranei prin bariera fizică dar și reacționând chimic cu O2 în cloroplast, în acest fel protejând structura și funcționarea PSII. Tocoferolii sunt astfel o capcană eficientă pentru radicalii liberi. Acumularea de tocoferoli s-a dovedit a induce toleranță la frig, la deficit de apă și la salinitate la diferite specii de plante (Delian, 2006).

Carotenoizii – aparțin de asemenea grupului de antioxidanți lipofilici și au capacitatea de a detoxifica diferite forme de ROS. Sunt pigmenți organici ce se găsesc în cloroplastul și cromoplastul plantelor, dar și în alte organisme fotosintetizatoare ca algele, unele bacterii și unele ciuperci. La plante, carotenoizii absorb lumina în regiunea dintre 400-550 nm din spectrul vizibil și trec energia capturată către Chl. Ca antioxidant, ei neutralizează O2 pentru a preveni daunele oxidative și pentru a proteja aparatul fotosintetic (Delian, 2006). Carotenoizii pot fi și precursori ai moleculelor semnal care influențează dezvoltarea plantelor și răspunsul la stresul biotic și abiotic.

Compușii fenolici – sunt diverși metaboliți secundari (flavonoizi, taninuri, lignine etc) care posedă proprietăți antioxidante. Di Ferdinando și colab. (2012) consideră că unele dintre substanțele flavonoide au un rol antioxidant prin inhibarea formării și reducerea speciilor reactive de oxigen formate. Substanțele flavonoide se acumulează în cantitate mai mare în vacuolele celulelor epidermice, dar se găsesc în toate celulele atât în vacuole, cât și în mezofilul și cloroplastele acestora. Cei mai mulți agliconi flavonoidici au un puternic rol antioxidant precum și unii flavonoizi glicozilați așa cum sunt: quercetin-3-0-glicozid și luteolin-7-0-glicozid. Vasquez-Robinet și colab. (2008) au constatat că expresia maximă a genelor implicate în sinteza flavonelor (CHS și GST) a avut loc în perioada cu stres hidric maxim. Tattini și colab. (2006) au constatat intensificarea sintezei glicozizilor mircetinei și quercetinei în plantele de Myrtus communis expuse la condiții de stres iar Agati și colab. (2009) au precizat că în condițiile creșterii intensității radiațiilor luminoase de la 20 %, la 100 % intensitatea radiațiilor solare, crește de 7 ori concentrația de quercetin-3-0-rutiinozid din frunzele de Ligustrum vulgare.

S-au dovedit a depăși antioxidanți cunoscuți ca acidul ascorbic și α-tocoferolul în anumite teste în vitro datorită capacității foarte mari de a dona electroni sau atomi de hidrogen (Ferdinando și colab., 2012). Există de asemnea dovezi ale inducerii metabolice de fenoli de către plante ca răspuns la stresuri multiple.

Antioxidanți enzimatici

Componentele enzimatice ale sistemului de apărare antioxidativă sunt superoxid dismutaza (SOD), catalaza (CAT), peroxidaza (POX) și enzime ale ciclului acid ascorbic-glutation (AsA-GSH), ca: ascorbat peroxidaza (APX), monodehidroascorbat reductaza (MDHAR), dehidroascorbat reductaza (DHAR) și glutation reductaza (GR). Aceste enzime funcționează în diferite compartimente subcelulare și răspund corespunzător atunci când celulele sunt expuse la stres oxidativ.

Superoxid dismutazele. Familia superoxid dizmutazelor este formată din metaloproteine ce catalizează reacția de dismutație a radicalilor superoxidici (Cojocaru și colab., 2007). Toate tipurile de enzime din familia superoxid dizmutazelor induc răspunsuri protectoare. Evacuarea O2 este realizată printr-un upstream enzimatic, aceste enzime catalizând dismutarea superoxidului la H2O2. Această reacție are o rată de 10.000 de ori mai rapidă decât dismutația spontană.

Enzima este prezentă în toate organismele aerobice și în toate compartimentele subcelulare susceptibile la stressul oxidativ. Recent, un nou tip de superozid dismutaza cu Ni în centrul activ a fost descrisă în Streptomyces (Kim și colab., 1996). Aceste izoenzime diferă ca senzitivitate la H2O2 (Bannister și colab., 1987). Toate cele trei enzime sunt codate nuclear și s-a arătat că genele superoxid dismutazelor sunt sensibile la factorii de stres din mediu. Investigarea activității superoxid dismutazelor în diferite specii de plante sub hipoxie și/sau poluare au arătat rezultate contradictorii. Observarea activității superoxid dismutazelor în diferite specii de plante sub condiții severe de stress (secetă, salinitate și temperatură ridicată/scăzută, poluare) sugerează că diferite mecanisme pot fi implicate în răspunsul la stresul oxidativ (Monk și colab., 1989).

Abilitatea plantelor de a reacționa la stresul oxidativ se bazează numai parțial pe inducerea activității superoxid dismutazelor. Diversificarea căilor de formare a speciior reactive de oxigen și compartimentarea proceselor oxidative face posibilă ipoteza ca în diferite specii de plante și țesuturi să existe mecanisme suplimentare implicare în protecția împotriva stressului oxidativ (Monk și colab., 1989).

Exista două tipuri de enzime, o Mn SOD prezentă în mitocondrie și o CuZnSOD ce se găsește în citosol, lizozomi, peroxizomi, nucleu și spațiul intermembranar mitocondrial. FeSOD nu s-au identificat în țesuturile animale, ci doar la unele plante superioare, bacterii și alge. Activitatea superoxid dismutazei mitocondriale reprezintă pană la 60% din activiatea tisulară totala (Bray și colab., 1974). Concentrațiile enzimei tind să fie foarte mari datorită înaltei reactivități a radicalilor superoxid.

Cu/Zn superoxid dismutazele sunt prezente în toate celulele eucariote. Ele sunt formate din două subunități proteice, fiecare dintre ele conținând în centrul catalitic activ un ion de cupru și unul de zinc. Ionii de zinc participă la reacțiile:

Enzima-Cu2+ + O2- Enzima – Cu+ + O2

Enzima –Cu+ + O2- + 2H+ Enzima-Cu2+ + H2O2

2 O2- + 2H+ H2O2 + O2

MnSOD superoxid dismutazele sunt prezente atât la animale cât și la plante și la bacterii. În majoritatea țesuturilor animale ea este prezentă exclusiv în mitocondrie. Eliminarea ionului de mangan din centrul catalitic activ al enzimei ar duce la pierderea activitatii enzimatice. SOD acționează nu numai prin eliminarea excesului de radical superoxid, ci poate îndepărta și oxigenul singlet, deci, indirect, peroxidarea lipidică. SOD este o enzima inductibilă, efectul inductiv al O2- asupra sintezei acesteia fiind demonstrat la bacterii anaerobe și facultativ aerobe.

La plante s-au găsit 3 izoenzime ale SOD : Cu/Zn-SOD, Mn-SOD, și Fe-SOD.(176,177). MnSOD se găsește în mitocondrie, în timp ce FeSOD este localizat în cloroplast. Cu/Zn-SOD este prezent în trei izoforme, care pot fi găsite în citosol, cloroplast, peroxizom și mitocondrie. Activitatea SOD s-a observat a fi în creștere în plantele expuse la diferite forme de stres, incluzând seceta și toxicitate metalică. De asemenea creșterea activității SOD poate fi corelată cu creșterea toleranței plantelor la stresul biotic și abiotic.

Catalazele sunt enzime foarte larg raspândite în natură, activitatea catalazică fiind prezentă în toate microorganismele aerobe, în celulele plantelor și animalelor. Cel mai des studiată a fost catalaza din drojdie (Seah, 1973) și catalaza din țesuturile animale (Masters, 1982). În celulă enzima este localizată aproape exclusiv în peroxizomii majorității celulelor și are capacitatea de a reduce nivelul peroxidului de hidrogen. Peroxidul de hidrogen este cea mai stabilă dintre toate speciile active ale oxigenului, fiind un oxidant nucleofilic foarte puternic. Este răspunzător pentru inhibarea enzimelor din ciclul Calvin. Catalaza se găsește alaturi de alte 2 enzime (fumaraza si aceticolinesteraza) unul dintre cei mai eficienți catalizatori cunoscuți, reacțiile pe care le catalizează fiind esențiale pentru celulă. Catalaza actionează în conversia peroxidului de hidrogen care este un agent oxidant puternic, cu caracter toxic pentru celule. Catalaza permite astfel desfășurarea în condiții optime a unor procese celulare importante care produc K2O2 ca produs secundar. De asemenea ea folosește peroxidul de hidrogen pentru a oxida toxine ca fenoli, acid formic, formaldehida și alcooli. Catalaza participă la 2 tipuri de reacții care consumă H2O2 (descompunerea apei oxigenate și reacția peroxidativă):

a) Reacția peroxidativă: H2O2 + RH2 2H2O + R ce înseamnă îndepărtarea toxinelor (H2O2) prin formarea de apă și de compuși nedăunători sau chiar folositori. Peroxizomii oxidează parțial acizii grași produând H2O2 ca produs secundar. Oxidarea peroxizomală scurtează acizii grași până la C8 și facilitează degradarea în mitocondrii. Reacția peroxizomală este mai puțin eficientă în producerea ATP decât oxidarea mitocondrială.

b) O altă reacție redox care implică indirect catalaza constă în producerea de ADN. Ribonucleotid reductaza este răspunzatoare de conversia ribonucleotid difosfaților în dezoxiribonucleotid disfosfații corespunzători. Ribonucleotid reductaza are un radical liber tirosil care este esențial pentru acțiunea ei (Bayse și colab. 1972). Acest radical extrem de reactiv este produs de o enzimă, NADPH flavin oxidoreductaza, care eliberează ionul superoxid O și acest radical este convertit în H2O2 prin acțiunea superoxid dismutazei: 2O2 + 2H+ H2O2 + O2 H2O2 devine apoi substrat pentru catalază.

Catalaza este una dintre cele mai eficiente enzime fiind prezentă în peroxizomii tuturor celulelor aerobe, manifestă de asemenea și un rol detoxifiant, deoarece apa oxigenată are un efect toxic asupra țesuturilor; în acest sens, ea protejează celula de efectele toxice ale peroxidului de hidrogen prin catalizarea descompunerii apei oxigenate formată în celule sub acțiunea dehidrogenazelor aerobe. Catalaza este implicată în reacția celulelor vegetale la factorii de stres ai mediului. Au fost studiate rolul și modificarea acțiunii catalazei în funcție și de alte condiții de stres ale mediului ca: răcirea, temperaturi mari, variația concentrației de ozon și SO2. Willekens (1994) a aratat că raspunsul catalazei și al glutation peroxidazei este mult mai prompt la stresul cauzat de SO2, UB-B și ozon decât răspunsul superoxid dismutazei și al ascorbatoxidazei.

Catalaza este înrudită din punct de vedere structural și funcțional cu peroxidaza (ca și peroxidaza, este tot o hemoproteină), însă acționează asupra apei oxigenate având acceptori de electroni diferiți. Astfel ea acționează asupra apei oxigenate descompunând-o în apă și oxigen molecular, în timp ce peroxidază poate utiliza ca acceptor al oxigenului atomic diverse substanțe : acid ascorbic, glutation, fenoli. Catalazele utilizează o moleculă de H2O2 ca substrat donator de electroni și o altă moleculă de H2O2 ca oxidant sau acceptor de electroni cu punere în libertate de oxigen molecular. Este o enzima destul de activă. Chance si Bonnichsen (1945) au subliniat necesitatea măsurării activității catalazei în maxim un minut, datorită extraordinarei viteze de reație (în primele 15 secunde mai mult de 1/2 din cantitatea inițială de H2O2 este descompusă).

Peroxidazele sunt enzime foarte mult răspândite în regnul vegetal, mai puțin în regnul animal. Peroxidazele sunt prezente în diverse locații la nivel celular: citoplasmă, peroxizomi, glioxizomi, mitocondrii, cloroplaste, dar activitatea acestei enzime este foarte scăzută în citoplasmă (Navari-Izzo și Rascio, 1992) și prezintă o specificitate relativ mare față de acceptori; de obicei acceptorul este H2O2 și foarte rar alți hidroperoxizi. Peroxidazele sunt mai puțin specifice față de donori. Ca donori pot funcționa o serie de fenoli, aminofenoli, diamine, aminoacizi. De exemplu când donorul de H este un difenol, sub influența peroxidazei acesta este oxidat la chinonă (Pallavi Sharma și colab., 2012). Peroxidul de hidrogen și un cosubstrat, cum ar fi pirogalor, purpogalinsau o-dianisidina, au fost utilizate pentru măsurarea activității peroxidazei. Metoda poate fi apoi realizată, în mod convențional, prin măsurarea produșilor de reacție colorați, tip chinona, care sau format. Într-un studiu realizat pe grâu, oxigenul format prin descompunerea peroxidului de hidrogen s-a măsurat monometric (George și Irvine, 1952). Într-o altă metodă prezentată, scăderea concentrației de peroxid de hidrogen a fost determinată prin reducerea dicromatului la acid cromic și măsurarea culorii la 570 nm. O cale prin care se poate suspenda transferul atomilor de hidrogen la oxigen prin intermediul citocromilor este calea de transfer direct a hidrogenului la oxigenul molecular cu formare de H2O2 (Pallavi Sharma și colab., 2012).

Reacțiile de transfer direct sunt catalizate de transhidrogenazele aerobe. Acestea sunt enzime care conțin ca grupe prostetice flavin – nucleotide și uneori și metale grele (de exemplu molibden). Peroxidul de hidrogen format este utilizat apoi pe diferite căi sau descompus, după specia organismului. Asemenea căi există atât în organismele aerobe care conțin citocromi cât și în cele care nu conțin citocromi (de exemplu în bacteriile lactice Lactobacillus delbrückii și Lactobacillusacidophilus) (George și Irvine, 1952). Ca exemple de transhidrogenaze aerobe se citează enzima galbenă veche din drojdie, care catalizează dehidrogenarea TPNH-ului conform reacțiilor: TPNH + H++ FP TPN++ FPH2 FPH2+ O2FP + H2O2 și glucoz- oxidaza. Peroxidul de hidrogen care se acumulează în mediile biologice de pe urma acestor reacții este, fie descompus de catalaze în organismele care conțin catalază, fie utilizat de peroxidaze pentru oxidarea altor substrate. Catalazele la concentrații mici de H2O2 pot îndeplini și funcție de peroxidaze și pot să catalizeze și ele oxidarea cu H2O2 a numeroase substrate; ca alcool, formaldehidă și nitriți. În condiții de stres abiotic plantele pot activa diverse sisteme antioxidante. Reacțiile de răspuns al peroxidazelor la stresul provocat de poluare diferă de la o specie la alta. S-a constatat astfel că la unele plantele activitatea peroxidazelor din fruze a crescut simțitor în condiții de stres iar la alte plante foarte puțin sau deloc. Această comportare demonstrează că adaptarea la stresul abiotic este dependentă parțial de peroxidaze (Scandalios și colab., 1993).

Enzimele ciclului Acid ascorbic –Glutation

Acest ciclu implică oxidări și reduceri succesive ale AsA, GSH și NADPH catalizat de enzimele APX, MDHAR, DHAR și GR și este prezent în cel puțin patru locații subcelulare, incluzând citosolul, cloroplastul, mitocondria și peroxizomul. Ciclul AsA – GSH joacă un rol important în combaterea stresului oxidativ indus de stresul biotic și abiotic.

Ascorbat peroxidaza (APX) este o componentă importantă a ciclului AsA – GSH, și are un rol esențial în menținerea sub control a nivelului intracelular a ROS. APX folosește două molecule de acid ascorbic pentru a transforma H2O2 în apă, generând în același timp două molecule de MDHA. La plantele superioare au fost găsite cinci izoforme de APX în diferite localizări subcelulare: în citosol, stroma, tilacoid, mitocondrie și peroxizom. APX găsit în organitele celulare reduce H2O2 produs în organite, în timp ce APX din citosol elimină H2O2 din citosol, apoplast și care difuzează din organite (Jimenez și colab., 1997).

Monodehidroascorbat Reductaza. Radicalul MDHA rezultat în urma reacției de catalizare a APX are o durată de viață foarte scurtă, și dacă nu este rapid redus, se descompune în acid ascorbic și DHA. Monodehidroascorbat reductaza(MDHAR) este o enzimă ce catalizează regenerarea acidului ascorbic din radicalul MDHA, folosind NAD(P)H ca donor de electroni. Este singura enzimă cunoscută care folosește un radical organic(MDA) ca bază/substrat, și este de asemenea în stare să reducă radicali de fenoxil, care sunt generați de peroxidaza din hrean, cu H2O2. Izoenzimele MDHAR s-au găsit în câteva componente celulare cum ar fi cloroplastul, citosolul, mitocondria și peroxizomii. În clorplast, MDHAR ar putea avea două funcții fiziologice: regenerarea acidului ascorbic din MDHA și medierea fotoreducerii dioxigenului în O2˙̄ atunci când este absent MDHA ca substrat. Caracterizarea polipeptidelor membranare din peroxizomii frunzelor de mazăre, a arătat că MDHAR poate fi implicat și în generarea de O2˙̄.

Mai multe studii au demonstrat creșterea activității MDHAR în plantele supuse stresului biotic și abiotic. Supraexpresia genei MDHAR din Arabidopsis thaliana la tutun, arată o creștere a toleranței la stresul provocat de mediul sărat și glicol polietilenă (Mano și colab., 1997). Supraexpresia MDHAR cloroplastic de la Solanum lycopersicum în Arabidopsis i-a crescut toleranța la stresuri de tipul temperaturii extreme și cel mediat de metil viologen.

Dehidroascorbat Reductaza. DHAR catalizează reducerea DHA în acid ascorbic folosind GSH ca substrat de reducere și astfel joacă un rol important în menținerea acidului ascorbic în forma sa redusă. Deși există posibilitatea regenerării enzimatice și neenzimatice a ascorbatului direct din MDHA, întotdeauna oxidarea ascorbatului în frunze și alte țesuturi produce ceva DHA. Acesta, o substanță chimică cu viață scurtă, poate fi hidrolizat ireversibil în 2,3-acid diketogulonic sau reciclat în acid ascorbic de către DHAR. Supraexpresia DHAR în frunzele de tutun, porumb și cartof s-a dovedit a crește conținutul de acid ascorbic, sugerând că DHAR joacă un rol important în determinarea cantității de acid ascorbic. DHAR este o enzimă ce se găsește în abundență în semințele uscate, rădăcini și mugurii verzi precum și în cei etiolați (Kubo și colab., 1999). Stresurile abiotice ca seceta, toxicitatea metalică și înghețul, au crescut cantitatea de DHAR în plante (Tanaka și colab.,1991). Cercetările efectuate de Cruz de Carvalho și Contour-Ansel (2008) cu plante de fasole expuse la condiții de stres hidric (potențial hidric de 200 MPa și conținut relativ de apă 50,9 %) relevă că activitatea totală a glutation reductazei a crescut cu aproximativ 200 %, comparativ cu varianta martor (potențial hidric de 0,5 :N1Pa și conținut relativ de apă 95,3 %).

Glutation Reductaza (GR). Atunci când se comportă ca un antioxidant participând la ciclurile de oxidare-reducere enzimatice și neenzimatice, GSH este oxidat în GSSG. În ciclul ascorbat-glutation, GSH este oxidat într-o reacție catalizată de DHAR. GR, fiind o enzimă dependentă de NAD(P)H, catazilează reducerea GSSG în GSH, și prin aceasta menține un raport celular mare al GSH/GSSG. Deși se gasește atât în cloroplast, cât și în citosol, mitocondrii și peroxizomi, cea mai mare parte a activității GR în țesuturile fotosintetice se datorează izoformelor specifice cloroplastului. În cloroplast, GSH și GR sunt implicate în detoxifierea H2O2 generate de reacția Mehler.

Mai mulți autori au observat creșterea activității GR în condiții de stres de mediu. S-a constatat o corelație între rezistența la stresul oxidativ cauzat de erbicidul paraquat sau de H2O2 ar putea stimula sinteza de novo a GR (Pastori și Trippi., 1992). Supraexpresia GR în Nicotiana Tabacum și specii ale genului Populus a dus la creșterea nivelului de acid ascorbic foliar și a mărit toleranța la stresul oxidativ (Pastori și Trippi., 1992).

Mai multe studii au demonstrat că supraexpresia unei combinații de enzime antioxidante în plantele transgenice are efecte sinergice asupra toleranței la stres oxidativ a plantelor.

CAPITOLUL VII. MATERIAL, METODE ȘI TEHNICI DE LUCRU

7.1 Scopul și obiectivele cercetărilor

Scopul cercetărilor a fost de a determina reacțiile de răspuns la nivel foliar induse de poluanți atmosferici asupra unor specii lemnoase cultivate in scop ornamental din zonele de amplasare a stațiilor de monitorizare a calității aerului din unicipiul Iași.

Pentru realizarea acestui scop s-au propus urmatoarele obiective:

Observații asupra morfologiei foliare în diverse fenofaze.

Analiza modificărilor micromorfologice și histologice ale aparatului foliar;

Dinamica modificărilor fiziologice și biochimice induse de poluanții amosferici asupra aparatului foliar pe parcursul anilor de vegetație 2012 și 2013.

7.2 Zonele supuse cercetărilor

Cercetările s-au desfășurat în municipiul Iași pe raza zonelor de amplasare a stațiilor de monitorizare a calității aerului. Rețeaua de Monitorizare a Calității Aerului din Municipiul Iași (Fig. 5) este formată din cinci stații automate de monitorizare și are următoarea structură:

Stația IAS 1 – Pod de Piatră – stație de trafic,amplasată la intersecția B-dul N.Iorga cu Șos. Nicolina, pe amplasamentul vechii piețe agroalimentare din Pod de Piatră, în zonă rezidențială, monitorizează influența  traficului asupra calității aerului, în scopul de a evidenția nivelulul de poluare la care este expusă populația. Raza ariei de reprezentativitate este de 10 -100m. Poluanți monitorizați: SO2, NO, NO2, NOx, CO, PM10 sau PM2,5 automat (light scattering) și gravimetric, Pb (din PM10), Benzen, Toluen, O-xilen, Etilbenzen, m, p – xilen (on line).

Stația IAS 2 – Decebal – Cantemir – stație de fond urban, amplasată în incinta Direcției Creșelor – Creșa nr.6, vis-a-vis de Liceul D. Cantemir, monitorizează nivelul de poluare din ariile urbane,  influenta "asezarilor urmane", fără să fie influențate direct de trafic sau industrie. Amplasamentul este astfel ales încât nivelul de poluare monitorizat să fie influențat de contribuțiile integrate provenind din toate sursele din direcția opusă vântului, în spații deschise din zone rezidențiale și comerciale cum ar fi amenajările educative. Raza ariei de reprezentativitate este de 1-5 km; Poluanți monitorizați: SO2, NO, NO2, NOx, Pb (din PM10), PM10, Benzen, Toluen, O-xilen, Etilbenzen, m, p – xilen (on line), parametrii meteorologici (directie și viteză vînt, temperatură, presiune, radiație solară, umiditate relativă, precipitații).

Stația IAS 3 – Oancea – Tătărași – stație de tip industrial,amplasată pe Esplanada Oancea-Tătărași, monitorizează calitatea aerului în zona rezidențială ce se află sub influența emisiilor din zona industrială. Raza ariei de reprezentativitate este de 100m -1km. Poluanți monitorizați: SO2, NO, NO2, NOx, O3, PM10 sau PM2,5 automat (light scattering).

Stația IAS 4 – Copou – Sadoveanu – stație de fond regional, amplasată în zona Stațiunii de Cercetare Dezvoltare pentru Viticultură și Vinificație, localizată departe de sursele de poluare, stația monitorizează nivelul de poluare rezultat din transportul la distanță al poluanților și  oferă indicii cu privire la cota de poluare regională din poluarea înregistrată în zona urbană. Poluanți monitorizați: SO2, NO, NO2, NOx, CO, O3, Pb (din PM10), PM10, parametrii meteorologici (directie și viteză vînt, temperatură, presiune, radiație solară, umiditate relativă).

Fig. 5 Rețeaua de Monitorizare a Calității Aerului din Municipiul Iași (http://apmis.anpm.ro)

Stația IAS 5 – Tomești – stație de fond suburban, amplasată în incinta Școlii generale D.D.Pătrășcanu, în direcția dominantă a vântului, monitorizează nivelele de poluare rezultate din transportul poluanților proveniți din Municipiul Iași și din afara lui, fără să fie influențată direct de emisiile ce provin din trafic sau din industrie. Oferă informații referitoare la expunerea populației și vegetației de la marginea aglomerării la niveluri de ozon ridicate. Raza ariei de reprezentativitate este de 1-5 km; Poluanți monitorizați: SO2, NO, NO2, NOx, CO, O3, PM10.

7.3 Materialul biologic analizat

Pentru investigațiile propuse în studiul de față, materialul vegetal, reprezentat de frunze de angiosperme cunoscute în literatura de specialitate ca având o sensibilitate mai ridicată la poluanți atmosferici, a fost colectat din raza de amplasare a stațiilor de monitorizare a calității aerului din Municipiul Iași.

S-au luat în studiu reprezentanți ai 3 taxoni aparținând următoarelor familii:

Hippocastanaceae

Aesculus hippocastanum L.

Salicaceae

Populus x canadensis (Populus euramericana) Moench.

Tiliaceae

Tilia tomentosa Moench.

Materialul vegetal a fost colectat în lunile mai, iulie și septembrie 2012 și 2013 efectuându-se periodic și observații morfologice în teren. Indivizii martor au fost selectați din perimetrul Grădinii Botanice a Universității “Alexandru Ioan Cuza” din Iași.

Atât pentru investigațiile de microscopie optică cât și pentru investigațiile biochimice s-au colectat frunze de la indivizii celor trei specii mai sus menționate.

S-au colectat frunzele situate la marginea coronamentului fiecărui individ corespunzător celor patru puncte cardinale, de la o distanță de 4-5 m deasupra solului. S-a ținut cont de înălțimea față de sol la care sunt montați analizatorii cu care sunt dotate stațiile de monitorizare a calității aerului și de aria la care măsurătorile efectuate de acești analizatori sunt relevante.

Rezultatele obținute au fost prelucrate statistic cu ajutorul pachetului de analiză statistică din MS Excel.

7.4 Metode de cercetare

7.4.1 Măsurători meteorologice și ale calității aerului

Valorile unor parametri meteorologici de interes pentru prezentul studiu (temperatura și cantitatea de precipitații lunare din Municipiul Iași) au fost obținute de la Centrul de Meteorologie Iași (Tabelul 1). Cantitățile poluanților atmosferici au fost obținute din buletinele lunare a calității aerului emise de Rețeaua de monitorizare automată a calității aerului în Municipiul Iași (Tabelul 2).

Tabelul 1 Parametrii meteorologici pe anii 2012-2013conform Centrului de Meteorologie

Tabelul 2 Cantitatea medie de poluanți atmosferici conform rețelei de monitorizare automată a calității aerului în Municipiul Iași 2012-2013

7.4.2 Obținerea și analiza preparatelor microscopice pentru SEM

Probele – cu dimensiuni maxime de 0,5×0,5cm, au fost fixate in alcool 70%.

Deshidratarea se face în băi succesive de alcool etilic (35%, 50%, 70%, 90%, 95%, câte 15 minute și alcool absolut – de trei ori, câte 20 minute), urmată de trei băi de propilenoxid.

Uscarea la punctul critic al dioxidului de carbon – este necesara pentru prezervarea detaliilor structurale ale probei analizate. Uscarea la aer poate cauza deformări accentuate ale suprafețelor materialelor biologice cauzate, în principal, de tensiunea superficială a apei. Utilizând uscarea la punctul critic al dioxidului de carbon, această tensiune superficială este redusă aproape la 0. În momentul atingerii punctului critic (31,1º C la o presiune de 1250 psi) CO2 lichid trece direct în faza gazoasă, iar eliminarea acestuia din probe, odată cu scăderea presiunii se realizează cu păstrarea intactă a structurilor existente. Pentru aceasta se folosește uscătorul în punctul critic EMS 850.

Metalizarea probelor uscate este necesară pentru observarea acestora în camera de vid a SEM. Metalizarea se realizează fie cu aur fie cu aur-platina, utilizand metalizorul EMS 550X. Stratul de metal depus are grosimea de 30-60 angstromi (funcție de detaliile ce se doresc a fi observate).

Analiza probelor se realizează cu ajutorul Microscopului electronic cu baleiaj Tescan Vega SBH II., în vid, la o accelerație a electronilor de 27.88 kV.

7.4.3 Determinarea suprafeței frunzelor

Determinarea suprafeței frunzelor s-a realizat cu aparatul AM300. Acesta este un instrument de măsurare portabil, conceput pentru a măsura suprafața foliară. Măsurătorile se fac optic utilizând un proces simplu de scanare. Atât măsurătorile, cât și morfologia foliară pot fi stocate în memoria non-volatilă și sunt afișate afișate într-o gamă de unități metrice. Rezultatele memorate pot fi imprimate sau transferate la un PC sau alt computer utilizând portul built-in RS232C. Aparatul este format din două părți: un scanner de mână și o unitate de control construită într-o suprafață de scanare. Datele măsurate sunt afișate pe ecranul LCD al aparatului.

S-au efectuat măsurători ale frunzelor ce manifestau semne de suferință, urmărindu-se suprafața foliară în raport cu suprafața foliară a speciilor martor și suprafața afectată în raport cu suprafața totală a frunzei. Rezultatele obținute reprezintă astfel media aritmetică a citirilor efectuate.

7.4.4 Determinarea conținutului de apă și substanță uscată

Principiul metodei

Constă în măsurarea pierderii de apă din masa probei de analizat care are loc prin

încalzirea ei la 105ºC (Boldor O. și colab., 1983).

Pregătirea probei

Pentru a realiza o determinare corectă, aceasta se face pe o probă medie de material

vegetal. Aceasta proba se obține prin amestecarea cât mai omogena a cel putin zece probe

parțiale, folosind procedeul sferturilor. Proba medie obținută se curață de impurități și se

marunțește.

Mod de lucru:

Pentru început se aduce la masă constantă o fiolă de cântarire din metal. Dupa ce a fost bine spalată, se introduce în etuvă, la 105ºC pentru o oră, după care se racește în exsicator și se cântărește la balanța analitică. Operațiunea se repetă până când masa fiolei devine constantă. Pentru determinarea propriu-zisă se introduc în fiolă „n” grame de material vegetal din proba medie. Fiola deschisă, cu capacul așezat vertical pe gura ei, se introduce într-o etuvă prevazută cu gură de ventilație și se usucă numai la temperatura de 105ºC. Dupa 1-2 ore de uscare, fiola se acoperă cu capacul și se trece într-un exicator cu CaCl2 anhidră, unde se ține timp de o oră pentru a se răci, după care se cântărește la balanța analitică. Se repetă operația până la obținerea unei greutăți constante a materialului cântărit. Pierderea din masă prin uscarea materialului (umiditatea) se calculează după formula:

Unde:

U = pierderea procentuală din masă prin uscare (%);

A = masa probei proaspete (g);

B = masa probei după uscare (g);

100 = factor de multiplicare.

Substanța uscată se calculeaza după formula:

Unde:

SU = substanța uscată (%);

U = umiditatea (%)

7.4.5 Dozarea pigmenților asimilatori

Pigmenții asimilatori din frunze au fost determinați în extractul acetonic 80%, colorimetrat la lungimile de undă 663 nm, 646 nm si 470 nm .

Mod de lucru: S-a mojarat 1g material vegetal în prezență de nisip de cuarț. Extractul acetonic obținut a fost dozat spectrofotometric față de de acetonă 80% la cele 3 lungimi de undă date.

Calculul rezultatelor: Rezultatele au fost calculate pe baza formulelor elaborate de Mackiney și valorile exprimate în mg/100g material vegetal:

Clorofila a = [(12,21x DO663) – (2,81x DO464)] x 5

Clorofila b = [(20,13 x DO646) – (5,03 x DO663)] x 5

Caroteni si xantofile = [(1000 x DO470) – (3,27 x Cl.a) – (1,04 x Cl.b)]/229 x 5

7.4.6 Determinarea conținutului de proteine solubile

Principiul metodei

Metoda se bazează pe reacția proteinelor cu ionii de cupru în mediu alcalin, rezultând proteinetul de cupru care reduce reactivul Folin-Ciocâlteu cu formarea unui produs de culoare albastră (Lowry și colab., 1951).

Reactivi

Reactivul A: soluție 2% Na2CO3 (anhidru) în NaOH 0,1N

Se prepară o cantitate care să fie suficientă pentru toate determinările din seria respectivă. După preparare reactivul se filtrează prin filtru din sticlă sau prin vată de sticlă.Reactivul se păstrează în vase din sticlă brună, închise ermetic cu dop de cauciuc.

Reactivul B: soluție 1% CuSO4×5H2O

Se păstrează în vase brune. Soluție 2% tartrat dublu de sodiu și potasiu (sare Seignette) preparată extemporaneu. Înainte de utilizare se amestecă soluțiile în proporție de 1:1 și se obține reactivul B.

Reactivul C reprezintă un amestec format din 50ml reactiv A și 1ml reactiv B (volumele se vor măsura cu mare exactitate). Reactivul se prepară extamporaneu.

Reactivul D (reactivul Folin-Ciocâlteu)

100g Na2WO4×2H2O și 25gNa2MoO4×2H2O se divolvă în 700ml apă distilată și se adaugă 50ml soluție H3PO4 85% și 100ml HCl concentrat. Acest amestec se fierbe într-un balon cu refrigerent timp de 10 ore. Se adaugă apoi 150g Li2SO4, 50ml apă distilată și câteva picături de apă de brom. Pentru înlăturarea excesului de apă de brom, amestecul se fierbe sub nișă, fără refrigerent, timp de 10-15 minute. După răcire se adaugă apă distilată până la un litru și se filtrează. Reactivul Folin- Ciocâlteu se titrează cu o soluție de NaOH 1N în prezența fenolftaleinei (1%). Pentru aceasta într-un balon Erlenmeyer de 500ml se introduc 1ml reactiv, 250-300 ml apă distilată, 2-3 picături de fenolftaleină 1% și se titrează cu NaOH 1N până la culoarea roz-pal.

După determinarea titrului se diluează reactivul Folin cu apă distilată până la obținerea unei soluții 1N și se păstrează în vase brune, la întuneric Reactivul este valabil timp de peste un an.

Trasarea curbei de etalonare:

80mg albumină cristalină (serică sau din ouă) se dizolvă în apă distilată, se filtrează într-un balon de 100 ml și se aduce cu apă distilată la semn. Se agită pentru omogenizare și se măsoară volumele înscrise în tabelul 3. După agitare probele au fost menținute la temperatura camerei timp de 2 ore. După acest interval de timp s-a măsurat densitatea optică la lungimea de undă de 660 nm a tuturor probelor față de martor (tabelul nr. 3).

Tabelul 3 Curbă de etalonare pentru determinarea concentrației de proteine

Cu valorile obținute am trasat curba de etalonare (Fig. 6).

Fig. 6 Curbă de etalonare pentru determinarea concentrației proteinelor

Mod de lucru

În eprubete separate au fost introduși reactivii și extractul proteic în ordinea indicată în tabelul 4.

Tabelul 4 Pregătirea probei și martorului pentru evaluarea conținutului de proteine

Probele se mențin timp de 2 ore la temperatura camerei după care se citesc extincțiile la lungimea de undă de 660 nm. Se calculează concentrația proteică utilizând curba de etalonare după următoarea formulă:

C[mg/g] =

Unde:

E – extincția probei;

F – factorul curbei de etalonare;

V – volumul total al extractului vegetal;

v – volumul de extract vegetal analizat;

p – greutatea materialului vegetal.

7.4.7 Determinarea activității peroxidazei

Peroxidaza (donor de hidrogen-oxidoreductaza) este o enzimă bicomponentă ce aparține hemoproteinelor (Artenie și Tănase, 1981).

Principiul metodei

Metoda se bazează, în principiu, pe măsurarea intensității culorii produsului de oxidare a o-dianisidinei eu ajutorul apei oxigenate sub acțiunea peroxidazei.

Reactivi

Soluție tampon fosfat 0.4 M cu pH 5.9

Se amestecă 80 ml soluție KH2PO4 0.4M cu 20 ml K2HPO4 0.4M și se corectează pH-ul la 5.9.

Soluție substrat tamponată

La 50 ml soluție tampon fosfat 0.4M cu pH 5.9 se adaugă 2 ml soluție alcoolică de o-dianisidină 1% și apă distilată până la 100 ml. Reactivul se conservă în sticlă de culoare brună și la rece timp de 2 saptămâni.

Soluție de o-dianisidină 1 % in alcool etilic 96%

Soluție de apă oxigenată 0.05% preparată extemporaneu (0.16 ml apă oxigenată 30% se aduc la 100 ml).

Soluție de H2SO4 50%.

Mod de lucru

Pentru obținerea extractului enzimatic se mojarează 1 g țesut vegetal cu aceeași cantitate de sticlă pisată sau nisip de cuarț. Țesutul proaspăt se trece
cantitativ într-o eprubetă gradată de 10 ml cu ajutorul soluției tampon și se completează
la semn.

Mojararea se face într-o baie de gheață. Omogenatul obținut se centrifughează
timp de 15 minute la 3000 rot/min la o centrifugă cu răcire. Supernatantul se folosește ca
sursă de enzimă.

Pentru determinarea activitatii peroxidazei, într-o eprubetă se măsoară 0,3 ml extract enzimatic (supernatant), 3 ml soluție de o-dianisidină tamponată și se completează

volumul cu apă distilată până la 4,8 ml. Se adaugă apoi 0.2 ml apă oxigenată 0.05%. Eprubeta se scufundă într-o baie de apă cu temperatura de 20º C exact 5 minute.

Acțiunea peroxidazei se întrerupe prin adăugarea a 5 ml H2SO4 50%. Intensitatea culorii se determină la un spectrofotometru la lungimea de undă de 540 nm față de un control conținând următorii componenți: apă distilată, acid sulfuric, extract enzimatic și apă oxigenată.

Calculul rezultatelor:

Activitatea peroxidazei se calculează după valoarea coeficientului de extincție micromoleculară care este egal cu 0.0128.

O unitatea peroxidazică (UP) corespunde cantității de enzimă care catalizează descompunerea unui μmol de apă oxigenată într-un minut în condiții optime.

Numărul unităților de peroxidază dintr-un gram de țesut se calculează cu formula următoare:

UP/g/min.= E/0.0128 × 1/1000 × 1/5 × 10/1 × 10/v× 1/p

unde:

E- extincția probei;

0.0128- valoarea coeficientului de extincție micromoleculară;

v- volumul extractului de peroxidază (supernatantul) în ml;

p- cantitatea de țesut vegetal sau animal, g

UP/g/min= E × 1.5625/v×p

7.4.8 Determinarea intensității proceselor fiziologice

Pentru analiza parametrilor funcționali – procese de fotosinteză (A) respirație (R) și transpiratie foliara (E) – a fost folosit aparatul portabil de determinare „in vivo” Lci.

Acesta este alcătuit din două piese: camera pentru analiză și aparatul propriuzis.

Camera de analiză este construită din plexiglas, acoperă 2.72 cm2 din frunza analizată și este prevăzută cu un ventilator care împinge aerul în aparat, un senzor pentru determinarea intensității radiațiilor fotosintetic active și un termocuplu pentru măsurarea temperaturii aerului, la suprafața frunzei. Aparatul propriuzis este prevăzut cu un ecran cu cristale lichide LCD, o tastatură cu 5 taste, un analizor în infraroșu pentru determinarea dioxidului de carbon, un sistem de prelucrare a datelor și de stocare pe un card.

Rezultatele se exprimă astfel:

pentru procesul de fotosinteză și respirație în μmoli CO2m-2s-1;

pentru procesul de transpirație în mmoli H2O/m2/s;

pentru intensitatea luminoasă μmoli /m2/s.

Înregistrarea parametrilor s-a realizat „in vivo” pe parcursul lunilor mai și iulie pe un număr de 5 frunze din cele patru puncte cardinale ale fiecarui individ analizat (câte 3 indivizi din aceiași specie la fiecare determinare). Rezultatele obținute reprezintă astfel media aritmetică a citirilor efectuate.

7.4.9 Analize statistice

Analizele statistice au avut ca scop detectarea unor posibile diferențe semnificative între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici înregistrate între diverse zone și fenofaze. Totodată s-a urmărit și evidențierea unor corelații între valorile medii ale acestor parametri la cele trei specii lemnoase studiate și concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici. Din valorile înregistrate ale parametrilor analizați s-au calculat valori medii și erori standard. Pentru analiza varianței parametrilor mai sus enumerați s-a utilizat testul t la o probabilitate de 99,95%. Coeficientul de corelație r a fost determinat utilizând valorile medii lunare parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici și valorile mediile lunare ale fiecărui tip de poluant atmosferic, înregistrate de stațiile de monitorizare a calității aerului din Municipiul Iași. Pentru efectuarea calculelor s-a utilizat pachetul de analiză statistică din MS Excel.

CAPITOLUL VIII. REZULTATELE CERCETĂRILOR

8.1 Observații morfologice și determinări ale suprafeței frunzelor

8.1.1 Modificări morfologice

În acest subcapitol ne-am propus urmărirea strictă a stării de sănătate a celor trei specii luate în studiu (Aesculus hippocastanum, Populus x canadensis și Tilia tomentosa) aflate în vecinătatea celor cinci stații de monitorizare a calității aerului din Municipiul Iași. În acest sens, observațiile efectuate în lunile mai, iulie și septembrie ale anilor 2012 și 2013 au permis concentrarea atenției asupra anumitor indivizi care, prin simptomatologia foliară manifestată, au dus la formarea unei imagini de ansamblu asupra stării de sănătate ale acestora (episoade de defoliere, uscare, existența clorozelor sau necrozelor, poziția acestor modificări pe aparatul foliar și suprafața ocupată).

8.1.1.1 Aesculus hippocastanum L.

Indivizii speciei Aesculus hippocastanum prezenți în cele cinci zone luate în studiu au manifestat o simptomatologie foliară similară, fiind o specie relativ sensibilă la noxe și/sau atacuri parazitare.

În zonele Podul de Piatră și Tomești exemplarele de Aesculus hippocastanum nu au manifestat episoade de defoliere semnificativă dar au prezentat clororoze și necroze foliare încă din luna mai (fig.7; 8).

Fig. 7 Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 8 Aesculus hippocastanum zona Tomești – detaliu foliar (Mai 2012)

S-a constatat însă că aceste cloroze și necroze s-au accentuat la finele lunii iulie ocupând suprafețe semnificative din aparatul foliar (fig.9; 10; 11).

Fig. 9 Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Iulie 2012)

Fig. 10 Aesculus hippocastanum zona Tomești – detaliu foliar (Iulie 2012)

Fig. 11 Aesculus hippocastanum zona Tătărași-Oancea – detaliu foliar (Iulie 2012)

La finele lunii septembrie necrozele ocupau suprafețe semnificative din aparatul foliar (fig.12). Foliolele prezentau marginal necroze brun roșiatice iar vârfurile acestora erau răsucite (fig.13).

Fig. 12 Aesculus hippocastanum zona Tomești – detaliu foliar (Septembrie 2012)

Fig. 13 Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Septembrie 2012)

8.1.1.2 Populus x canadensis Moench.

Exemplare de Populus x canadensis au prezentat o serie de aspecte distincte. În zonele Copou-Sadoveanu, Decebal-Cantemir și Tomești, exemplarele de Populus x canadensis erau arbori viguroși, fără urmă de defolieri, cu sau fără cloroze și necroze pe suprafața frunzelor (fig.14;15;16).

Fig. 14 Populus x canadensis zona Copou-Sadoveanu – detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 15 Populus x canadensis zona Decebal-Cantemir- detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 16 Populus x canadensis zona Tomești – detaliu foliar (Mai 2012)

S-a observat, însă, că în lunile iulie și septembrie numărul frunzelor ce prezentau cloroze și necroze a crescut (fig. 17) și s-au putut constata epispoade de defoliere semnificativă în special în zonele Podul de Piatră și Tătărași-Oancea.

Fig. 16 Populus x canadensis zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Iulie 2012)

La indivizii din zona Podul de Piatră, marginile limbului foliar aveau culoare cafeniu-roșcată încă de la finle lunii iulie (fig.18). Aceste arsuri marginale s-au accentuat semnificativ în luna septembrie (fig.19). Exemplare de Populus x canadensis. din această zonă sunt situate la intersecția Bd-ului N. Iorga cu Șos. Nicolina intr-o zonă cu un trafic intens, motiv pentru care prezentau pe suprafața frunzelor cantități semnificative de pulberi, precum și numeroase necroze.

Fig. 18 Populus x canadensis zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Iulie 2012)

Fig. 19 Populus x canadensis zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Septembrie 2012)

8.1.1.3 Tilia tomentosa Moench

Exemparele de Tilia tomentosa au prezentat un aspect viguros in toate zonele investigate cu excepția celor din zona Podul de Piatră. În zonele Copou-Sadoveanu, Decebal-Cantemir, Tătărași-Oancea și Tomești în luna mai aspectele de suferință foliară ale indivizilor speciei Tilia tomentosa erau practic absente (fig. 20; 21; 22).

Fig. 20 Tilia tomentosa zona Copou-Sadoveanu – detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 21 Tilia tomentosa zona Decebal-Cantemir – detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 22 Tilia tomentosa zona Tomești – detaliu foliar (Mai 2012)

La finele lunii iulie, însă, s-au observat frunze cu mici pete necrotice pe suprafață în special la exemplarele din zonele Tătărași-Oancea (fig. 23).

Fig. 23 Tilia tomentosa zona Tătărași-Oancea – detaliu foliar (Iulie 2012)

În zona Podul de Piatră, situația exemplarelor de Tilia tomentosa a fost mult mai dramatică. Majoritatea indivizilor au prezentat episoade semnificative de defoliere încă din luna iulie. Defolierile au devenit mai accentuate în luna septembrie, când s-au putut constata exemplare lipsite total de frunze. S-au putut observa arsuri marginale ale limbului foliar chiar din luna mai, arsuri care s-au accentuat profund spre finele lunii iulie, frunzele devenind casante la atingerea mecanică (fig.24; 25).

Fig. 24 Tilia tomentosa zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Mai 2012)

Fig. 25 Tilia tomentosa zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Iulie 2012)

S-au constatat fenomene de defoliere masivă în special în luna iulie, iar la unele exemplare s-a putut observa spre baza trunchiului o nouă lăstărire, ca reacție de răspuns la stresul fiziologic datorat noxelor (fig. 26).

Fig. 26 Tilia tomentosa zona Podul de Piatră – detaliu foliar (Iulie 2012)

Din observațiile efectuate a pe parcursul anilor de vegetație 2012- 2013 a rezultat că:

Modificările morfologice observate pe frunzele plantelor din variantele experimentale se manifestă sub formă de necrozări axate mai mult pe nervuri, necrozări marginale care s-ar putea datora și carenței de apă și sub formă de defolieri mai mult sau mai puțin masive.

Simptomele nu se observă pe frunzele tinere în luna mai, ci se manifestă în luna iulie și se intensifică în luna septembrie când se observă și fenomenul de abscisie.

Simptomele se observă mai mult la indivizii speciei Aesculus hippocastanum și mai puțin la indivizii speciei Populus x canadensis.

Cele mai multe necroze pe suprafața frunzelor s-au constatat la indivizii celor trei specii lemnoase investigate cultivate în zona Podul de Piatră.

În tabelul 5 sunt prezentate valorile medii pe doi ani ale suprafeței necrozate a frunzelor celor trei specii luate în studiu din cele cinci zone supuse investigațiilor.

Tabelul 5 Suprafața necrozată a frunzelor celor trei specii din variantele experimentale, în luna septembrie -Media pe 2 ani-

Din analiza datelor medii pe doi ani, referitoare la suprafața necrozată a frunzelor, în luna septembrie a rezultat că acest indicator morfologic a variat în limite mari, în funcție de specie și de zona de unde provin. Astfel, cea mai sensibilă specie la poluare a fost Aesculus hippocastanum, care a avut cea mai mare suprafață necrozată: 74,36 cm2 la varianta martor și 156,43 cm2 media celor 5 variante provenite din zone poluate. Celelalte două specii studiate au fost mult mai rezistente la acțiunea factorilor poluanți. Astfel, frunzele variantei martor de la ambele specii nu au prezentat necrozări, în timp ce la cele 5 variante provenite din zonele poluate, suprafețele necrozate au reprezentat în medie 81,66 cm2 la Populus x canadensis și 83,08 cm2 la Tilia tomentosa, fiind mai mici de 1,92 ori și respectiv de 1,88 ori, comparativ cu cele determinate la Aesculus hippocastanum. Gradul de poluare a zonei a fost un alt factor important care a influențat suprafața afectată de necrozare. Din datele obținute a rezultat că în cazul speciei Aesculus hippocastanum, mai sensibilă la poluare, diferențele dintre suprafețele necrozate ale frunzelor au fost mult mai mari, variind între 74,36 cm2 la varianta martor și 227,87 cm2 la varianta Podul de Piatră. O suprafață mare necrozată 179,34 cm2 s-a constatat și la varianta provenită de la Tomești.

Celelalte două specii cercetate, mai rezistente la factorii poluanți, au prezentat diferențe mai mici între suprafețele necrozate. Astfel, atât la Populus x canadensis cât și la Tilia tomentosa cea mai mare suprafață necrozată a frunzelor s-a determinat la proveniența Tomești (94,07 și respectiv 100,33 cm2), iar cea mai mică suprafață afectată s-a determinat la Podul de Piatră (71,20 și respectiv 49,71 cm2).

8.1.2 Determinări ale suprafaței frunzelor

Poluanții atmosferici pot provoca leziuni foliare, reducerea intensității fotosintezei, reducerea permeabilității membranelor celulare, senescență precoce și astfel, creșterea și dezvoltarea normală (Tiwari și colab., 2006). Reducerea suprafeței frunzelor și numărului de frunze se poate datora senescenței precoce induse de poluanți. Dineva (2004) și Tiwari și colab. (2006) au înregistrat reducerea suprafeței foliare și lungimea pețiolului sub influența poluării atmosferice. Unele studii au arătat modificări ale suprafeței frunzelor și mărimea pețiolului în zone cu aer poluat. Reducerea suprafeței frunzelor a fost observată la cinci specii de arbori în apropierea zonelor contaminate cu particule solide în suspensie și SO2 (Jahan și Iqbal, 1992). Efecte semnificative asupra morfologiei și suprafeței frunzelor au fost înregistrate la diferite specii de arbori cultivați pe marginea drumurilor (Bhatti și Iqbal, 1988).

8.1.2.1 Aesculus hippocastanum L.

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum cultivate în cele cinci zone supuse investigațiilor, suprafața medie a frunzelor a avut următoarea dinamică.

La exemplarele de Aesculus hippocastanum martor frunzele au prezentat necroze încă de la finele lunii mai. În anul 2012 suprafața medie a frunzelor vătămate a fost de 568.78 cm2 în luna mai (suprafața ocupată de necroze reprezentând 6.55% din suprafața totală a frunzelor), 576.55 cm2 în luna iulie (suprafața ocupată de necroze reprezentând 8.43% din suprafața totală a frunzelor) și 561.49 cm2 în luna septembrie (suprafața ocupată de necroze reprezentând 10.81% din totală a frunzelor) (Tabelul 1 anexa I). La exemplarele aceleiași specii prezente în cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor și suprafețele ocupate de necroze în lunile mai, iulie și septembrie au avut următoarea dinamică: (Fig. 27)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața ocupată de necroze reprezenta 26.02% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 36.36% în luna iulie și 46.40% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața ocupată de necroze reprezenta 6.57% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 21.55% în luna iulie și 27.78% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea suprafața ocupată de necroze reprezenta 15.24% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 19.40% în luna iulie și 25.01% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața ocupată de necroze reprezenta 9.92% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 13.05% în luna iulie și 16.63% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața ocupată de cloroze și necroze reprezenta 9.71% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 24.54% în luna iulie și 31.81% în luna septembrie.

Fig. 27 Dinamica suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai,Iulie, Septembrie 2012)

În anul 2013 suprafața medie a frunzelor vătămate a fost de 576.30 cm2 în luna mai (suprafața ocupată de necroze reprezentând 5.05% din suprafața totală a frunzelor), 589.14 cm2 în luna iulie (suprafața ocupată de necroze reprezentând 8.24% din suprafața totală a frunzelor) și 572.52 cm2 în luna septembrie (suprafața ocupată de necroze reprezentând 15.42% din suprafața totală a frunzelor) (Tabelul 2 anexa II) La exemplarele aceleiași specii prezente în cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor și suprafețele ocupate de necroze în lunile mai, iulie și septembrie au avut următoarea dinamică: (Fig. 28)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața ocupată de necroze reprezenta 27.38% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 39.45% în luna iulie și 50.27% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața ocupată de necroze reprezenta 6.86% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 20.47% în luna iulie și 26.03% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea suprafața ocupată de necroze reprezenta 17.10% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 24.10% în luna iulie și 23.74% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața ocupată de necroze reprezenta 9.49% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 15.48% în luna iulie și 15.82% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața ocupată de necroze reprezenta 8.47% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 25.33% în luna iulie și 34.86% în luna septembrie.

Fig. 28 Dinamica suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.1.2.2 Populus x canadensis Moench.

La exemplarele martor de Populus x canadensis suprafața medie a frunzelor în anul 2012 a fost de 49.32 cm2 în luna mai, 54.99 cm2 în luna iulie și 50.83 cm2 în luna septembrie (Tabelul 1 anexa I). La exemplarele aceleiași specie, din cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor în lunile mai, iulie și septembrie a avut următoarea dinamică: (Fig. 29)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până 72.04% în luna mai, 69.62% în luna iulie și 70.31% în luna septembrie. În cazul frunzelor necrozate suprafața foliară ocupată de necroze reprezenta 6.26% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 32.60% în luna iulie și 41.71% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 90.37% în luna mai, 86.01% în luna iulie și 84.55% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 78.67% în luna mai, 78.80% în luna iulie și 77.96% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 79.65% în luna mai, 76.93% în luna iulie și 76.39% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 96.12% în luna mai, 92.66% în luna iulie și 93.02% în luna septembrie.

Fig. 29 Dinamica suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

În anul 2013 suprafața medie a frunzelor de la exemplarele martor de Populus x canadensis a fost de 51.26 cm2 în luna mai, 51.15 cm2 în luna iulie și 51.26 cm2 în luna septembrie (Tabelul 2 anexa II). La exemplarele aceleiași specii, din cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor în lunile mai, iulie și septembrie a a avut următoarea dinamică: (Fig. 30)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până 71.77% în luna mai, 78.78% în luna iulie și 72.10% în luna septembrie. În cazul frunzelor necrozate suprafața foliară ocupată de necroze reprezenta 5.862% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 28.63% în luna iulie și 43.10% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 88.27% în luna mai, 97.05% în luna iulie și 89.35% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 73.19% în luna mai, 79.15% în luna iulie și 73.55% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 76.39% în luna mai, 92.14% în luna iulie și 84.29% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața medi a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 83.07% în luna mai, 97.07% în luna iulie și 95.13% în luna septembrie.

Fig. 30 Dinamica suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.1.2.3 Tilia tomentosa Moench.

La exemplarele martor de Tilia tomentosa suprafața medie a frunzelor în anul 2012 a fost de 63.87 cm2 în luna mai, 65.31 cm2 în luna iulie și 59.52 cm2 în luna septembrie (Tabelul anexa I). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor în lunile mai, iulie și septembrie a avut următoarea dinamică: (Fig. 31)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 40.44% în luna mai, 48.46% în luna iulie și 29.79% în luna septembrie. În cazul frunzelor necrozate, suprafața ocupată de necroze reprezenta 46.96% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 48.97% în luna iulie și 62.76% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 95.59% în luna mai, 96.03% în luna iulie și 97.37% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 89.21% în luna mai, 93.20% în luna iulie și 95.52 % în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 72.97% în luna mai și până la 77.84% în luna iulie și 79.42% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 96.75% în luna mai, dar a crescut până la 100.31% în luna iulie și până la 102.37 % în luna septembrie.

Fig. 31 Dinamica suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

În anul 2013 suprafața medie a frunzelor de la exemplarele martor de Tilia tomentosa a fost de 63.64 cm2 în luna mai, 66.26 cm2 în luna iulie și 62.31 cm2 în luna septembrie (Tabelul 2 anexa II). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu, suprafața medie a frunzelor în lunile mai, iulie și septembrie a variat după cum urmează: (Fig. 32)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 44.09% în luna mai, 55.10% în luna iulie și 49.37% în luna septembrie. În cazul frunzelor necrozate, suprafața ocupată de necroze reprezenta 38.46% din suprafața totală a frunzei în luna mai, 37.80% în luna iulie și 54.86% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 99.44% în luna mai, 96.03% în luna iulie și 97.34% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 85.80% în luna mai, 85.70% în luna iulie și 85.25% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 74.12% în luna mai și până la 78.34% în luna iulie și 76.01% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, suprafața medie a frunzelor fără semne de vătămare a scăzut față de martor până la 93.75% în luna mai dar a crescut până la 98.07% în luna iulie și până la 98.30% în luna septembrie.

Fig. 32 Dinamica suprafeței medii a frunzelor medii la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

În tabelul 6 sunt prezentate valorile medii pe doi ani ale suprafeței frunzelor la sfârșitul perioadei de vegetație, la cele trei specii luate în studiu din cele cinci zone supuse investigațiilor.

Tabelul 6 Suprafața frunzelor la sfârșitul perioadei de vegetație (cm2)

-Medii pe doi ani-

Din rezultatele prezentate în tabelul 6, referitoare la suprafața frunzelor determinată la sfârșitul perioadei de vegetație, au rezultat unele date cunoscute: Aesculus hippocastanum are cea mai mare suprafață a frunzei (567,00 cm2), urmat de Tilia tomentosa (60,91 cm2) și de Populus x canadensis (51,39 cm2).

În ceea ce privește efectul poluării se observă faptul că la toate cele trei specii provenite din cele 5 zone poluate, suprafața frunzei a fost mai mică comparativ cu varianta martor, în medie de 1,08 ori. Cele mai afectate au fost frunzele speciei Populus x canadensis, care au fost mai mici de 1,23 ori, comparativ cu martorul, iar cele mai puțin afectate au fost frunzele de Aesculus hippocastanum care au fost mai mici decât martorul de numai 1,06 ori.

Gradul de poluare din cele 5 zone a influențat diferit procesul de creștere a frunzelor. Astfel, cea mai mică suprafață a frunzei s-a constatat la plantele din arealul Podul de Piatră, unde au fost în medie de 1,26 ori mai mici, fapt ce reflectă condițiile de mediu necorespunzătoare.

8.1.3 Modificări micromorfologice

Cercetările de microscopie electronică (S.E.M) au avut ca scop completarea tabloului simptomatologiei foliare, vizând însă, în mod special, particularitățile suprafețelor foliare (cuticula, ceara epicuticulară și depunerile solide de pe suprafața foliară) la exemplarele celor trei specii luate în studiu din zona Podul de Piatră care manifestau în mod cert o simptomatologie foliară mai severă comparativ cu exemplarele din celelalte zone investigate.

Simptomele foliare vizibile macroscopic constau de cele mai multe ori în apariția clorozelor și necrozelor de dimensiuni diferite, cu aspect punctiform, de pete sau benzi, cu localizare în vârful frunzelor, marginală sau internervurală.

Pe lângă acțiunea diferiților poluanți atmosferici suprafețele foliare sunt expuse în mod natural la acțiunea parazitară, motiv pentru care răspunsul foliar se manifestă tot prin cloroze și necroze, însă cu forme, dimensiuni și localizări ce permit identificarea cu precizie a agentului cauzator (Ivănescu și Toma, 2003).

Suprafețele aeriene primare ale plantelor vasculare sunt acoperite de o peliculă numită cuticulă, compusă din lipide polimere solubile. Funcțiile cuticulei sunt de protecție, impermeabilitate pentru apă (Kerstiens, 1996). Cerurile sunt secretate prin cuticulă sub diverse forme și au o dispunere extrem de variată pe suprafața foliară. Rolul acestor ceruri este de barieră, controlând schimburile de apă și de gaze și prezintă o rezistență mărită la acțiunea diferiților agenți chimici și fizici. Această reactivitate scăzută a cerurilor vegetale este datorată în cea mai mare parte conținutului lor ridicat în parafină (Kerstiens, 1996).

Cu toate că aceste ceruri au o reactivitate scăzută la diverși agenți fizici și chimici se pot manifesta diverse interacțiuni între componentele cerii și diverși sompuși chmic activi. Diversitatea acestor interacțiuni, chimia atmosferică particulară, reacțiile în urma cărora se formează poluanți noi, uneori necunoscuți și mai agresivi constituie că de solicitare a suprafețelor foliare și de deteriorare a cuticulei și cerii epicuticulare (Ivănescu și Toma, 2003).

Ozonul poate pătrunde în interiorul plantei, indeosebi prin cuticulă și pătrunderea acestuia depinde de concentrația sa, gradul său de descompunere pe suprafața cuticulei și grosimea acesteia (Kerstiens, 1996). O serie de studii efectuate pe Betula pubescens expus la diverse concentrații de SO2, NO2 și O3 în condiții controlate au arătat că SO2 și O3 au cauzat deteriorarea sintezei de ceară epicuticulară manifestând ulterior semne de senescență timpurie și favorizând activitatea patogenă (Kerstiens, 1996).

În ceea ce privește cinetica schimburilor ionilor metalici dintre precipitațiile artificiale și suprafețele foliare de la diferite specii de foioase (Acer saccharium, Populus deltoides, Betula pubescens, Fagus sylvatica) au arătat că plumbul și cuprul sunt absorbiți rapid prin cuticulă, zincul este neschimbabil, iar potasiul, calciul și magneziul sunt eliberați pe suprafața foliară (Ivănescu și Toma, 2003).

Investigațiile efectuate cu privire la micromorfologia suprafețelor foliare de la cele trei specii luate în studiu din zona Podul de Piatră, o zonă de trafic intens, au permis formularea următoarelor observații:

8.1.3.1 Aesculus hippocastanum L.

La exemplarele de Aesculus hippocastanum martor epidermele foliolelor prezintă depuneri străine foarte rare pe suprafață (Fig. 33, 34). Epiderma superioară prezintă celule cu pereți laterali slab ondulați, fiind lipsită de stomate și peri (Fig. 33). Ceara epicuticulară este dispusă ordonat cristalizată sub forma unor lame fine (Fig. 33, 34).

Fig. 33 Frunză Aesculus hippocastanum martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 34 Frunză Aesculus hippocastanum martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

La exemplarele de Aesculus hippocastanum din zona Podul de Piatră epiderma superioară a foliolelor prezintă celule cu forme ușor diferite de forma generală a celulei (Fig. 35). Ceara epicuticulară păstrează din loc în loc cristalizarea fin lamelară și dispunerea relativ ordonată (Fig. 35).

Fig. 35 Frunză Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 36 Frunză Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – epiderma superioară(Iulie 2013)

Se poate observa o pierdere a vizibilității conturului general al celulelor epidermice, lucuru ce denotă o deformare evientă a formei generale a celulei (Fig. 37). Sunt vizibile numeroase depuneri neuniform dispersate (Fig. 36, 37).

Fig. 37 Frunză Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

La nivelul epidermei inferioare a foliolelor se pot observa depuneri străine în amestec cu ceara epicuticulară sub forma unei cruste (Fig. 38). Se pot observa și stomatele de tip anomocitic cu ostiolele deschise (Fig. 39).

Fig. 38 Frunză Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Fig. 39 Frunză Aesculus hippocastanum zona Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

8.1.3.2 Populus x canadensis Moench.

La exemplarele de Populus x canadensis martor epiderma superioară a frunzelor prezintă celule de contur poligonal iar din loc în loc se pot observă stomate, proeminând ușor deasupra celulelor epidermice.

Fig. 40 Frunză Populus x canadensis martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 41 Frunză Populus x canadensis martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

La nivelul epidermei inferioare celulele epidermice au un contur neregulat cu pereții ușor ondulați (Fig. 42, 43). Stomatele sunt mai numeroase decât la nivelul epidermei superioare, proeminând ușor deasupra celulelor epidermice (Fig. 42, 43). Cuticula prezintă striații fine (Fig. 43).

Fig. 42 Frunză Populus x canadensis martor – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Fig. 43 Frunză Populus x canadensis martor – epiderma inferioară (Iulie 2013)

La exemplarele de Populus x canadensis din zona Podul de Piatră pe epiderma superioară a frunzelor se observă prezența unor depozite crustoase ce reprezintă o combinație de particule solide de mărime sub 10 μm (Fig. 44, 45). Din loc se pot observa stomate ușor proeminente (Fig. 45).

Fig. 44 Frunză Populus x canadensis Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 45 Frunză Populus x canadensis Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

La nivelul epidermei inferioare se pot observa depozite abundente de particule solide de mărime diferită (Fig. 46, 47). Numărul stomatelor este mai mare comparativ cu frunzele martor și se pot observa particule cu granulație sub 2.5 μm ce obturează ostiolele acestora (Fig. 48).

Fig. 46 Frunză Populus x canadensis Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Fig. 47 Frunză Populus x canadensis Podul de Piatră epiderma inferioară – (Iulie 2013)

Fig. 48 Frunză Populus x canadensis Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

8.1.3.3 Tilia tomentosa Moench.

La exemplarele de Tilia tomentosa martor epiderma superioară a frunzelor prezintă celule epidermice de contur neregulat, cu pereți ușor ondulați (Fig. 49, 50). Pe suprafața cuticulei se observă ceară cristalizată sub forma unor lame fine (Fig. 50). Perii tectori lipsesc (Fig. 49, 50, 51).

Fig. 49 Frunză Tilia tomentosa martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 50 Frunză Tilia tomentosa martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 51 Frunză Tilia tomentosa martor – epiderma superioară (Iulie 2013)

Pe fața inferioară se pot observa celulele epidermice cu pereții laterali ondulați, stomatele și perii tectori unicelulari grupați câte 8 în mănunchiuri (Fig. 52). Pe suprafața cuticulei se poate observa prezența cerii cristalizate (Fig. 53).

Fig. 52 Frunză Tilia tomentosa martor – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Fig. 53 Frunză Tilia tomentosa martor – epiderma inferioară (Iulie 2013)

La exemplarele de Tilia tomentosa din zona Podul de Piatră pe epiderma superioară a frunzelor se observă prezența unor depozite crustoase ce reprezintă o combinație de particule solide de mărime diferită (Fig. 55). Ceara epicuticulară scade cantitativ față de frunzele martor (Fig. 54, 56).

Fig. 54 Frunză Tilia tomentosa Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 55 Frunză Tilia tomentosa Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

Fig. 56 Frunză Tilia tomentosa Podul de Piatră – epiderma superioară (Iulie 2013)

La nivelul epidermei inferioare se poate observa prezența unor particule solide pe suprafața perilor tectori (Fig.58). Perii tectori sunt numeroși, unicelulari și sunt grupați câte 10-12 în mănunchiuri.

Fig. 57 Frunză Tilia tomentosa Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Fig. 58 Frunză Tilia tomentosa Podul de Piatră – epiderma inferioară (Iulie 2013)

Din observațiile prezentate a rezultat că:

Pe epiderma superioară a frunzelor indivizilor speciilor Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis se găsesc depuneri mai rare de substanțe solide străine, probabil datorită faptului că sunt spălate de ploi. Excepție fac indivizii speciei Tillia tomentosa la care s-au constatat existența unor depuneri sub forma unor cruste.

Cantitatea de materiale solide depuse pe epiderma inferioară este mai mare la indivizii speciilor Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis, în timp ce frunzele indivizilor speciei Tillia tomentosa prezintă numeroși peri tectori pe care se găsesc depuneri solide izolate. 

Aceste depuneri obturează ostiolele stomatelor, afectând desfășurarea proceselor fiziologice din frunze.

La specia Populus x canadensis s-a constatat instalarea unei microflore epifite care afectează starea fitosanitară a acesteia.

8.2. Modificări fiziologice

8.2.1 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație

Intensitatea fotosintezei este un parametru frecvent utilizat în studiul de impact al poluanților atmosferici la speciile lemnoase (Woo și colab., 2007). Plantele sunt expuse în mod constant la poluanții din mediu pe care îi absorb, îi integrează și îi acumulează în sistemele lor. S-a dovedit faptul că în funcție de nivelul lor de sensibilitate, plantele prezintă modificări vizibile, care ar include modificarea parametrilor fiziologici și biochimci. (Agbaire și Esiefarienrhe, 2009).

Ozonul, dioxidul de sulf și dioxidul de azot, individual și în combinație sunt cunoscuți pentru efectul lor nociv asupra plantelor de cultură (Agrawal și colab., 2003). Aceste gaze poluante intră prin stomatele frunzelor urmând aceeași cale ca și difuzia CO2-ului. Efectele nocive ale SO2 se manifestată prin distrugerea clorofilei și trecerea acesteia în feofitine. După o perioadă apar pete de culoare maro pe frunze și la atacuri puternice frunzele devenit sfărâmicioase iar în cele din urmă are loc reducerea suprafeței foliare și implicit a fotosintezei. Oxizii de azot induc plantelor simptome similare cu oxizi de sulf și care acționează sinergic (Cotiga, 2008).

Ozonul troposferic este un oxidant fotochimic care afectează plantele prin suprimarea fotosintezei și accelerarea senescenței foliare. (Booker și colab., 2009).

8.2.1.1. Aesculus hippocastanum L.

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum cultivate în cele cinci zone supuse investigațiilor intensitatea fotosintezei, a respirației și transpirației a avut următoarea dinamică: Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Aesculus hippocastanum L. martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 2.11 μmoli CO2/m2/s (în luna mai), 1.89 μmoli CO2/m2/s (în luna iulie) și 1.39 μmoli CO2/m2/s (în luna septembrie). Intensitatea transpirației: 1.41 μmoli H2O/m2/s (în luna mai), 1.16 μmoli H2O/m2/s (în luna iulie) și 0.93 μmoli H2O/m2/s (în luna septembrie). Intensitatea respirației: 1.04 μmoli CO2/m2/s (în luna mai), 0.99 μmoli CO2/m2/s (în luna iulie) și 0.74 μmoli CO2/m2/s (în luna septembrie) (Tabelul 3 anexa III).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice pe parcursul anului 2012 a variat astfel: (Fig. 59)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 46.10% în luna mai, 39.9% în luna iulie și 40.37% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 55.84% în luna mai, 55.78% în luna iulie și 51.15% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 52.17% în luna mai, 56.37% în luna iulie și 53.07% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 60.31% în luna mai, 56.89 % în luna iulie și 57.88% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 81.35% în luna mai, 88.63% în luna iulie și 84.49% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 84.88% în luna mai, 88.75% în luna iulie și 85.03% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 74.65% în luna mai, 56.89% în luna iulie și 71.90% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 79.85% în luna mai, 88.63% în luna iulie și 72.48% în luna septembrie; intensitatea respirației a crescut față de martor până la 103.40% în luna mai însă a scăzut față de martor până la 82.01% în luna iulie și 79.41% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 97.98% în luna mai și 97.98% în luna iulie, însă a crescut față de martor până la 103.2% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 102.2% în luna mai, 105.8% în luna iulie și 101.1% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 57.63% în luna mai, 77.13% în luna iulie și 71.22% în luna septembrie.

Fig.59 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 89.83% în luna mai, 76.99% în luna iulie și 81.01% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 81.65% în luna mai însă a crescut față de martor până la 118.70% în luna iulie și 109.30% în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 70.01% în luna mai, 68.97% în luna iulie și 69.03% în luna septembrie.

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Aesculus hippocastanum martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 2.56 μmoli CO2/m2/s (în luna mai), 2.03 μmoli CO2/m2/s (în luna iulie) și 1.29 μmoli CO2/m2/s (în luna septembrie). Intensitatea transpirației: 1.45μmoli H2O/m2/s (în luna mai), 1.23μmoli H2O/m2/s (în luna iulie) și 1.04μmoli H2O/m2/s (în luna septembrie). Intensitatea respirației: 1.08μmoli CO2/m2/s (în luna mai), 1.03 μmoli CO2/m2/s (în luna iulie) și 0.81 μmoli CO2/m2/s (în luna septembrie). (Tabelul 4 anexa IV)

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice pe parcursul anului 2013 a variat astfel: (Fig. 60)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 32.80% în luna mai, 33.28% în luna iulie și 35.42% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 38.49% în luna mai, 57.44% în luna iulie și 50.04% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 51.99% în luna mai, 34.82% în luna iulie și 56.41% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 52.33% în luna mai, 50.82% în luna iulie și 59.21% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 84.63% în luna mai, 74.87% în luna iulie și 67.34% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 85.41% în luna mai, 90.61% în luna iulie și 74.03% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 65.36% în luna mai, 64.51% în luna iulie și 86.67% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 84.52% în luna mai, 70.72% în luna iulie și 56.91% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 90.23% în luna mai , 75.27% în luna iulie și 80.45% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 83.12% în luna mai și 93.25% în luna iulie însă a crescut față de martor până la 120.48% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 105.86% în luna mai, 107.13% în luna iulie și 101.43% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 58.63% în luna mai, 63.50% în luna iulie și 39.54% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 78.90% în luna mai, 73.75% în luna iulie și 92.75% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 82.36% în luna mai, a crescut până la 113.38% în luna iulie și a scăzut până la 91.38% în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 64.37% în luna mai, a crescut până la 169.13% în luna iulie și a scăzut până la 58.55% în luna septembrie.

Fig.60 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.2.1.2. Populus x canadensis Moench.

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis cultivate în cele cinci zone supuse investigațiilor intensitatea fotosintezei, respirației și transpirației a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Populus x canadensis Moench. martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 3.83 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 3.05 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 2.35 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea transpirației: 1.62 H2O/m2/s (in luna mai), 1.33 μmoli H2O/m2/s (in luna iulie) și 1.41 μmoli H2O/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea respirației: 1.38 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 0.76 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 0.54 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie) (Tabelul 3 anexa III).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice a variat astfel: (Fig. 61)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 43.95% în luna mai, 43.91% în luna iulie și 43.92% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 93.14% în luna mai, 83.96% în luna iulie și 60.21% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 42.16% în luna mai, 56.64% în luna iulie și 67.90% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 49.98% în luna mai, 53.02% în luna iulie și 51.29% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 93.78% în luna mai, 87.52% în luna iulie și 65.07% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 72.22% în luna mai, 84.2% în luna iulie și 97.22% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 50.90% în luna mai, 49.29% în luna iulie și 50.08% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 84.23% în luna mai, 77.51% în luna iulie și 55.15% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 57.80% în luna mai, 76.36% în luna iulie și 79.66% în luna septembrie.

Fig.61 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 39.93% în luna mai, 41.07% în luna iulie și 39.94% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 110.00% în luna mai, 108.2% în luna iulie însă a până la 77.13% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 31.50% în luna mai, 60.24% în luna iulie și 63.79% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 60.47% în luna mai, 63.72% în luna iulie și 62.94% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 97.24% în luna mai, 82.56% în luna iulie și 75.19% în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 49.49% în luna mai, 62.82% în luna iulie și 69.04% în luna septembrie (Tabelul 4 anexa V)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Populus x canadensis martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 4.09 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 3.25 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 2.585 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea transpirației: 1.44 H2O/m2/s (in luna mai), 1.24 μmoli H2O/m2/s (in luna iulie) și 0.91 μmoli H2O/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea respirației: 1.19 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 1.01 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 0.70 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice a variat astfel: (Fig.62)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 44.20% în luna mai, 45.32% în luna iulie și 47.69% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 88.96% în luna mai, 72.05% în luna iulie și 68.03% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 58.47% în luna mai, 66.97% în luna iulie și 71.05% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 51.00% în luna mai, 50.82% în luna iulie și 59.21% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 74.42% în luna mai, 74.87% în luna iulie și 67.34% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 95.60% în luna mai, 90.61% în luna iulie și 74.03% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 65.36% în luna mai, 64.51% în luna iulie și 86.67% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 84.58% în luna mai, 70.72% în luna iulie și 56.91% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 90.23% în luna mai, 75.27% în luna iulie și 80.45% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 83.12% în luna mai, 42.60% în luna iulie însă a crescut față de martor până la 120.48% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 105.86% în luna mai,a scăzut până la 93.36% în luna iulie iar în luna septembrie a crescut din nou până la 101.43%,; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 58.63% în luna mai, 59.30% în luna iulie și 39.54% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 66.16% în luna mai, 63.41% în luna iulie și 61.13% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 84.16% în luna mai, 73.20% în luna iulie și 71.58% în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 74.79% în luna mai, 69.26% în luna iulie și 68.53% în luna septembrie.

Fig.62 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.2.1.3. Tilia tomentosa Moench.

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa cultivate în cele cinci zone supuse investigațiilor intensitatea fotosintezei, a respirației și transpirației a avut următoarea dinamică: Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Tilia tomentosa Moench. martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 3.88 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 3.19 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 2.47 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea transpirației: 2.32 μmoli H2O/m2/s (in luna mai), 1.59 μmoli H2O/m2/s (in luna iulie) și 1.54 μmoli H2O/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea respirației: 0.97 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 0.79 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 0.59 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie) (Tabelul 3 anexa III).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice a variat astfel: (Fig. 63)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 21.01% în luna mai, 23.90% în luna iulie și 24.70% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 31.26% în luna mai, 33.91% în luna iulie și 32.95% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 35.86% în luna mai, 34.25% în luna iulie și 34.40% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 45.89% în luna mai, 47.34% în luna iulie și 47.60% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 41.60% în luna mai, 53.02% în luna iulie și 41.19% în luna septembrie; intensitatea respirației a crescut față de martor până la 103.7% în luna mai însă a scăzut față de martor până la 94.87% în luna iulie și 99.97% în luna septembrie.

Fig.63 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 77.45% în luna mai, 78.12% în luna iulie și 77.14% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 102.9% în luna mai dar a scăzut față de martor până la 88.99% în luna iulie și 91.24% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 56.80% în luna mai, 51.00% în luna iulie și 55.03% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 85.50% în luna mai, 89.27% în luna iulie și 90.08% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 72.12% în luna mai, 76.29% în luna iulie și 86.27% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 63.50% în luna mai, 87.68% în luna iulie și 90.45% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 72.31% în luna mai, 72.59% în luna iulie și 75.51% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 91.52% în luna mai, 91.52% în luna iulie și 75.02 % în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 97.14% în luna mai, 79.12% în luna iulie și 81.56% în luna septembrie (Tabelul 4 anexa IV).

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Tilia tomentosa martor au prezentat următoarele valori ale celor trei procese fiziologice:

Intensitatea fotosintezei: 4.07μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 3.43 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 2.56μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea transpirației: 1.37 μmoli H2O/m2/s (in luna mai), 1.36μmoli H2O/m2/s (in luna iulie) și 1.00 μmoli H2O/m2/s (in luna septembrie). Intensitatea respirației: 1.15 μmoli CO2/m2/s (in luna mai), 0.95 μmoli CO2/m2/s (in luna iulie) și 0.73 μmoli CO2/m2/s (in luna septembrie).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu intensitatea celor trei procese fiziologice a variat astfel: (Fig. 64)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 27.11% în luna mai, 27.90% în luna iulie și 28.87% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 35.27% în luna mai, 36.66% în luna iulie și 36.46% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 47.67% în luna mai, 41.84% în luna iulie și 77.46% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 50.65% în luna mai, 52.87% în luna iulie și 52.00% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 37.40% în luna mai, 52.26% în luna iulie și 45.48% în luna septembrie; intensitatea respirației a crescut față de martor până la 110.92% în luna mai însă a scăzut până la 97.87% în luna iulie și 88.95% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 85.13% în luna mai, 77.19% în luna iulie și 88.86% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 169.1618% în luna mai însă a scăzut până la 79.52% în luna iulie și 85.54% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 64.84% în luna mai, 71.01% în luna iulie și 64.56% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 87.74% în luna mai, 89.34% în luna iulie și 93.89% în luna septembrie; intensitatea transpirației a scăzut față de martor până la 56.20% în luna mai, 82.88% în luna iulie și 94.73% în luna septembrie; intensitatea respirației a scăzut față de martor până la 69.52% în luna mai, 91.65% în luna iulie și 83.00% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, intensitatea fotosintezei a scăzut față de martor până la 76.62% în luna mai, 71.71% în luna iulie și 80.40% în luna septembrie; intensitatea transpirației a crescut față de martor până la 107.94% în luna mai, însă a scăzut până la 62.85% în luna iulie și 74.49% în luna septembrie; intensitatea respirației scăzut față de martor până la 83.31% în luna mai, 87.52% în luna iulie și 98.40% în luna septembrie.

Fig.64 Intensitatea proceselor de fotosinteză, respirație și transpirație la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

În tabelul 7 sunt prezentate valorile medii pe doi ani ale intensității procesului de fotosinteză la cele trei specii luate în studiu din cele cinci zone supuse investigațiilor.

Tabelul 7 Intensitatea procesului de fotosinteză a celor 3 specii lemnoase (μmoli CO2/m2/s)

-Media pe 2 ani-

Din analiza rezultatelor obținute în cei 2 ani de cercetare (Tabelul 7) s-a remarcat faptul că intensitatea medie a procesului de fotosinteză a plantelor din varianta martor a fost mai mare la specia Tilia tomentosa (3,27 μmoli CO2/m2/s), a avut o valoare intermediară la specia Populus x canadensis (3,19 μmoli CO2/m2/s) și a fost mai mică la Aesculus hippocastanum (1,88 μmoli CO2/m2/s). Aceste diferențe considerăm că reprezintă caracteristici ale speciilor respective.

Analizele efectuate la începutul perioadei de vegetație, în luna mai, au evidențiat faptul că poluarea a determinat inhibarea procesului de fotosinteză la toate cele 3 specii, încă din această fenofază timpurie. Comparativ cu varianta martor, variantele provenite din zonele poluate au avut o valoare media a intensității acestui proces mai mică de 1,99 ori la specia Populus x canadensis, de 1,48 ori la specia Tilia tomentosa și de 1,34 ori la specia Aesculus hippocastanum.

La sfârșitul perioadei de vegetație, în luna septembrie, variantele provenite din zonele poluate au avut o valoare media a intensității acestui proces mai mică, comparativ cu varianta martor, de 1,95 ori la specia Populus x canadensis, de 1,52 ori la specia Tilia tomentosa și de 1,34 ori mai mică la specia Aesculus hippocastanum. Scăderea mai puțin drastică a intensității procesului de fotosinteză a speciei Aesculus hippocastanum nu se datorează efectului poluării, ci faptului că această specie are intensitatea procesului de fotosinteză mai mică, comparativ cu celelalte specii.

Cea mai mică intensitate a procesului de fotosinteză s-a determinat la variantele provenite din zona Podul de Piatră: 1,42 μmoli CO2/m2/s ori la specia Populus x canadensis, 0,82 μmoli CO2/m2/s la specia Tilia tomentosa și 0,70 μmoli CO2/m2/s la specia Aesculus hippocastanum, care din acest punct de vedere poate fi considerată cea mai poluată zonă.

Intensitatea procesului de respirație a frunzelor a variat în funcție de specie, fenofază și gradul de poluare a atmosferei.

Din rezultatele obținute (Tabelul 8) s-a constatat că variantele martor ale celor 3 specii au avut intensitatea medie a acestui proces mai mare la Aesculus hippocastanum (0,94 μmoli CO2/m2/s) și mai mică la Tilia tomentosa (0,86 μmoli CO2/m2/s).

Intensitatea procesului de respirație a variat și în funcție de fenofază; fiind mai mare în luna mai, în faza de tinerețe (1,04 – 1,28 μmoli CO2/m2/s) și mai mică în luna septembrie, în faza de maturitate (0,63 – 0,67 μmoli CO2/m2/s). Aceste rezultate corespund cu cele obținute de Burzo și Dobrescu (1985).

Poluarea s-a manifestat prin faptul că variantele provenite din aceste zone, au avut la sfârșitul perioadei de vegetație o valoare media a intensității acestui proces mai mică, comparativ cu varianta martor și ca urmare o disponibilitate mai mică de energie biochimică. Astfel, intensitatea medie a procesului de respirație a frunzelor provenite de la cele 3 specii din zonele poluate a fost de 2,81 ori mai mică comparativ cu varianta martor la specia Aesculus hippocastanum, de 1,40 ori la specia Populus x canadensis și de 1,34 ori mai mică la specia Tilia tomentosa. Scăderea mai puțin drastică a intensității procesului de respirație a speciei Aesculus hippocastanum nu se datorează efectului poluării, ci faptului că această specie are intensitatea procesului de respirație mai mică, comparativ cu celelalte specii analizate.

Tabelul 8 Intensitatea procesului de respirație a celor 3 specii lemnoase (μmoli CO2/m2/s)

-Media pe 2 ani-

Poluarea s-a manifestat prin faptul că variantele provenite din aceste zone, au avut la sfârșitul perioadei de vegetație o valoare media a intensității acestui proces mai mică, comparativ cu varianta martor și ca urmare o disponibilitate mai mică de energie biochimică. Astfel, intensitatea medie a procesului de respirație a frunzelor provenite de la cele 3 specii provenite din zonele poluate a fost de 2,81 ori mai mică comparativ cu varianta martor la specia Aesculus hippocastanum, de 1,40 ori la specia Populus x canadensis și de 1,34 ori mai mică la specia Tilia tomentosa. Scăderea mai puțin drastică a intensității procesului de respirație a speciei Aesculus hippocastanum nu se datorează efectului poluării, ci faptului că această specie are intensitatea procesului de respirație mai mică, comparativ cu celelalte specii analizate.

În luna septembrie, cea mai mică intensitate a procesului de respirație s-a determinat la variantele provenite din zona Podul de Piatră: 1,54 μmoli CO2/m2/s la specia Populus x canadensis, 0,47 μmoli CO2/m2/s la specia Aesculus hippocastanum și 0,39 μmoli CO2/m2/s la specia Tilia tomentosa, care din acest punct de vedere poate fi considerată cea mai poluată zonă

Ca și în cazul celorlalte procese analizate, intensitatea procesului de transpirație a variat în funcție de specie, fenofază și de condițiile din zona poluată (Tabelul 9). Astfel, comparând valorile medii obținute în cei doi ani experimentali la variantele martor, s-a constatat că cea mai mare intensitate a procesului de transpirație s-a determinat la specia Tilia tomentosa (1,53 μmoli H2O/m2/s), urmată de Populus x canadensis (1,32 μmoli H2O/m2/s) și Aesculus hippocastanum (1,20 μmoli H2O/m2/s). Determinările efectuate pe durata perioadei de vegetație, la varianta martor, au evidențiat că frunzele tinere (luna mai) au avut cea mai mare intensitate a procesului de transpirație (1,43 μmoli H2O/m2/s) iar pe parcursul procesului de maturare, când a crescut stratul protector de ceruri intensitatea acestui proces a scăzut la 1,19 μmoli H2O/m2/s în luna iulie și la 0,98 μmoli H2O/m2/s în luna septembrie. La variantele provenite din zonele poluate, s-a constatat aceeași diminuare, dar ceasta a fost mai mare și din cauza creșterii suprafeței țesuturilor necrozate. La variantele martor, intensitatea procesului de transpirație a diminuat de 1,32 – 1,45 ori, în timp ce la variantele poluate a scăzut de 1,48 – 1,70 ori.

Poluarea, prin efectele pe care le are asupra celulelor din limbul foliar și asupra apariției de necroze, a determinat scăderea intensității procesului de transpirație, comparativ cu varianta martor. Astfel, valoarea medie a intensității acestui proces, la cele 5 variante provenite din condiții de poluare, a fost mai mică comparativ cu varianta martor de 1,22 ori la speciile: Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis și de 1,47 ori la specia Tilia tomentosa.

Cea mai mică intensitate a procesului de transpirație s-a determinat la frunzele de Aesculus hippocastanum și ilia tomentosa provenite din zona Podul de Piatră și la cele ale speciei Populus x canadensis provenit din zona Decebal – Cantemir.

Tabelul 9 Intensitatea procesului de transpirație a celor 3 specii lemnase (μmoli H2O/m2/s)

-Media pe 2 ani-

8.3 Modificări biochimice

8.3.1 Conținutul de apă și substanță uscată

Poluanții atmosferici pot provoca leziuni foliare, reducerea intensității anumitor parametri fiziologici (fotosinteză, respirație, transpirație), senescență precoce și astfel, creșterea și dezvoltarea anormală (Tiwari și colab., 2006). Necrozele foliare reprezintă materializarea clară a modificărilor unor parametri fiziologici ce pot afecta conținutul de apă și substanță uscată (Jităreanu și colab., 2010).

8.3.1.1. Aesculus hippocastanum L.

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum cultivate în cele cinci zone supuse poluării valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Aesculus hippocastanum au prezentat următoarele valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Aesculus hippocastanum martor coținutul de apă din frunze a fost de 69.99% în cursul lunii mai, 67.32% în cursul lunii iulie și 66.89% în cursul lunii septembrie. Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 30.01% în cursul lunii mai, 32.67% în cursul lunii iulie și 33.10% în cursul lunii septembrie (Tabelul 5 anexa V). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig. 65)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.68% în luna mai, 95.96% în luna iulie și 77.24% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 108.31% în luna mai, 109.03% în luna iulie și 145.98% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 93.10% în luna mai, 94.12% în luna iulie și 80.17% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 112.11% în luna mai, 113.50% în luna iulie și 140.05% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 93.76% în luna mai, 96.09% în luna iulie și 74.72% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 108.04% în luna mai, 151.05% în luna iulie și 116.05% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 92.83% în luna mai, 93.48% în luna iulie și 88.74% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 113.43% în luna mai, 109.03% în luna iulie și 122.74 în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 89.55% în luna mai, 90.07% în luna iulie și 86.66% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 120.45% fată de martor în luna mai, 121.94% în luna iulie și 126.94% în luna septembrie.

Fig.65 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Aesculus hippocastanum au prezentat următoarele valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Aesculus hippocastanum L. martor coținutul de apă din frunze a fost de 67.43% în cursul lunii mai, 65.25% în cursul lunii iulie și 65.67% în cursul lunii septembrie. Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 32.56% în cursul lunii mai, 34.74% în cursul lunii iulie și 34.32 % în cursul lunii septembrie (Tabelul 6 anexa VI). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig.66)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 87.56% în luna mai, 98.88% în luna iulie și 88.46% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 125.74% în luna mai, 102.08% în luna iulie și 122.08% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 94.28% în luna mai, 97.95% în luna iulie și 90.32% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 111.83% în luna mai, 101.09% în luna iulie și 118.52% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 93.92% în luna mai, 96.12% în luna iulie și 87.96% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 112.57% în luna mai, 107.28% în luna iulie și 123.02% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 96.14% în luna mai, 97.98% în luna iulie și 92.37% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 107.98% în luna mai, 103.77% în luna iulie și 114.58 în luna septembrie..

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.64% în luna mai, 93.34% în luna iulie și 95.41% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 109.01% fată de martor în luna mai, 112.50% în luna iulie și 108.78% în luna septembrie.

Fig.66 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.1.2. Populus x canadensis Moench.

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis cultivate în cele cinci zone supuse valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Populus x canadensis au prezentat următoarele valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Populus x canadensis Moench. martor coținutul de apă din frunze a fost de 69.08% în cursul lunii mai, 67.74% în cursul lunii iulie și 67.61% în cursul lunii septembrie. Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 30.91% în cursul lunii mai, 32.25% în cursul lunii iulie și 32.38% în cursul lunii septembrie (Tabelul 5 anexa V). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig.67)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.90% în luna mai, 98.37% în luna iulie și 97.51% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 109.14% în luna mai, 103.41% în luna iulie și 105.18% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.65% în luna mai, 95.05% în luna iulie și 94.33% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 109.70% în luna mai, 110.38% în luna iulie și 111.82% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.51% în luna mai, 96.44% în luna iulie și 92.30% în luna septembrie Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 110.02% în luna mai, 107.45% în luna iulie și 116.05% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a fost mai ridicat față de martor: 100.62% în luna mai și 100.96% în luna iulie însă a scăzut în cursul lunii septembrie până la 91.63%. Conținutul de substanță uscată a fost mai redus decât la exemplarele martor: 98.60% fată de martor în luna mai și la 97.97% în luna iulie însă a crescut față de martor în luna septembrie până la 117.46%.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 96.14% în luna mai, 95.40% în luna iulie și 90.06% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 108.61% în luna mai, 109.64% în luna iulie și 120.74% în luna septembrie.

Fig.67 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Populus x canadensis au prezentat următoarele valori medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Populus x canadensis Moench. martor coținutul de apă din frunze a fost de 70.74% în cursul lunii mai, 69.28% în cursul lunii iulie și 70.32% în cursul lunii septembrie.

Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 29.25% în cursul lunii mai, 30.71% în cursul lunii iulie și 29.67% în cursul lunii septembrie (Tabelul 6 anexa VI).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig.68)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 94.54% în luna mai, 94.40% în luna iulie și 91.01% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 113.20% în luna mai, 112.62% în luna iulie și 121.28% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 94.38% în luna mai, 99.71% în luna iulie și 95.58% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 113.59% în luna mai, 100.63% în luna iulie și 110.46% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 93.53% în luna mai, 95.37% în luna iulie și 93.26% în luna septembrie Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 115.62% în luna mai, 110.44% în luna iulie și 115.96% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 95.65% în luna mai, 99.48% în luna iulie și 95.80% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 110.50% în luna mai, 101.15% în luna iulie și 109.95% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 94.94% în luna mai, 97.20% în luna iulie și 92.05% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 112.23% în luna mai, 106.29% în luna iulie și 118.84% în luna septembrie.

Fig.68 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.1.3. Tilia tomentosa Moench.

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa cultivate în cele cinci zone supuse valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Tilia tomentosa au prezentat următoarele valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Tilia tomentosa Moench. martor coținutul de apă din frunze a fost de 70.23% în cursul lunii mai, 67.74% în cursul lunii iulie și 56.88% în cursul lunii septembrie. Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 29.76% în cursul lunii mai, 32.25% în cursul lunii iulie și 43.11% în cursul lunii septembrie (Tabelul 5 anexa V).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig. 69)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 76.06% fată de martor în luna mai, 67.23% în luna iulie și 78.22% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 156.49% în luna mai, 168.80% în luna iulie și 128.72% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 85.45% fată de martor în luna mai, 81.50% în luna iulie și 95.68% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 134.33% în luna mai, 138.83% în luna iulie și 105.69% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 89.05% în luna mai, 91.00% în luna iulie însă a crescut față de martor în cursul lunii septembrie până la 102.50%. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 125.84% în luna mai și 118.89% în luna iulie dar a scăzut în cursul lunii septembrie la 96.68%.

Fig.69 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 89.42% în luna mai, 86.35% în luna iulie și 98.79% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 124.96% în luna mai, 128.66% în luna iulie și 101.5896 în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 89.90% în luna mai și 95.53% în luna iulie însă în cursul lunii septembrie conținutul de apă a crescut până la 106.08%. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 123.83% în luna mai și la 109.37% în luna iulie dar a scăzut în luna septembrie până la 91.97%.

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Tilia tomentosa au prezentat următoarele valorile medii ale conținutului de apă și substanță uscată:

La exemplarele de Tilia tomentosa Moench. martor coținutul de apă din frunze a fost de 65.73% în cursul lunii mai, 66.48% în cursul lunii iulie și 64.35% în cursul lunii septembrie. Conținutul de substanță uscată foliară a fost de 34.26% în cursul lunii mai, 33.51% în cursul lunii iulie și 35.64% în cursul lunii septembrie. (Tabelul 6 anexa VI).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de apă și substanța uscată din frunze a variat astfel: (Fig.70)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 87.13% fată de martor în luna mai, 98.35% în luna iulie și 80.83% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 124.68% în luna mai, 103.25% în luna iulie și 134.60% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 99.38% fată de martor în luna mai, 90.48% în luna iulie și 89.85% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 101.17% în luna mai, 118.88% în luna iulie și 118.31% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 97.80% în luna mai, 78.82% în luna iulie și 97.33% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 104.20% în luna mai și 141.99% în luna iulie și până la 104.80% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul de apă a crescut față de martor până la 101.34% în luna mai însă a scăzut până la 97.89% în luna iulie și 89.39% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a scăzut față de martor până la 97.42% în luna mai însă a crescut până la 104.16% în luna iulie și 119.15în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul de apă a scăzut față de martor până la 97.09% în luna mai și 98.47% în luna iulie și până la 97.78% în luna septembrie. Conținutul de substanță uscată a crescut față de martor până la 105.58% în luna mai și la 103.02% în luna iulie și până la 103.99% în luna septembrie.

Fig.70 Dinamica conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

În tabelul 10 sunt prezentate valorile medii pe doi ani ale conținutului de apă din frunzele celor trei specii luate în studiu din cele cinci zone supuse investigațiilor.

Tabelul 10 Conținutul de apă din frunzele celor 3 specii lemnoase (%)

-Media pe 2 ani-

Din datele medii pe 2 ani se remarcă faptul că frunzele din varianta martor au avut un conținut mai mare de apă în cazul speciei Populus x canadensis (69,13 %) și mai mic în cazul speciilor Aesculus hippocastanum (67,09 %) și Tilia tomentosa (65,23 %). De asemenea, frunzele tinere (luna mai) au avut un conținut mai mare de apă (67,98 – 69,91 %), iar cele mature (luna septembrie) au avut cel mai mic conținut de apă (56,67 – 68,96 %), datorită acumulării de substanță uscată.

În ceea ce privește influența mediului ambiant asupra conținutului de apă al celor trei specii cercetate s-a constatat că acesta a fost mai mic la variantele provenite din zonele poluate, comparativ cu varianta martor de 1,05 ori la specia Populus x canadensis, de 1,09 ori la Aesculus hippocastanum și de 1,10 ori la Tilia tomentosa, datorită creșterii suprafețelor necrozate, alcătuite din celule moarte. Rezultă că din acest punct de vedere Populus x canadensis prezintă cea mai bună capacitate de adaptare la condiții de stres.

În ceea ce privește influența condițiilor ambiante din cele 5 areale poluate s-a constatat că cel mai mic conținut de apă a fost determinat în frunzele speciilor Aesculus hippocastanum și Tilia tomentosa din zona Podul de Piatră și în frunzele speciei Populus x canadensis provenite din zona Tomești.

8.3.2 Conținutul de pigmenți asimilatori

Concentrațiile variate ale poluanților atmosferici asupra aparatului foliar duc în cele mai multe cazuri la apariția petelor clorotice și necrotice. Unul dintre efectele cele mai comune ale poluării aerului este dispariția treptată a pigmenților clorofilieni și ingălbenirea frunzelor lucru care duce la reducerea intensității fotosintezei (Joshi și Swami, 2007). Măsurarea conținutului pigmenților clorofilieni este un instrument important pentru a evalua efectele poluanților atmosferici asupra plantelor, deoarece aceștia joacă un rol important în metabolismul plantelor și orice reducere a conținutului de clorofilă corespunde în mod direct fenomenului de creștere a plantelor. Clorofila este un indice al productivității plantelor. Când cantitatea unor anumiți poluanți crește conținutul de clorofilă scade (Agbaire și Esiefarienrhe, 2009). Pigmenții clorofilieni sunt relativ sensibili la poluanți atmosferici și astfel scăderea conținutului acestora reprezintă o reacție de răspuns la stresul provocat de noxele atmosferice (Chauhan și Joshi, 2008).

8.3.2.1. Aesculus hippocastanum L

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum cultivate în cele cinci zone supuse valorile medii ale conținutului de clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Aesculus hippocastanum au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Aesculus hippocastanum martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 99.19 mg/100g s. pr. în luna mai, 120.27 mg/100g s. pr. în luna iulie și 79.25 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 30.91 mg/100g s. pr. în luna mai, 43.00 mg/100g s. pr. în luna iulie și 47.66 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 23.69 mg/100g s. pr. în luna mai, 36.21 mg/100g s. pr. în luna iulie și 23.21 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 7 anexa VII).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig. 71)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 74.79% în luna mai, 77.88% în luna iulie și 76.46% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 75.42% în luna mai, 79.74% în luna iulie și 46.00% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 92.41% în luna mai și 98.25% în luna iulie însă a înregistrat o creștere în cursul lunii seprembrie până la 108.69%

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 50.90% în luna mai, 80.21% în luna iulie și 51.31% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a înregistrat o creștere față de martor până la 119.17% în luna mai însă în lunile iulie și septembrie a scăzut până la 88.16% respectiv 29.33%. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a înregistrat o creștere față de martor până la 125.93% în luna mai și 110.45% în luna iulie dar a scăzut în cursul lunii septembrie până la 72.46%.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 51.70% în luna mai, 53.89% în luna iulie și 39.24% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 61.35% în luna mai, 57.60% în luna iulie și 27.78% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 92.42% în luna mai, 75.05% în luna iulie și 62.40% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a înregistrat în cursul lunii mai o creștere față de martor până la 111.01% însă în lunile iulie și septembrie a scăzut până la 97.22% respectiv 51.51%. Coținutul mediu de clorofilă b a crescut față de martor până la 108.55% față de martor în luna mai și 108.55% în luna iulie însă a scăzut în cursul lunii septembrie până la 31.25%. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a crescut față de martor până la 107.66% în luna mai și 103.77% în luna iulie însă a scăzut în cursul lunii septembrie până la 91.10%.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 59.95% în luna mai, 60.20% în luna iulie și 55.26% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 71.10% în luna mai, 68.49% în luna iulie și 26.02% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 75.84% în luna mai, 78.53% în luna iulie și 76.73% în luna septembrie.

Fig. 71 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Aesculus hippocastanum au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Aesculus hippocastanum martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 118.93 mg/100g s. pr. în luna mai, 127.74 mg/100g s. pr. în luna iulie și 70.43 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 43.55 mg/100g s. pr. în luna mai, 66.14 mg/100g s. pr. în luna iulie și 60.28 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 36.48 mg/100g s. pr. în luna mai, 40.67 mg/100g s. pr. în luna iulie și 23.75 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 8 anexa VIII).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig. 72)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 68.71% în luna mai, 54.38% în luna iulie și 60.63% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 68.47% în luna mai, 43.35% în luna iulie și 57.31% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 67.67% în luna mai, 65.24% în luna iulie și până la 98.90% în cursul lunii septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 90.49% în luna mai, 86.87% în luna iulie și 35.74% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a înregistrat o creștere față de martor până la 153.16% în luna mai însă în lunile iulie și septembrie a scăzut până la 89.50% respectiv 49.51%. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a înregistrat o creștere față de martor până la 125.05% însă a scăzut până la 84.06% în luna iulie și până la 78.36% în cursul lunii septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 78.24% în luna mai, 57.47% în luna iulie și 61.08% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 79.82% în luna mai, 43.52% în luna iulie și 30.91% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 82.92% în luna mai, 71.95% în luna iulie și 85.13% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a scăzut față de martor până la 96.81% în luna mai, 35.87% în luna iulie și 52.53% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a crescut față de martor până la 123.54% însă a scăzut până la 54.24% în luna iulie și 41.17% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a crescut față de martor până la 100.76% în luna mai însă a scăzut până la 83.15% în luna iulie și până la 99.15% în cursul lunii septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 55.05% în luna mai, 67.52% în luna iulie și 58.72% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 64.09% în luna mai, 52.88% în luna iulie și 38.40% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 74.62% în luna mai, 74.47% în luna iulie și 72.15% în luna septembrie.

Fig. 72 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.2.2. Populus x canadensis Moench.

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis cultivate în cele cinci zone supuse valorile medii ale conținutului de clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Populus x canadensis au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Populus x canadensis martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 64.68 mg/100g s. pr. în luna mai, 82.74 mg/100g s. pr. în luna iulie și 58.82 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 23.85 mg/100g s. pr. în luna mai 25.39 mg/100g s. pr. în luna iulie și 49.31 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 7 anexa VII).

Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 21.65 mg/100g s. pr. în luna mai, 23.67 mg/100g s. pr. în luna iulie și 19.78 mg/100g s. pr. în luna septembrie. La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig.73)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 64.97% în luna mai, 76.22% în luna iulie și 65.96% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 93.26% în luna mai, 81.97% în luna iulie și 22.53% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 80.61% în luna mai, 82.24% în luna iulie și 67.25% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 62.60% în luna mai, 61.52% în luna iulie și 86.00% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 80.53% în luna mai, 58.74% în luna iulie și 22.88% în luna septembrie. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 75.05% în luna mai, 78.78% în luna iulie și 74.63% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 37.04% în luna mai, 37.34% în luna iulie și 62.18% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 40.81% în luna mai, 36.79% în luna iulie și 18.55% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 55.17% în luna mai, 57.69% în luna iulie și 62.68% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a inregistrat o scădere față de martor până la 52.76% în luna mai și 97.22% în luna iulie, însă a crescut in cursul lunii septembrie până la 104.0182%. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până 67.79% în luna mai, 63.36% în luna iulie și 27.49% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 69.20% în luna mai, 82.74% în luna iulie și 89.75% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 59.95% în luna mai, 60.20% în luna iulie și 80.83% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 71.10% în luna mai, 68.49% în luna iulie și 22.47% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 75.84% în luna mai, 78.53% în luna iulie și 89.32% în luna septembrie.

Fig. 73 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Populus x canadensis au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Populus x canadensis martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 97.52 mg/100g s. pr. în luna mai, 91.97 mg/100g s. pr. în luna iulie și 70.34 g/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 32.74 mg/100g s. pr. în luna mai, 52.04 mg/100g s. pr. în luna iulie și 39.06 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 27.17 mg/100g s. pr. în luna mai, 27.79 mg/100g s. pr. în luna iulie și 18.50 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 8 anexa VIII). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig. 74)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 41.53% în luna mai, 50.11% în luna iulie și 40.92% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 49.46% în luna mai, 32.48% în luna iulie și 32.69% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 44.26% în luna mai, 54.58% în luna iulie și 64.75% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 61.24% în luna mai, 71.47% în luna iulie și 72.40% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 65.85% în luna mai, 54.29% în luna iulie și 47.94% în luna septembrie. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 68.55% în luna mai, 82.36% în luna iulie și 93.19% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 63.92% în luna mai, 57.27% în luna iulie și 43.24% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 69.13% în luna mai, 52.96% în luna iulie și 42.13% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 67.85% în luna mai, 68.72% în luna iulie și 57.41% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a inregistrat o scădere față de martor până la 66.72% în luna mai, 52.00% în luna iulie și până la 82.33% în cursul lunii septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până 48.40% în luna mai, 41.97% în luna iulie și 67.20% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 92.07% în luna mai, 62.39% în luna iulie și 85.36% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 51.58% în luna mai, 52.24% în luna iulie și 61.01% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 62.63% în luna mai, 46.42% în luna iulie și 47.17% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 65.91% în luna mai, 58.35% în luna iulie și 89.79% în luna septembrie.

Fig. 74 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Populus x canadensis Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.2.3. Tilia tomentosa Moench.

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa cultivate în cele cinci zone supuse valorile medii ale conținutului de clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi a avut următoarea dinamică:

Pe parcursul anului de vegetație 2012 exemplarele de Tilia tomentosa au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Tilia tomentosa martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 114.40 mg/100g s. pr. în luna mai, 121.63 mg/100g s. pr. în luna iulie și 109.61 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 25.69 mg/100g s. pr. în luna mai, 41.11 mg/100g s. pr. în luna iulie și 52.70 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 30.74 mg/100g s. pr. în luna mai, 38.40 mg/100g s. pr. în luna iulie și 29.38 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 7 anexa VII). La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig. 75)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 37.26% în luna mai, 76.22% în luna iulie și 48.17% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 93.2627% în luna mai, 81.97% în luna iulie și 32.69% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 80.61% în luna mai, 82.24% în luna iulie și 70.70% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 62.60% în luna mai, 43.23% în luna iulie și 71.08% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 68.00% în luna mai, 64.33% în luna iulie și 38.68% în luna septembrie. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 98.12% în luna mai, 84.12% în luna iulie și 79.39% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 45.61% în luna mai, 50.76% în luna iulie și 44.84% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 72.13% în luna mai, 44.25% în luna iulie și 30.20% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 59.96% în luna mai, 51.15% în luna iulie și 73.59% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a inregistrat o scădere față de martor până la 97.98% în luna mai, 94.42% în luna iulie și 68.34% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până 86.22% în luna mai, 93.57% în luna iulie și 49.25% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 98.16% în luna mai și 51.75% în luna septembrie însă a înregistrat o creștere până la 101.49% în luna iulie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 52.05% în luna mai, 59.45% în luna iulie și 74.43% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 63.51% în luna mai, 52.28% în luna iulie și 49.79% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 68.97% în luna mai și 69.53% în luna iulie însă a înregistrat o creștere în cursul lunii septembrie până la 103.60%.

Fig. 75 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2012)

Pe parcursul anului de vegetație 2013 exemplarele de Tilia tomentosa au prezentat următoarele valorile medii ale clorofilă a, clorofilă b și pigmenți carotenoizi:

La exemplarele de Tilia tomentosa martor coținutul mediu de clorofilă a a prezentat următoarele valori: 138.93 mg/100g s. pr. în luna mai, 121.47 mg/100g s. pr. în luna iulie și 104.95 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a prezentat următoarele valori: 55.77 mg/100g s. pr. în luna mai, 83.08 mg/100g s. pr. în luna iulie și 57.28 mg/100g s. pr. în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a prezentat următoarele valori: 40.97 mg/100g s. pr. în luna mai, 39.90 mg/100g s. pr. în luna iulie și 19.70 mg/100g s. pr. în luna septembrie (Tabelul 8 anexa VIII).

La exemplarele aceleiași specii din cele cinci zone luate în studiu coținutul de pigmenți asimilatori foliari a variat astfel: (Fig.76)

La exemplarele din zona Podul de Piatră, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 39.20% în luna mai, 42.11% în luna iulie și 27.14% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 64.76% în luna mai, 26.69% în luna iulie și 15.00% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 66.07% în luna mai, 49.67% în luna iulie și 60.11% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Decebal-Cantemir, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 67.27% în luna mai, 83.96% în luna iulie și 68.83% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 55.57% în luna mai, 30.49% în luna iulie și 43.98% în luna septembrie. Conținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 71.69% în luna mai, 75.40% în luna iulie și 27.87% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tătărași-Oancea, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 66.22% în luna mai, 56.34% în luna iulie și 39.29% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 51.37% în luna mai, 29.50% în luna iulie și 30.11% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 70.19% în luna mai, 54.78% în luna iulie și 81.97% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Copou-Sadoveanu, coținutul mediu de clorofilă a inregistrat o scădere față de martor până la 85.10% în luna mai, 94.07% în luna iulie și 69.08% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până 61.37% în luna mai, 38.82% în luna iulie și 56.76% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 78.05% în luna mai, 77.35% în luna iulie și 32.98% în luna septembrie.

La exemplarele din zona Tomești, coținutul mediu de clorofilă a a scăzut față de martor până la 44.44% în luna mai, 61.03% în luna iulie și 70.10% în luna septembrie. Coținutul mediu de clorofilă b a scăzut față de martor până la 94.36% în luna mai, 28.70% în luna iulie și 51.58% în luna septembrie. Coținutul mediu de pigmenți carotenoizi a scăzut față de martor până la 45.87% în luna mai, 60.35% în luna iulie și 94.84% în cursul lunii septembrie.

Fig. 76 Dinamica conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

Analizele efectuate pe parcursul celor doi ani de vegetație 2012 și 2013 au evidențiat în general o scădere a conținutului de pigmenți asimilatori comparativ cu martorul la exemplarele celor trei specii de plante lemnoase cultivate în cele cinci zone supuse investigațiilor.

Valoarea medie a conținutului de clorofilă a, pigment cu rol fundamental în fotosinteză, a scăzut semnificativ la toate exemplarele celor trei specii investigate încă din luna mai și s-a accentuat spre luna septembrie, acest fenomen fiind observat în cei doi ani de vegetație 2012 și 2013. Valorile medii cele mai reduse ale conținutului de clorofilă a au fost înregistrate la exemplarele celor trei specii cultivate în zona Podul de Piatră.

Valoarea medie a conținutului de clorofila b a înregistrat în general o scădere față de martor la toate exemplarele celor trei specii supuse investigațiilor. Excepție au facut exemplarele speciei Aesculus hippocastanum cultivate în zona Copou-Sadoveanu în lunile mai și iulie 2012 și exemplarele aceleiași specii cultivate în zona Decebal Cantemir în luna septembrie 2012 și în luna mai 2013, ce a prezentat valori medii ale clorofilei b mai mari decât martorul. Valorile medii cele mai reduse ale conținutului de clorofilă b au fost înregistrate la exemplarele celor trei specii cultivate în zona Podul de Piatră.

Conținutul de clorofilă totală (a+b) din frunze, variază în funcție de numeroși factori interni și externi: specie, fenofază, condiții ambiante etc. Comparând rezultatele obținute de varianta martor (Tabelul 11) se evidențiază faptul că cel mai mare conținut de clorofilă totală s-a determinat în frunzele speciei Tilia tomentosa (117,10 mg/100g), urmată de Aesculus hippocastanum (151,22 mg/100g) și de Populus x canadensis (114,74 mg/100 g).

Tabelul 11 Conținutul de clorofilă totală din frunzele celor 3 specii lemnoase (mg/100g)

-Media pe 2 ani-

Analizele efectuate pe parcursul perioadei de vegetație a relevat faptul că în perioada de tinerețe (luna mai), frunzele au avut un conținut mai mic ce clorofilă totală (109,30 – 167,39 mg/ 100g). Acesta a crescut în luna iulie (126,07 – 183,64 mg/100g) și a scăzut în luna septembrie, pe măsura trecerii spre faza de senescență (108,76 – 171,10 mg/100g). Rezultatele corespund cu cele publicate de Sestak (1985).

Conținutul mediu de clorofilă totală din frunzele celor 5 variante, provenite din zone poluate a fost mai mic la toate speciile luate în cercetare, indicând prin aceasta efectul negativ al poluării asupra acestui pigment fotosintetizant. La toate cele 3 specii, cel mai mic conținut de clorofilă s-a determinat în frunzele plantelor provenite din zonele Oancea – Tătărași și Podul de Piatră. Acesta a variat între 82,64 și 99,15 mg/100g la specia Aesculus hippocastanum, între 55,28 și 59,87 mg/100g la Populus x canadensis și între 67,37 și 81,31 mg/100g la specia Tilia tomentosa.

Pigmenții carotenoizi conform literaturii de specialitate au rol de protecție a clorofilelor împotriva fotooxidării și rezistența acestora la acțiunea poluanților (Agbaire și Esiefarienrhe, 2009). Analizele efectuate arată că pigmenții carotenoizi au avut valori apropiate de martor, mai reduse sau chiar mai ridicate comparativ cu martorul lucru ce denotă o posibilă reacție de răspuns la acțiunea condițiilor de mediu.

Valorile cele mai scăzute ale conținutului de pigmenți asimilatori au fost înregistrate la exemplarele cultivate în zona Podul de Piatră, zonă cu un trafic intens. Modificări în concentrația pigmenților au fost, de asemenea, determinate, în frunzele a șase specii de arbori expuși la poluarea aerului din cauza emisiilor vehiculelor (Joshi și Swami, 2009). Efectele de umbrire din cauza depunerilor de pulberi în suspensie pe suprafața frunzei ar putea fi responsabile pentru scăderea concentrației de clorofilă în zona poluată. Frunzele acoperite cu pulberi solide duc la reducerea fotosintezei și cauzează reducerea conținutului de clorofila (Joshi și Swami, 2009).

Poluanții gazoși intră în țesuturi prin stomate și provoacă denaturarea parțială a cloroplastelor și scade conținutul de pigmenți foliari. Sub influența poluanților gazoși conținutul de clorofilă a și b din frunze scade semnificativ, comparativ cu valorile martorilor (Zamfirache și Ivănescu, 2006).

Cantitatea semnificativă de SO2 gazos provoacă distrugerea clorofilei (Tripathi și Gautam, 2007). O pierdere considerabilă în pigmenți clorofilieni din frunzele plantelor expuse la poluare susține argumentul conform căruia cloroplastul este locul principal al atacului noxelor atmosferice, cum ar fi SO2 și NOx.

8.3.3 Conținutul de proteine solubile

Una dintre modificările biochimice care au loc în plantele expuse la poluarea atmosferică este și modificarea conținutului de proteine solubile.

S-a constatat o reducere a cantității de proteine solubile din frunzele plantelor situate în zone poluate (Sardi, 1981). Denaturarea proteinelor și degradarea acestora în aminoacizi sunt principalele cauze ce reduc conținutul total de proteine din plante (Tripathi și colab., 2006, 2007).

8.3.3.1 Aesculus hippocastanum L.

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum situate în zona de trafic Podul de Piatră conținutul de proteine din frunze a scăzut față de martor până la 91.08% în luna mai, 77.08% în luna iulie și 93.11% în luna septembrie (Fig.77) (Tabelul 9 anexa IX).

Fig. 77 Conținutul de proteine din frunze la Aesculus hippocastanum L. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.3.2 Populus x canadensis Moench.

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis situate în zona de trafic Podul de Piatră conținutul de proteine din frunze a scăzut față de martor până la 73.05% în luna mai, 72.01% în luna iulie și 94.33% în luna septembrie (Fig.78) (Tabelul 9 anexa IX).

Fig. 78 Conținutul de proteine din frunze la Populus x canadensis Moench. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.3.3 Tilia tomentosa Moench.

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa situate în zona de trafic Podul de Piatră conținutul de proteine din frunze a scăzut față de martor până la 74.88% în luna mai, 85.83% în luna iulie și 80.56% în luna septembrie (Fig.79) (Tabelul 9 anexa IX).

Fig. 79 Conținutul de proteine din frunze la Tilia tomentosa Moench. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

Analizele efectuate pe parcursul anului de vegetație 2013 au evidențiat o scădere a conținutului de proteine solubile la exemplarele celor trei specii de plante lemnoase cultivate în zona Podul de Piatră, fenomen în acord cu literatura de specialitate (Sardi, 1981; Tripathi și Gautam, 2007). În același timp s-a constatat că în faza de senescență (septembrie) proteinele sunt biodegradate datorită activității hidrolazelor ce intensifică rezerva de aminoacizi, fenomen ce duce la creșterea conținutului de proteine solubile din frunze. (Thimann, 1980).

8.3.4 Activitatea peroxidazei

Poluarea aerului poate induce unele mecanisme de apărare, cum ar fi activarea unor gene de apărare, cum ar fi genele care codifică peroxidazele. Plantele se pot proteja împotriva stresului oxidativ prin enzime antioxidante, cum ar fi superoxid dismutaza (SOD), catalaza (CAT) și peroxidaza (POD). Activitățile crescute ale acestor enzime sunt considerate ca indicatori ai stresului oxidativ în plante.

Mai multe cercetări au sugerat că activitatea peroxidazei nu poate fi utilizată ca un indicator specific al prezenței poluanților atmosferici și poate fi considerată ca un indicator general al stresului oxidativ (Li., 2003; Ruuhola și colab., 2009). Astfel creșterea activității enzimelor antioxidante în frunze este puternic asociată și cu rezistența lor la poluarea aerului (Woo și Je, 2006).

8.3.4.1 Aesculus hippocastanum L.

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum situate în zona de trafic Podul de Piatră activitatea peroxidazei a crescut față de martor până la 150.51% în luna mai, 120.43% în luna iulie și 119.02% în luna septembrie (Fig.80) (Tabelul 10 anexa IX).

Fig. 80 Activitatea peroxidazei la Aesculus hippocastanum L. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.4.2 Populus x canadensis Moench

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis situate în zona de trafic Podul de Piatră activitatea peroxidazei a crescut față de martor până la 102.93% în luna mai, 105.13% în luna iulie și 102.67% în luna septembrie (Fig. 81) (Tabelul 10 anexa IX).

Fig. 81 Activitatea peroxidazei la Populus x Canadensis Moench. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

8.3.4.3 Tilia tomentosa Moench

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa situate în zona de trafic Podul de Piatră activitatea peroxidazei a crescut față de martor până la 107.42% în luna mai, 106.26% în luna iulie și 119.95% în luna septembrie (Fig. 82) (Tabelul 10 anexa IX).

Fig. 82 Activitatea peroxidazei la Tilia tomentosa Moench. (Mai, Iulie, Septembrie 2013)

Analizele efectuate pe parcursul anului de vegetație 2013 relevă o creștere a activității peroxidazei la toate cele trei specii de plante lemnoase luate în studiu, mai cu seamă la specia Aesculus hippocastanum. Trebuie menționat faptul că sensibilitatea la diferiți poluanți diferă la diverse specii de plante și chiar între clone ale aceleiași specii (Pukacka și Pukacki, 2000). De asemenea, s-a costatat că activitatea peroxidazei scade semnificativ în faza de senescență (septembrie). Acest fenomen se datorează reducerii conținutului de enzime antioxidante în această fenofază (Wu și Tiedemann, 2002).

8.4. Interpretări statistice

În cazul exemplarelor de Aesculus hippocastanum putem constata o corelație în general pozitivă între suprafața medie a frunzelor și cantitatea de clorofilă a. Această corelație este mai puternică în zonele martor, Podul de Piatră și Copou-Sadoveanu în special în anul 2012 (Fig. 83, 84). O corelație pozitivă dar mai slabă se constată între acești parametri în zonele Decebal-Cantemir și Tomești (Tabelul 11 anexa X). În zona Tătărași-Oancea corelația dintre acești parametri este negativă în anul 2012 și pozitivă, dar foarte slabă în anul 2013, acest fenomen putându-se datora valorilor reduse ale cantității de clorofilă a din zona respectivă (Fig. 85) (Tabelul 13 anexa XI).

Conținutul de apă din frunze și intensitatea procesului de transpirație prezintă corelații pozitive și în general puternice pentru anii 2012-2013 în majoritatea zonelor, cu valori mai reduse în zona Tomești (Fig. 86) (Tabelul 11 anexa X; Tabelul 13 anexa XI).

Cantitatea de pigmenții asimilatori este corelată pozitiv cu intensitatea fotosintezei. Corelația prezintă valori moderate până la puternice în anii 2012-2013. Se observă o corelație mai putenică în cazul clorofilei a față de clorofila b, fenomen ce se poate datora rolului mai puternic al acestui pigment în procesul fotosintetic (Fig. 86, 87) (Tabelul 11 anexa X; Tabelul 13 anexa XI).

Se poate constata o corelație în general pozitivă și puternică între intensitatea transpirației și valorile umidității atmosferice (Tabelul nr. 12 anexa X; Tabelul nr. 14 anexa XI).

Între valorile proceselor fiziologice (fotosinteză, transpirație) și cantitățile de poluanți monitorizați s-au constatat în general corelații negative, cu valori mai ridicate în special pentru SO2 și NO2. Cantitatea de pigmenți clorofilieni și cantitățile de poluanți monitorizați se corelează în general negativ și puternic în cursul celor doi ani 2012-2013 (Fig. 88, 89) (Tabelul 12 anexa X; Tabelul 14 anexa XI).

S-a constatat o variație semnificativă din punct de vedere statistic a suprafeței medii a frunzelor în cazul exemplarelor din zona Podul de Piatră (Tabelul 23 anexa XVI; Tabelul 24 anexa XVII). Se poate remarca faptul că în aceeași zonă concentrația de PM10 are cele mai mari valori (Tabelul 2). În aceeași zonă se înregistrează variații semnificative ale valorilor intensității fotosintezei față de exemplarele martor, diferențe care se observă și în cazul cantității de clorofilă a (Tabelul 23 anexa XVI; Tabelul 24 anexa XVII).

Fig. 83 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Aesculus hippocastanum L. în zona martor, în anul 2012

Fig. 84 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Copou-Sadoveanu, în anul 2012

Fig. 85 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Tătărași-Oancea, în anul 2012

Fig. 86 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și conținutul foliar de apă la indivizi ai speciei Aesculus hippocastanum L. în zona martor, în anul 2012

Fig. 86 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă a la indivizii speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Tătărași-Oancea, în anul 2012

Fig. 87 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă b la indivizii speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Tătărași-Oancea, în anul 2012

Fig.88 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și cantitatea medie lunară a SO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Decebal-Cantemir, în anul 2012

Fig.89 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă a și cantitatea medie lunară a SO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Aesculus hippocastanum L. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

În cazul exemplarelor de Populus x canadensis suprafața frunzelor și cantitatea de clorofilă a sunt puternic corelate pozitiv în toate zonele studiate (Fig.90, 91) (Tabelul 15 anexa XII; Tabelul 17 anexa XIII).

Cantitatea de apă din frunze înregistreză, de asemenea, corelații pozitive puternice cu intensitatea transpirației (Fig. 92, 93) (Tabelul 15 anexa XII; Tabelul 17 anexa XIII).

Atât cantitatea de clorofilă a cât și de clorofilă b înregistrează corelații directe de la moderate până la puternice cu intensitatea procesului de fotosinteză în toate zonele și perioadele analizate (Fig. 94, 95) (Tabelul 15 anexa XII; Tabelul 17 anexa XIII).

Intensitatea transpirației variază în același sens cu umiditatea atmosferică în cei doi ani de studiu și în toate zonele investigate (Tabelul 16 anexa XII; Tabelul 18 anexa XIII).

Intensitatea parametrilor fiziologici înregistrați (fotosinteză și transpirație) și concentrațiile de poluanți atmosferici monitorizați prezintă în general corelații negative în toate zonele în anul 2012 (Fig. 96, 97) (Tabelul 16 anexa XII). În anul următor se înregistrează unele excepții în zona Tătărași-Oancea și Copou-Sadoveanu (Tabelul 18 anexa XIII).

O corelație negativă, moderată până la puternică se observă între cantitatea de pigmenți clorofilieni și concentrațiile diferiților poluanți în toate zonele în anul 2012 (Fig. 98, 99) (Tabelul 16 anexa XII).

În anul 2013 excepții se constată în zonele Decebal-Cantemir și Copou-Sadoveanu (Tabelul 18 anexa XIII).

S-a constatat o variație semnificativă a suprafeței medii a frunzelor față de martor în zonele Podul de Piatră și Tătărași-Oancea pe parcursul celor doi ani de vegetație 2012-2013 (Tabelul 25 anexa XVIII; Tabelul 26 anexa XIX).Variația cantității de clorofilă a a fost semnificativă pe parcursul anului 2013 în majoritatea zonelor investigate față de martor (Tabelul 26 anexa XIX).

Pe parcursul anului 2012 o variație semnificativă s-a putut constata doar la exemplarele din zona Podul de Piatră (Tabelul 25 anexa XVIII; Tabelul 26 anexa XIX).

Fig. 90 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Populus x canadensis Moench. în zona martor, în anul 2012

Fig. 91 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Populus x canadensis Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2013

Fig. 92 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și conținutul foliar de apă la indivizi ai speciei Populus x canadensis Moench. în zona Copou-Sadoveanu, în anul 2012

Fig. 93 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și conținutul foliar de apă la indivizi ai speciei Populus x canadensis Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2013

Fig. 94 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă a la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona martor, în anul 2013

Fig. 95 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă a la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig.96 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și cantitatea medie lunară de PM10 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig.97 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și cantitatea medie lunară de PM10 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig.98 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă a și cantitatea medie lunară a SO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona Decebal-Cantemir, în anul 2012

Fig.99 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă b și cantitatea medie lunară a SO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Populus x canadensis Moench. în zona Tătărași-Oancea, în anul 2012

În cazul exemplarelor de Tilia tomentosa suprafața medie a frunzelor prezintă corelații puternice și directe cu cantitatea de clorofilă a în toate zonele studiate (Fig. 100, 101) (Tabelul 19 anexa XIV; Tabelul 21 anexa XV).

Intensitatea transpirației înregistreză corelații directe și puternice cu cantitatea de apă din frunze (Fig.103, 104) (Tabelul 19 anexa XIV; Tabelul 21 anexa XV).

Cantitățile de pigmenții clorofilieni înregistrează corelații directe de la moderate până la puternice cu intensitatea procesului de fotosinteză în toate zonele și perioadele analizate (Fig. 105, 106) (Tabelul 19 anexa XIV; Tabelul 21 anexa XV).

Intensitatea transpirației variază în general liniar direct cu umiditatea atmosferică în cei doi ani de studiu și în toate zonele investigate (Tabelul 20 anexa XIV; Tabelul 22 anexa XV).

În cazul proceselor fiziologice investigate (fotosinteză, transpirație) s-au putut observa corelații în general pozitive cu cantitățile de poluanți monitorizați, cu valori mai ridicate în special pentru SO2 și NO2 (Fig.107,108). Cantitatea de pigmenți clorofilieni și cantitățile de poluanți monitorizați se corelează direct și relativ puternic în cursul celor doi ani 2012-2013 în zonele Podul de Piatră și Decebal-Cantemir (Fig. 109, 110) (Tabelul 20 anexa XIV; Tabelul 22 anexa XV).

S-a constatat o variație semnificativă din punct de vedere statistic a suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Tilia tomentosa din zona Podul de Piatră pe parcursul celor doi ani de investigații (Tabelul 27 anexa XX; Tabelul 28 anexa XXI). Intensitatea procesului de fotosinteză a prezentat variații semnificative pe parcursul celor doi ani de studiu între zonele Podul de Piatră, Decebal-Cantemir, Tomești și martor (Tabelul 27 anexa XX; Tabelul 28 anexa XXI). În zona Tătărași-Oancea variații semnificative s-au putut observa doar în anul 2013 (Tabelul 28 anexa XXI). Intensitatea procesului de transpirație a variat semnificativ în zonele Podul de Piatră, Decebal-Cantemir față de martor pe parcursul celor doi ani 2012-2013 (Tabelul 27 anexa XX; Tabelul 28 anexa XXI).

Cantitățile de clorofilă a au variat statistic semnificativ în anul 2012 în Podul de Piatră și Tătărași-Oancea față de zona martor (Tabelul 27 anexa XX). În anul 2013, cantitățile de clorofilă a au prezentat variații semnificative față de zona martor în toate zonele cu excepția zonei Copou-Sadoveanu (Tabelul 28 anexa XXI).

Concentrația de clorofilă b în țesutul foliar a variat statistic semnificativ în anul 2012 în Podul de Piatră față de zona martor (Tabelul 27 anexa XX). În anul 2013, cantitățile de clorofilă b au prezentat variații semnificative față de zona martor în zonele Podul de Piatră, Decebal-Cantemir și Tătărași-Oancea (Tabelul 28 anexa XXI).

Fig. 100 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Tilia tomentosa Moench. în zona martor, în anul 2012

Fig. 101 Corelația stabilită între suprafața medie a frunzelor și conținutul de clorofilă a la indivizi ai speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Tomești, în anul 2013

Fig. 103 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și conținutul foliar de apă la indivizi ai speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig. 104 Corelația stabilită între intensitatea procesului de transpirație și conținutul foliar de apă la indivizi ai speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Tătărași-Oancea, în anul 2013

Fig. 105 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă a la indivizii speciei Tilia tomentosa Moench. în zona martor, în anul 2013

Fig. 106 Corelația stabilită între intensitatea procesului de fotosinteză și conținutul de clorofilă b la indivizii speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Decebal-Cantemir, în anul 2012

Fig.107 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă a și cantitatea medie lunară a SO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Tilia Tomentosa Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig.108 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă a și cantitatea medie lunară a NO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Tilia Tomentosa Moench. în zona Decebal-Cantemir, în anul 2012

Fig.109 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă a și cantitatea medie lunară de PM10 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Podul de Piatră, în anul 2012

Fig.110 Corelația stabilită între conținutul de clorofilă b și cantitatea medie lunară a NO2 măsurat de stațiile de monitorizare a calității aerului la indivizii speciei Tilia tomentosa Moench. în zona Decebal-Cantemir, în anul 2012

Analizând datele statistice mai sus menționate se poate considera că:

Suprafața foliară se corelează în mod direct și puternic cu conținutul de clorofilă a.

Conținutul de apă din frunze se corelează direct și puternic cu intensitatea transpirației.

Conținutul de clorofilă a și clorofilă b se corelează pozitiv puternic cu intensitatea procesului fotosintetic.

Umiditatea atmosferică prezintă, în general, o influență liniar negativă asupra intensității transpirației;

Poluanții analizați exercită în mod evident o acțiune toxică asupra proceselor fiziologice și asupra conținutului de pigmenți fotoasimilatori, fiind constatate corelații negative puternice între acești parametri.Valorile coeficienților de corelație analizați sugerează un efect mai puternic al poluanților gazoși, comparativ cu poluanții solizi, fenomen observat în zona Moldovei și în studiile efectuate anterior, pe diverse specii lemnoase, situate în jurul combinatelor de la Bicaz și Borzești (Ivănescu și Toma, 2003).

Efectele cele mai semnificative ale poluanților s-au observat asupra exemplarelor celor trei specii luate în studiu din zona Podul de Piatră, unde se înregistrează și concentrații ridicate de SO2 și PM10. Pulberile în suspensie PM10, dioxidul de sulf și dioxidul de azot, individual și în combinație sunt cunoscute ca afectând multe plante de cultură (Agrawal și colab., 2006). Poluanții sub formă de pulberi pot bloca mecanismul de închidere dechidere a stomatelor, fenomen ce duce la perturbarea transpirației și a schimburilor de gaze. Poluanții gazoși (SO2, NO2, ozon) intră prin stomatele frunzelor, urmând aceiași cale ca și dioxidul de carbon. Efectele nocive ale SO2 se manifestă prin distrugerea pigmenților clorofilieni și trecerea acestora în feofitine, fenomen ce duce implicit la scăderea întensității fotosintezei, Oxizii de azot induc la plante simptomele similare cu oxizii de sulf și acționează sinergic (Cotigă, 2008).

CONCLUZII

1. Din observațiile efectuate cu privire la modificările morfologice ale frunzelor au rezultat următoarele:

Modificările morfologice observate pe frunzele plantelor din variantele experimentale se manifestă sub formă de necrozări axate mai mult pe nervuri, necrozări marginale care s-ar putea datora și carenței de apă și sub formă de defolieri mai mult sau mai puțin masive.

Simptomele nu se observă pe frunzele tinere în luna mai ci se manifestă în luna iulie și se intensifică în luna septembrie când se observă și fenomenul de abscisie.

Simptomele se observă mai mult la indivizii speciei Aesculus hippocastanum și mai puțin la indivizii speciei Populus x canadensis.

Cele mai multe necroze pe suprafața frunzelor s-au constatat la indivizii celor trei specii lemnoase investigate cultivate în zona Podul de Piatră.

2. Măsurătorile referitoare la suprafața necrozată a frunzelor la sfârșitul perioadei de vegetație au evidențiat următoarele:

Acest indicator morfologic a variat în limite mari, în funcție de specie și de zona de unde provin. Cea mai sensibilă specie la poluare a fost Aesculus hippocastanum, care a avut cea mai mare suprafață necrozată: 74,36 cm2 la varianta martor și 156,43 cm2 media celor 5 variante provenite din zone poluate. Celelalte două specii studiate au fost mult mai rezistente la acțiunea factorilor poluanți. Astfel, frunzele variantei martor de la ambele specii nu au prezentat necrozări, în timp ce la cele 5 variante provenite din zonele poluate, suprafețele necrozate au reprezentat în medie 81,66 cm2 la Populus x canadensis și 83,08 cm2 la Tilia tomentosa.

Gradul de poluare a zonei a influențat suprafața necrozată. În cazul speciei Aesculus hippocastanum, mai sensibilă la poluare, diferențele dintre suprafețele necrozate a frunzelor au fost mult mai mari, variind între 74,36 cm2 la varianta martor și 227,87 cm2 la varianta Podul de Piatră. O suprafață mare necrozată 179,34 cm2 s-a constatat și la varianta provenită de la Tomești.

Celelalte două specii cercetate, au fost mai rezistente la factorii poluanți, având diferențe mai mici între suprafețele necrozate. Astfel, atât la Populus x canadensis cât și la Tilia tomentosa cea mai mare suprafață necrozată a frunzelor s-a determinat la proveniența Tomești (94,07 și respectiv 100,33 cm2), iar cea mai mică suprafață afectată s-a determinat la Podul de Piatră (71,20 și respectiv 49,71 cm2).

3. Din observațiile referitoare la modificările micromorfologice au rezultat următoarele:

Pe epiderma superioară a frunzelor indivizilor speciilor Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis  s-au găsit depuneri mai rare de substanțe solide străine, probabil datorită faptului că sunt spălate de ploi. Excepție fac indivizii speciei Tillia tomentosa la care s-au constatat existența unor depuneri sub forma unor cruste.

Cantitatea de materiale solide depuse pe epiderma inferioară este mai mare la indivizii speciilor Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis în timp ce frunzele celor din specia Tillia tomentosa au prezentat numeroși peri tectori pe care s-au observat depuneri solide izolate. Aceste depuneri pot obtura ostiolele stomatelor, afectând desfășurarea proceselor fiziologice din frunze.

La specia Populus x canadensis s-a constatat instalarea unei microflore epifite care afectează starea fitosanitară a acesteia.

4. Măsurătorile cu privire la suprafața frunzelor au evidențiat următoarele aspecte:

Toate cele trei specii provenite din cele 5 zone poluate, au avut suprafața frunzei mai mică comparativ cu varianta martor, în medie de 1,08 ori. Cele mai afectate au fost frunzele speciei Populus x canadensis, care au fost mai mici de 1,23 ori, comparativ cu martorul, iar cele mai puțin afectate au fost frunzele de Aesculus hippocastanum care au fost mai mici decât martorul de numai 1,06 ori.

Gradul de poluare din cele 5 zone a influențat diferit procesul de creștere a frunzelor. Astfel, cea mai mică suprafață a frunzei s-a constatat la plantele din zona Podul de Piatră, unde au fost în medie de 1,26 ori mai mici, fapt ce reflectă condițiile de mediu necorespunzătoare.

5. Măsurătorile cu privire la intensitatea procesului de fotosinteză au evidențiat următoarele aspecte:

Poluarea s-a manifestat prin faptul că variantele provenite din zonele poluate au avut la sfârșitul perioadei de vegetație o valoare media a intensității acestui proces mai mică, comparativ cu varianta martor, de 1,95 ori la specia Populus x canadensis, de 1,52 ori la specia Tilia tomentosa și de 1,34 ori mai mică la specia Aesculus hippocastanum. Scăderea mai puțin drastică a intensității procesului de fotosinteză a speciei Aesculus hippocastanum nu se datorează efectului poluării, ci faptului că această specie are intensitatea procesului de fotosinteză mai mică, comparativ cu celelalte specii analizate.

Cea mai mică intensitate a procesului de fotosinteză s-a determinat la variantele provenite din zona Podul de Piatră: 1,42 μmoli CO2/m2/s la specia Populus x canadensis, 0,82 μmoli CO2/m2/s la specia Tilia tomentosa și 0,70 μmoli CO2/m2/s la specia Aesculus hippocastanum, zonă care, din acest punct de vedere, poate fi considerată cea mai poluată zonă

6. Măsurătorile referitoare la intensitatea procesului de respirație au evidențiat următoarele aspecte:

Poluarea s-a manifestat prin faptul că variantele provenite din aceste zone, comparativ cu varianta martor, au avut la sfârșitul perioadei de vegetație o valoare media a intensității acestui proces mai mică de 2,81 ori la specia Aesculus hippocastanum, de 1,40 ori la specia Populus x canadensis și de 1,34 ori mai mică la specia Tilia tomentosa.

Cea mai mică intensitate a procesului de respirație s-a determinat la variantele provenite din zona Podul de Piatră: 1,54 μmoli CO2/m2/s la specia Populus x canadensis, 0,47 μmoli CO2/m2/s la specia Aesculus hippocastanum și 0,39 μmoli CO2/m2/s la specia Tilia tomentosa, zonă care, din acest punct de vedere, poate fi considerată cea mai poluată zonă

7. Măsurătorile referitoare la intensitatea procesului de transpirație au evidențiat următoarele aspecte:

Frunzele tinere (luna mai) au avut cea mai mare intensitate a procesului de transpirație (1,43 μmoli H2O/m2/s), iar pe parcursul procesului de maturare, când a crescut stratul protector de ceruri, intensitatea acestui proces a scăzut la 1,19 μmoli H2O/m2/s în luna iulie și la 0,98 μmoli H2O/m2/s în luna septembrie. La variantele provenite din zonele poluate, unde a crescut și suprafața țesuturilor necrozate, scăderea procesului a fost mai mare (de 1,48 – 1,70 ori).

Poluarea a determinat apariția de necroze pe suprafața limbului foliar, ceea ce a condus la diminuarea intensității procesului de transpirație, comparativ cu variantele martor, de 1,22 ori la speciile: Aesculus hippocastanum și Populus x canadensis și de 1,47 ori la specia Tilia tomentosa.

Cea mai mică intensitate a procesului de transpirație s-a determinat la frunzele de Aesculus hippocastanum și Tilia tomentosa provenite din zona Podul de Piatră și la cele ale speciei Populus x canadensis provenit din zona Decebal – Cantemir

8. Din analizele referitoare la conținutul de apă din frunze a rezultat că:

Frunzele tinere (luna mai) au avut un conținut mai mare de apă (67,98 – 69,91 %), iar cele mature (luna septembrie) au avut cel mai mic conținut de apă (56,67 – 68,96 %). Cele 5 variante din zonele poluate au avut conținutul mediu de apă din frunze, mai mic față de varianta martor de 1,05 ori, la specia Populus x canadensis, de 1,09 ori la Aesculus hippocastanum și de 1,10 ori la Tilia tomentosa, datorită creșterii suprafețelor de țesuturi necrozate, care au pierdut apa.

Cel mai mic conținut de apă a fost determinat în frunzele speciilor Aesculus hippocastanum și Tilia tomentosa din zona Podul de Piatră și în frunzele speciei Populus x canadensis provenite din zona Tomești.

9. Determinările conținutului de pigmenți foliari au evidențiat că:

Frunzele au avut un conținut mai mic de clorofilă totală (109,30 – 167,39 mg/ 100g) în luna mai, acesta a crescut în luna iulie (126,07 – 183,64mg/100g) și a scăzut în luna septembrie (108,76 – 171,10 mg/100g), când a avut loc trecerea spre faza de senescență.

Conținutul mediu de clorofilă totală din frunzele celor 5 variante provenite din zone poluate a fost mai mic la toate speciile avute în atenție, indicând prin aceasta efectul negativ al poluării asupra acestui pigment fotosintetizant.

La toate cele 3 specii, cel mai mic conținut de clorofilă s-a determinat în frunzele plantelor provenite din zonele Oancea – Tătărași și Podul de Piatră. Acesta a variat între 82,64 și 99,15 mg/100g la specia Aesculus hippocastanum, între 55,28 și 59,87 la Populus x canadensis și între 67,37 și 81,31 la specia Tilia tomentosa.

Pigmenții carotenoizi au avut, pentru exemplarele cultivate în zonele de observație luate în studiu, valori apropiate de cele înregistrate la exemplarele din zona martor, mai reduse sau chiar mai ridicate comparativ cu acestea, realitate ce pune în discuție o posibilă reacție de răspuns specific al aparatului lor foliar, prin ritm biosintetic diferit al acestui tip de pigmenți, la acțiunea poluanților din mediu.

11. Analizele referitoare la conținutul de proteine solubile au evidențiat că acest parametru a variat semnificativ în frunzele plantelor investigate, în funcție de fenofază, cu o reducere clară la toate exemplarele celor trei specii de plante lemnoase luate în studiu din zona Podul de Piatră.

12. Determinarea activității peroxidazei a relevat o creștere a acestui parametru la toate exemplarele celor trei specii cultivate în zona Podul de Piatră, ca o posibilă reacție de răspuns a acestora la stresul abiotic suportat în zonă Podul de Piatră (zonă de trafic intens).

13. Valorile coeficienților de corelație dintre diferiți poluanți atmosferici și parametrii fiziologici sau biochimici analizați sugerează, pentru exemplarele speciilor lemnoase cultivate în scop ornamental în Municipiul Iași, un efect mai puternic al poluanților gazoși asupra aparatului foliar, comparativ cu cei solizi.

14. Indiferent de natura lor, noxele atmosferice exercită în mod clar o acțiune nocivă asupra plantelor lemnoase cultivate în scop ornamental în zona urbană a Municipiului Iași. Reacțiile de răspuns ale plantelor la acțiunea poluanților atmosferici sunt în cea mai mare măsură de natură fiziologică și biochimică, maximul efectelor negative asupra vegetației lemnoase ornamentale fiind înregistrat pentru zona Podul de Piatră, zonă de trafic intens, cu variații specifice ale agenților poluanți reprezentați, în special, de SO2 și PM 10.

BIBLIOGRAFIE

ABELSON J.M., SIMON M.I., 2007 – Osmosensing and Osmosignaling. Elsevier Inc.

ACATRINEI GH., 1994 – Poluarea și protecția mediului ambiant. Ed. Univ. Iași.

AGATI G., STEFANO G., BIRICOLTI S., TATTINI M., 2009 – Mesophiyll distribution of antioxidant flavonoids in Ligustrum vulgare leaves under contrasting sunlight irradiance, Ann. Bot. 104:853-861.

AGBAIRE P.O., ESIEFARIENRHE E., 2009 – Air Pollution Tolerance Indices (APTI) of some plants around Otorogun gas plant in Delta state, Nigeria. J. Applied Sci. Environ. Manage, XII:11-14.

AGRAWAL M., SINGH B., RAJPUT M., MARSHALL F., BELL J.N.B., 2003 – Effect of air pollution on peri-urban agriculture: a case study. Environmental Pollution 126, 323- 329.

ALEXE A., 1984 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (I). Rev. Păd. 4:181-187.

ALEXE A., 1985 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (II). Rev. Păd. 1:16-22.

ALEXE A., 1985 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (III). Rev. Păd. 3:136-140.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (V). Rev. Păd. 1:19-23.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (VI). Rev. Păd. 2:67-70.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (VI). Rev. Păd. 3:129-132.

ALLEGRE C., 1990 – Economiser la planete. Fazard, Paris.

ALFANI A., BALDANTONI D., MAISTO G., BARTOLI G., VIRZO DE SANTO A., 2000 – Temporal and spatial variation in C, N, S and trace element contents in the leaves of Quercus ilex within the urban area of Naples. Environ. Pollut. 109(1): 119-129.

APOSTOL S., CĂLUGĂR A., 1972 – Plantele și poluarea atmosferei. Natura, 2:19-29.

AROCA R., 2012 – Plants Responses to Drought Stress, Springer, Heidelberg, New York, Dordrecht, London.

ARTENIE V., TĂNASE E., 1981 – Practică de Biochimie Generală, Centrul de multiplicare al Univ.Al.I.Cuza, Iași,.

ASADA K., 1997 – The role of ascorbate peroxidase and monodehydrpascorbate reductase in H2 O scavenging in plants. In: Oxidative stress and the molecular biology of antioxidant defenses ,Cold Spring Harbor Laboratory Press Plainview, 715 -735.

BADOT P.M. BADOT M.J., 1988-1989 – Contribution a l`analyse des caracteres phisiologiques des epiceas deperissants (Picea abies L.) du Jura. Ann. Sci. de l`Univ. de France-Comte, Besancon, ser. biol- ecol. (5 eme ser), 1:39-44.

BALUSKA F., MANCUSO S., 2009 – Signaling in Plants. Springer Verlag.

BANNISTER J. V., BANNISTER W. H., ROTILIO G., 1987 – Aspects of the structure, function and applications of superoxide dismutase. Critical Reviews in Biochemistry, 22: 111-180.

BARBU, N., UNGUREANU AL., (coord.), 1987- Geografia municipiului Iasi, Ed. Univ. „Al. I. Cuza” Iași.

BAYSE G.S., MICHAELS A.E. and MORRISON. M., 1972 – The peroxidase catalyzed oxidation of tyrosine, Biochim. Biophys. Acta. 284 :34.

BEERLING J.D., CHALONER G.W., 1993 – The impact of Atmospheric CO2 and Temperature Change on Stomatal Density: Observation rom Querqus robur Lammas Leaves. Ann of Bot., 71:231- 235.

BHATTI, G.H. & IQBAL., M.Z., 1988. Investigations into the effect of automobile exhausts on the phenology, periodicity and productivity of some roadside trees. Acta Societatis Botanicorum Poloniae, 57, 3: 395-399.

BIEBERDORF F. W., C. L. SHREWSBURY H. S. MCKEE AND L. H. KROUGH. 1958. Vegetation as a measure indicator of air pollution. Part 1. The pine (Pinus taeda). Bull. Torrey Bot.Club 85:197-200.

BLOKHINAA O., VIROLAINENA E., FAGERSTEDTA K.V., 2003 – Antioxidants, oxidative damage and oxygen deprivation stress: a review. Annals of Botany, 91: 179-194.

BOLDOR O., RAIANU O. ȘI TRIFU M., 1983 – Fiziologia plantelor, lucrări practice. Edit. Didactică și Pedagogică, București, 145-160.

BOLEA V., 1998 – Monitorizarea concentrațiilor elementelor minerale în masa foliară a arborilor din suprafețele de cercetare nivel II. ICAS București.

BOLEA,V., VLONGA, ȘT., LEȘAN, M., 2002 – Monitoringul compoziției floristice în ecosisteme forestiere poluate. Revista de Silvicultură și Cinegetică 15-16, Brașov.

BOLEA,V., CHIRA, D., 2004 – Biosupravegherea calității aerului în ecosistemele forestiere, Revista de Silvicultură și Cinegetică 19-20, Brașov.

BOLEA, V., CHIRA, D., 2005 – Atlasul poluării în Brașov. Editura Silvodel. Brașov.

BOLEA V., CHIRA D., Bujilă M., 2005 – Foliar diagnosis concerning nutrition and pollution sensibility of Brașov’s fir trees. Simpozionul internațional din Poiana Brașov.

BOLEA V., CHIRA D., 2006 – Exploatation of the leaf analyses. Analele ICAS, Vol. 49.

BOLEA V., CHIRA D., 2007 – Influența poluării asupra biodiversității. ICAS București.

BOLEA V., CHIRA, F., CHIRA, D., LUCACI D., IONESCU M., 2008 – Foliar diagnosis of road pollution in Romania. International Conference “ Enviromental Pollution and its impact on public health”, Romanian Academy of Science, Brașov.

BOLEA V, CHIRA D., CHIRA F., VASILE D., LUCACI D., IONESCU M., ȘI IACOBAN C., 2008 – Flora indicatoare a poluării. Ed. Silvică.

BOLEA V, CHIRA D., CHIRA F., VASILE D., LUCACI D., IONESCU M., ȘI IACOBAN C., 2009 – Monitorizarea poluării prin bioindicatori, Ed Cybela Baia Mare.

BONNICHSEN R. K., CHANCE B., THEORELL H., 1947 – Catalase activity. Acta Chem. Scand. 1, 685-708.

BOOKER F., MUNTIFERING R., MCGRATH M., BURKEY K., DECOTEAU D., FISCUS E., MANNING W.J., KRUPA S., CHAPPELKA A., GRANTZ D., 2009 – The ozone component of global change: potential effects on agricultural and horticultural plant yield, product quality and interactions with invasive species. Journal of Integrative Plant Biology 51, 337-351.

BOVAY E., 1969 – Effects de l`anhidride sulphureux et des compose fluores sur la vegetation. In “Air Pollution”, Ed. Pudoc, Wageningen, p. 11-135.

BRAY RC AND CALABRES L., 1974 – Reduction and inactivation of superoxide dismutase by hydrogen peroxide. Biochem J.139: 43-47.

BRUCKERT S., TAVAUT Y., DARTE M., 1988-1989 – Interaction entre fumeres et types de sols: effect sur le stock huminique et les rendements des sols prairiaux jurassiens. Ann. Sci. de l`Univ. de France-Comte, Besancon, ser. biol- ecol. (5 eme ser). 1:17-23.

BURZO I., 2014 – Modificări climatice și efectele asupra plantelor horticole, Editura Sitech, Craiova.

BURZO I, DOBRESCU A., 2005 – Fiziologia plantelor. Vol. VII, Fiziologia arbuștilor și plantelor lemnoase spontane. Editura Elisavaros, București.

CHANDLER P.M., ROBERTSON M. 1994 – Gene expression regulated by abscisic acid and its relation to stress tolerance. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Bio., 45: 113-141.

CHAPLA J., KAMALAKAR J.A., 2004 – Metabolic responses of tropical trees to ozone pollution. J. Environ. Biol., 25: 287-290.

CHAUHAN, S.V.S., BHARATI C. AND ANITA R. 2004 –  Impact of air pollution on floral morphology of Cassia siamea Lamk. J. Environ. Biol., 25: 291-297.

CHERRY J.H., 1994 – Mechanisms of Stress Tolerance in Plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, London, Paris, Tokyo, Hong Kong, Barcelona, Budapest.

CHERRY J.H., LOCY, R.D., RYCHTER, A., 2000, Plant Tolerance to Abiotic Stresses in Agriculture : Role of Genetic Engineering. Kluwer Academic Press. Dordrecht, Boston, London.

CIOBANU C., DULVARA E., LATIȘ L., 1992 – Indicatori ai proceselor de degradare a solurilor și vegetației forestiere prin poluare., Rev. Păd. 3: 17-25.

CIOCÂRLAN V., 2009 – Flora ilustrată a României. Pteridophyta et Spermatophyta. Edit. Ceres,București:

CIPLEA L., CIPLEA AL., 1978 – Poluarea mediului ambiant. Ed. Tehnică, București.

CHAPLA J. AND KAMALAKAR J.A., 2004 –  Metabolic responses of tropical trees to ozone pollution. J. Environ. Biol., 25: 287-290.

CHAUHAN A. AND JOSHI P.C., 2008 -Effect of ambient air pollution on photosynthetic pigments on some selected trees in urban area. Ecology Environment and conservations, 14, 4: 23-27.

CHIFU T., BULIMAR F., MURARIU AL., RUSAN M., HUȚU M., ȘTEFAN N., VIȚALARIU C., SIMALCSIK F., DAVIDESCU G., HOREANU CL., CĂLUGĂR M., 1992 – La stabilte des biostructures, condition esentielle pour la l`ecquilibre ecologique des ecosystems de sapin du district Suceava. Documents phytosociologiques, vol. XIV: 531-551. Camerino.

CHIFU T., ȘI COLAB., 1993 – Cercetări ecologice în ecosisteme de brad afectate de uscare anormală. Memoriile secțiunilor științifice, ser. IV, XIV, 1: 155-208.

COJOCARU D.C., OLTEANU, Z., CIORNEA, E., OPRICĂ, L., COJOCARU S.I., 2007 – Enzimologie generală, EdituraTehnopress, Iași.

COJOCARU, D.C., 2009– Enzimologie practică, Editura Tehnopress, p. 131-132

CONVELLO P. S., CHANG A., DUMBROFF E. B., THOMPSON J. E. 1989. Inhibition of photosystem II precedes thylakoid membrane lipid peroxidation in bisulfite treated leaves of Phaseolus vulgaris. Plant Physiol., 90: 1492-1497.

CORMIS L., 1969 – Quelques aspects de l`absorbtion du soufre par les plantes soumises a une atmosphere contenant du SO2. In “Air Pollution”, Ed. Pudoc, Wageningen: 75-78.

COSTA D. L., 2001 – Air pollution. In: Casarett and Doull’s toxicology: the Basic Science of Poisons, 6th edn., McGraw-Hill, New York, 979-1012.

COTIGĂ C., 2008 -Ecology and ecosystem protection. Editura Sitech, Craiova, 299 – 301.

CRĂCIUN C., KOLOZARI P., 1969 – Observații prind acțiunea noxelor și aerosolilor asupra plantelor din împrejurimile orașului Baia Mare. Bul. Șt. Inst. Ped. Baia Mare, ser. B, 147-153.

CRUZ DE CARVALHO MH, CONTOUR-ANSEL D., 2008 – (h)GR, beans and drought stress. Plant Signal Behav. 3 (10):834-5.

DALTON D. A., 1995 – Antioxidant defenses of plants and fungi. In: Oxidative stress and antioxidant Defenses in Biology. (Ahmed, S., ed.). Chapman and Flail, New York, NY, 298-355.

DALTON D. A., 1995 – Antioxidant defenses of plants and fungi. In: Oxidative stress and antioxidant Defenses in Biology. (Ahmed, S., ed.). Chapman and Flail, New York, NY, ISBN 0-421-03971 -0, 298-355.

DE MIGUEL E., LLAMAS J.F., CHACÓN E., BERG T., LARSSEN S., RŘYSET O., VADSET M., 1997 – Origin and patterns of distribution of trace elements in street dust: Unleaded petrol and urban lead . Atmospheric Environment 31 (17) : 2733-274.

DE REY-PAILHADE J., 1888 – Sur un corps d'origine organique hydrogénant le soufre 1 à froid. Comptes Rendus Hebdomadaire Séances de l'Académie de Sciences. 16:1683-4.

DELIAN E., 2006 – Fiziologia Stresului biotic la plante, Ed. Cartea Universitară.

DI FERDINANDO M., BRUNETTI C., FINI A., TATTINI M.,2012 – Abiotic Stress Responses in Plants: Metabolism, Productivity and Sustainability. Ahmad P., Prasad M.N.V., editors. Springer; New York, NY, USA: 159–179.

DIHORU GH., 1977 – Poluarea – factor paranatural. Stud. și cerc. biol., ser. Biol. Veg., 29, 1: 55- 60.

DINEVA, S.B., 2004 – Comparative studies of the leaf morphology and structure of white ash Fraxinus americana L. and London plane tree Platanus acerifolia Willd growing in polluted area. Dendrobiology, 52:3-8.

DUȚU M., 1995 – Dreptu1 internațional și comuuniar al mediului, Edit. Econ., București.

EMBERSON L., ASHMORE M., MURRAY F., 2003 – Air Pollution Impacts on Crops and Forests. A Global Assessment. Imperial College Press, London, U.K.

ERHAN ELENA, 1979 – Clima și microclimatele din zona orasului Iași și împrejurimi Ed. Junimea. Iași.

EVANS L.S., TING I.P., 1974 – Ozone sensitivity of leaves: relationship to leaf water content, gas transfer resistance nad anatomical characteristics., Amer. J. Bot., 61, 6: 592- 597.

FAYZA F., AHMED M., SHEREEN E., 2013 – Physiological and ultrastructural studies on calcium oxalate crystal formation in some plants. Turkish Journal of Botany 37: 139-152.

FERNANDES J.C., HENRIQUES F.S., 1991 – Biochemical, Physiological and Structural Effects of Excess Cooper in Plants. The Botanical Review, 57, 3: 246-173.

FILIPESCU, I.P., FUEREA, A., 1999 – Drept internațional comunitar european. Editura Actami, București.

FLESCHIN, S., FLESCHIN M., NHTA S., PAVEL E., MAGEARA V., 2003 – Free radicals mediate protein oxidation in biochemistry. Roum. Biotechnol. Lett., 5: 479-495.

FOYER C. H., HALLIWELL B., 1976 – The presence of glutathione and glutathione reductase in chloroplasts: a proposed role in ascorbic acid metabolism. Planta, 133, 212.

FONTAN JQ., 1993 – La pollution atmospherique sous les tropiques. La Recherche 253, 24: 400-408.

FRANCESCHI VR & NAKATA PA 2005 – Calcium oxalate in plants: Formation and function. Annual Review of Plant Biology 5: 641–671.

FROLOV A.K., GORYSINA T.K., 1982 – Osobennosti fofosinteticeskogo apparata nekotoryh drevesnyh v gorodskih usloviiah. Bot. Jurn. SSSR, 67,5: 599-609.

GARREC J.P., CH. ROSE, 1991 – Les jeunes epiceas vicyimes de l`ozone, La Recherche 236, 22:1228-1230.

GARREC J.P., VAN HALUWYN, 2002 – Biosurveillance végétale de la qualité de l’air. Tec & Doc, Paris.

GEISLER M., VENEMA K., 2011 – Transporters and Pumps in Plant Signaling, Springer Verlag.

GEORGE P., IRVINE DH., 1952 – The reaction between metmyoglobin and hydrogen peroxide. Biochem J.1952 Nov.52(3):511–517.

GHORBANLI M., BAKAND Z., BAKHSHI KHANIKI G., BAKAND S., 2007, Air pollution effects on the activity of antioxidant enzymes in Nerium oleander and Robinia pseudo acacia plants in Tehran, Iran. J. Environ. Health. Sci. Eng., Vol. 4, No. 3: 157-162.

GODDE D., BUCHHOLD J. 1992 – Effect of long term fumigation with ozone on the turnover of the D-1 reaction center polypeptide of photosystem II in spruce (Picea abiers). Physiol. Plant, 86: 568-574.

GODZIK AND SASSEN 1978 – A scanning electron microscope examination of Aesulus hippocastanum L. Leaves from control and air polluted areas. Environ. pollut. 17: 13 – 18.

GOSTIN I., 2010- Structural Changes In Silver Fir Needles In Response To Air Pollution, Analele Universității din Oradea – Fascicula Biologie XVII: 300-305.

GOULD ROY., 1985 – Going sour: science and polites of acid rain. Birkhauser Boston, Basel, Stuttgart.

GOUT E., BOISSON A. M., AUBERT S., DOUCE R., BLIGNY R., 2001 – Origin of the cytoplasmic pH changes during anaerobic stress in higher plant cells. Carbon-13 and phosphorus-31 nuclear magnetic resonance studies. Plant Physiology, 125: 912-925.

GRILLO S., LEONE A., 1996, Phyysical Stresses in plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York.

GUPTA S.D., 2011 – Reactive Oxygen Species and Antioxidants in Higher Plants. CRC Press., Boca Raton, Florida.

HALE M.G., ORCUTT D.M., THOMPSON L.K., 1987 – The Physiology of Plants under Stress. 1st Edn., Wiley Interscience Publication, Wiley and Sons Inc., New York, pp: 206.

HEATH R.L., 1980 – Initial events in ingury to plants by air pollutants. Annu. Rev. Plant Phisiol., 31: 395-431.

HECK W. W., ADAMS R. M., CURE W. W., HEAGLE A. S., HEGGESTAD H. E., KOHUT R. J., KRESS L. W., RAWLINGS J. O., TALYLOR O. C. 1983 – A reassessment of crop loss from ozone. Environ. Sci. Technol., 17: 572-581.

HENDRY G., 1994 – Oxygen and environmental stress in plants: an evolutionary context. Proc. Roy. Soc. Edinburgh 102B, 155-165.

HIRT H., 2009 – Plant Stress Biology. Wiley-VCH Verlag GambH.

HIRT H., SHINOZAKI K., 2004 – Plant Responses to Abiotic Stress. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York.

HONOUR S.L., BELL J.N., ASHENDEN T.W., CAPE J.N., POWER., S.A., 2009 – Responses of herbaceous plants to urban air pollution: Effects on growth, phenology and leaf surface characteristics. Environ. Pollut., 1279-1286.

IANCULESCU M., 1973 – Contribuții la cunoașterea influenței poluării asupra vegetației forestiere. Rev. Păd., 9: 81-85.

IANCULESCU M., 1977 – Efectele poluării atmosferei asupra ecosistemelor forestiere și măsuri pentru protejarea lor. Ocrot.Nat.,21,2: 123-126.

IANCULESCU M., 1986 – Cercetări privind dinamica fenomenului de poluare industrială a pădurilor din zona Copșa Mică. Referat de contract nr. 1675 (D), 137/1986, București.

IONESCU AL., GROU E., 1971 – Aspects of the phzsiologz and biochemistrz of some plants existing under the influence of atmosphere pollution. Rev. roum. de biol., ser. bot., 16, 4:163-271.

IONESCU AL., 1973 – Efectele biologice ale poluării mediului. Ed. Acad. R.S.R., București.

IONESCU AL., ȘERBĂNESCU GH., PAL GH., 1972 – Elements of the symptomatology of Fluor polluted plants., Rev. roum. de biol., ser. bot., 25, 3: 261-267.

IONESCU AL., UDRESCU S., 1988 – Effect of florine and sulphur industrial pollution on agricultural crops and edaphic vegetation. Rev. roum. de biol., ser. biol. Veg,.33, 1:39-43.

IVĂNESCU L., TOMA C. 2003 – Influența poluarii atmosferice asupra structurii plantelor, Ed. Fundației ”Andrei Șaguna” Constanța.

IVĂNESCU LĂCRĂMIOARA, C. TOMA, 1999 – Responses of the plants to the action of atmospheric pollutants. An. șt. Univ. “Al. I. Cuza” Iași, s. II a (Biol. Veget.), t. XLV: 47-54.

JENKS M.A., HASEGAWA P.M., 2005 – Plant Abiotic Stress. Blackwell Publishing, Oxford.

JENKS M.A., WOOD, A.J., 2007 – Plant Dessication Tolerance. Blackwell Publishing.

JENSEN, S., ERIKSON, G., KYLIN, H.,1992, – Atmospheric pollution by persistent organic compounds: monitoring with pine needles, Chemosphere 24(2): 229–245.

JIMENEZ A., HERNANDEZ J. A., DEL RIO L. A., SEVILLA F., 1997 – Evidence for the presence of the ascorbate-glutathione cycle in mitochondria and peroxisomes of pea leaves. Plant Physiol., 114: 275-28.

JIMENEZ A., HERNANDEZ J. A., PASTORI G., DEL RIO L. A., SEVILLA F., 1998 – Role of the ascorbate-glutathione cycle of mitochondria and peroxisomes in the senescence of pea leaves. Plant Physiology, 118: 1327-1335.

JITĂREANU C. D., TOMA L. D., SLABU C., MARTA A. E., RADU M., 2010 – Physiological response of chestnut (Aesculus hippocastanum L.) roadside trees to pollution. Lucrări științifice, Seria Agronomie, Iași, 53,2:36 -41.

JOSHI P.C., SWAMI A., 2007 – Physiologigal responses of some tree species under roadside automobile pollution stress around city of Haridwar, India. Environmentalist, 365-374. 

JOSHI, P.C. & SWAMI A., 2009 – Air pollution induced changes in the photosynthetic pigments of selected plant species. Journal of Environmental Biology, 30: 295-298.

JAHAN, S. & IQBAL, M.,Z., 1992. Morphological and anatomical studies of leaves of different plants affected by motor vehicles exhaust. Journal of Islamic Academy of Science, 5, 1: 21-23.

KENDRICK J.B., DARLY E.F., MIDDIETON J.T. PAULUS A.O. 1956 – Plant response to polluted air: Specific effects of air pollutants on plants vary according to plant species and modifying internal and external factors. California Agric., 10: 9-15.

KERSTIENS G., 1996 – Plant cuticles, BIOS Scientific Publishers Ltd., Oxford.

KIM F. J., KIM H. P., HAH Y. C., ROE, J. H., 1996 – Differential expression of superoxide dismutases containing Ni and Fe/Zn in Streptomyces coelicolor. European Journal of Biochemistry, 241: 178-185.

KIM T.W., 1981 – Influence of sulphur dioxide on the growth of ornamentaltrees. Korean J. Plant. Prot., 20:229-234.

KOOCHAK, H. AND SEYYED S.M., 2010 – Some morphological changes and physiological responses due to air pollution in Prosopis juliflora plant. Proceedings of the 16th National and 4th International Conference of Biology, November 4-6, 2010, Mashhad, Iran, pp: 1414-1414.

KRAGLER F., HIILSKAMP M., 2012 – Short and Long Distance Signaling. Springer Verlag.

KRAUSS G., 2003 – Biochemistry of Signal Transduction and Regulation. Wiley – VCH, Verlag.

KUBO A., AONO M., NAKAJIMA N., SAJI H., TANAKA K., KONDO N., 1999 – Differential responses in activity of antioxidant enzymes to different environmental stresses in Arabidopsis thaliana . J. Plant Res., 112: 279-390.

KULSHRESHTHA K., YUNUS M., DWIVEDI A.K., AHMAD A.J., 1980 – Effect of air pollution on the epidermal traits of Jasminum sambac Ait. New botanist 7.

LAISK A., PFANZ V., SCHRAMM M. J., HEBER U. 1988 – Sulfur dioxide fluxes into different cellular compartments of leaves photosynthesizing in a polluted atmosphere .I. Computer analysis. Planta, 173: 230-240.

LARSON R. A., 1988 – The antioxidants of higher plants. Phytochemistry, 27: 969-978.

LEE E., BENNETT J., 1982 – Superoxide dismutase, a possible protective enzyme against ozone injury in snap beans (Phaseolus vulgaris L). Plant Physiol., 69: 1444-1449.

LI M.H, 2003 – Peroxidase and superoxide dismutase activities in fig leaves in response to ambient air pollution in a subtropical city. Arch Environ Contam Toxicol 45: 168-176.

LOWRY O.H., ROSEBROUGH N.J., FARR A.L., RANDALL R.J., 1951 – J. Biol. Chem. 193: 265-275.

LUSHCHAK V., SEMCHYSHYN H.M., 2012 – Oxidative stress – Molecular Mechanism and Biological Effects. Rijeka, Croația.

LYONS T., OLLERENSHAW J., BARNES J. 1999 – Impacts of ozone on Plantago major: apoplastic and symplastic antioxidant status. New Phytol., 141: 253-263.

MACKINNEY, G., 1941 – Absorption of light by Chlorophyll solutions. J. Biol. Chem. 140: 315-319.

MAIORESCU E., 1964 – Efecte nocive ale gazelor industrial asupra vegetației din Valea Ampoiului. Rev. Păd., 12: 16-23.

MALHOTRA S., KHAN A., 1984 – Biochemical and physiological impact of major pollutants. In: Air Pollution and Plant Life (Treshow, M., ed.). John Wiley & Sons, New York, 113-157.

MASTERS C.J, 1982 – On the turnover and multiplicity of peroxisomal catalase. Ann. N.Y. Acad. Sci. 386:301–313.

MANO J., USHIMARU T., ASADA K., 1997 – Ascorbate in thylakiod lumen as an endogenous electron donor to photosystem II: Protection of thylakoids from photoinhibition and regeneration of ascorbate in stroma by dehydroascorbate reduetase. Photosyn. Res., 53: 197-204.

MEHLHORN H. 1990 – Ethylene promoted ascorbate peroxidase activity protects plants against hydrogen peroxide, ozone and paraquat. Plant Cell Environ., 13: 971-976.

MIHĂILĂ D., 2001 – Trăsăturile definitorii ale climei Câmpiei Moldovei, Analele Universității „Ștefan cel Mare” Suceava, Secțiunea Geografie Anul X.

MILESCU I., 1986 – Ploile acide. Geneză și dimensiuni, Rev. Pădurea, 3.

MÖLLER K. M. AND OTTOLENGHI, P., 1966 – The oxidation of o-dianisidine by H2O2 and peroxidase at neutral pH. Compts. Rend. Trav. Lab., Carlsberg, Vol.35, 369.

MONK L., FAGERSTEDT K., CRAWFORD R.,1989 – Oxygen toxicity and superoxide dismutase as an antioxidant in physiological stress. Physiologia Plantarum, 76: 45-59.

MORARIU, I., TUDOR I.,1966- Botanică sistematică., Ed. Did. și Ped., București.

MULGREW A., WILLIAMS P., 2000 – Biomonitoring of air qual ity using plants, II Heavy metals. WHO Collaborating Centre for Air Quality Management and Air Pollution Control, Air Hygiene Report No. 10, Berlin.

MUNNIK T., 2010 – Lipid Signaling in Plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

NAPP-ZIN KL., 1971, 1974, 1984, 1988 – Anatomie des Blattes. II. Angiospermen (A1, A2, B1, B2). In: Handbuch der Pflanzenanatomie. Gebruder Borntreager, Berlin, Stuttgart.

NAST W., MORTENSEN L., FISCHER K., FITTING I., 1993 – Effects of air pollutants on the growth and antioxidative system of Norway Spruce exposed in open-top chambers. Environ. Pollut., 80: 85-90.

NAVARI-IZZO F., QURATACCI M. F., IZZO R., PINZINO C. 1992 – Degradation of membrane lipid components and antioxidant levels in Horedeum vulgare exposed to long -term fumigation with SO2. Physiol. Plant, 84: 73-79.

NEGOIU D., KRIZA ANGELA, 1977 – Poluanți organic în aer, Ed. Acad.Rom., București.

NEGULESCU M., VAICUM L., PĂTRU C., IANCULESCU., BONCIU G., PĂTRU O, 1995 – Protecția mediului înconjurător. Ed. Tehnică, București.

NENIȚESCU C., 1985 – Chimie generală (ed. a-V-a). Ed. did. și ped., București.

NICOARĂ M., 2003 – Legislația mediului, Edit. Univ. "AI.I. Cuza", Iași.

NICOARA M., 2009 – Legislatie, institutii si politici de mediu, Tehnopress Iași.

NIȚĂ M., RUGINĂ R., L. IVĂNESCU, COSTICĂ NAELA, (Coord. C. TOMA), 2003 – Morfologia și anatomia plantelor, Ed. Univ.”Al.I. Cuza” Iași.

NOCTOR G., FOYER C., 1998 – Ascorbate and glutathione: keeping active oxygen under control. Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology, 49: 249-279.

NOORMETS A., MCDONALD E.P., DICKSON R.E., KRUGER E.L., SOBER A., ISEBRANDS J.G., KARNOSKY D.F. 2001 – The effect of elevated carbon dioxide and ozone on leaf- and branch-level photosynthesis and potential plant-level carbon gain in aspen. Trees-Structure Function, 15: 262-270.

PALLAVI S., AMUJ BHUSHAN J., RAMA SHANKER D., MOHAMMAD P., 2012 – Reactive Oxygen Species, Oxidative Damage, and Antioxidative Defense Mechanism in Plants under Stressful Condition, journal of Botany, 1-26.

PAREEK A., SOPORY S.K, BOHNERT H.J., 2010 – Abiotic Stress Adaptation in Plants. Springer Science, Dordrecht.

PASTORI G.M,, TRIPPI V,S., 1992 – Oxidative stress induces high rate of glutathione reductase synthesis in a drought-resistant maize strain. Plant Cell Physiol. 33: 957-961.

PEISER, G. AND YANG, S. F. 1985. Biochemical and physiological effects of SQ2 on nonphotosynthetic processes in plants, Stanford University Press. Standford, C.A., 148-161.

PFANNSCHMIDT T., 2009 – Plant Signal Transduction. Humana Press.

PIERRE M., 1990 – Effects de la pollution et secheresse/pollution. Institut de Physiologie Vegetale C.N.R.S Gif-sur-Yvette.

POPESCU A., SANDA V., 1972 – Efectele poluării atmosferei din unele centre industrial asupra plantelor. Ocrot. Nat., 16, 2: 187-196.

PRATT D. E., 1972 – Ingredients of soybean. J. Food Sd., 37: 322.

PRETTI B., 2001 – Effect of auto – exhaust pollution of the leaf micromorphology of Cassia siamea L . J . Indian bot SOC Vol 80:35 – 38.

PUKACKA S., PUKACKI P.M., 2000 – Seasonal changes in antioxidant level of Scots pine (Pinus sylvestris L.) needles exposed to industrial pollution. II. Enzymatic scavengers activities. Acta Physiol. Plant., 22: 457–464.

RABEGA C., BARNEA M., 1973 – Sursele de poluare și limitel tolerabile ale noxelor. Efecte biologice ale poluării mediului. Ed. Acad. R.S.R., București.

RAI A.K., TAKABE T., 2006 – Abiotic Stress Tolerance in Plants, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

RAO M. V., PALIYATH G., ORMROD D. P., 1996 – Ultraviolet-B and ozone- induced biochemical changes in antioxidant enzymes of Arabidopsis thaliana. Plant Physiol., 110: 125-136.

REINECKE D. M., BANDDURSKI R. S. 1988 – Auxin biosynthesis and metabolism. In: Plant hormones and their role in plant growth and development., Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Netherlands, 24-31.

RIO A., PUPO A., 2009 – Reactive Oxygen Species in Plants Signaling, Springer Verlag.

ROMI R., 2004 – L 'Europe et la protection juridique de l'environnement, Troisierne Edition, Victoires Editions, Paris.

RUUHOLA T., RANTALA L.M., NEUVONEN S., YANG S., RANTALA M.J., 2009 – Effects of long-term simulated acid rain on a plant-herbivore interaction. Basic and Applied Ecology 10: 589-596.

SANITA DI TOPPI L., PAWLIK- SKOWRONSKA B., 2003 – Abiotic Stresses in Plants. Springer Science, Dordrecht.

SARDI K.,1981 – Changes in the soluble protein content of soybean Glycine max L. and pea Pisum sativum L. under continuous SO2 and soot pollution, Environmental Pollution, 25(3): 181-186.

SÂRBU I., ȘTEFAN N., IVĂNESCU LĂCRĂMIOARA, MÂNZU C., 2001 – Flora ilustrată a plantelor vasculare din estul României, I. Edit. Univ. „Al. I. Cuza” Iași.

SCANDALIOS J. G., 1993 – Oxygen stress and superoxide dismutase. Plant Physiology, 101: 7-12.

SCHELL D., WASTERNACK C., 2003 – Plant Signal Transduction. Oxford University Press.

SCHUTT P., COWLING E.B., 1985 – Waldsterben, a general decline of forest in Central Europe. Simptoms, development and possible causes. Plant Disease, 69, 7:548-558.

SEAH T.C. AND KAPLAN J.G.,1973 – Purification and properties of the catalase of bakers' yeast. J Biol Chem 248(8):2889-93.

SEYYEDNEJAD S.M., NIKNEJAD M., YUSEFI M., 2009 – The effect of air pollution on some morphological and biochemical factors ofCallistemon citrinus in petrochemical zone in South of Iran. Asian J. Plant Sci., 8: 562-565.

SESTAK Z., 1985 – Photosynthesis During Leaf Development. Dordrecht, Boston, Lancaster.

SHABALA S., 2012 – Plant Stress Physiology, CABI, Wallingford, UK..

SHINOZAKI K., YAMAGUCHI – SHINOZAKI K., 1999 – Molecular responses to cold, drough, heat and salt stress in higer plants, R.G. – Landes Company.

SIMIONESCU A., ȘTEFĂNSCU M., 1986 – Considerații asupra stării fitosanitare a pădurilor în anii 1980- 1985 (I) Rev. Păd., 1: 24-30.

SIMIONESCU A., ȘTEFĂNSCU M., 1986 – Considerații asupra stării fitosanitare a pădurilor în anii 1980- 1985 (II) Rev. Păd., 2: 82-86.

SKRIVER K., MUNDY J., 1990 – Gene expression in response to abscisic acid and osmotic stress. Plant Cell, 2: 503-512.

SOLBERG R.A., ADAMS D.F. – Histological responses of some plants leaves to hydrogen fluoride amd sulphur dioxide, Americ. Journ. Bot., 43, 1956.

SREENIVASULU N., GRIMM B., WOBUS U., WESCHKE W., 2000 – Differential response of antioxidant compounds to salinity stress in salt-tolerant and salt-sensitive seedlings of foxtail millet (Setaria italica). Physiologia Plant, 109: 435-442.

STENBERG U. 1982 – Sampling and Analysis of Polynuclear Aromatic Hydrocarbons with Special Reference to Automobile Exhaust. Dept. of Analytical Chemistry Arrhenius Laboratory University of Stockholm, Sweden.

TAKAHASHI H., CHEN Z., DU H., LIU Y, KLESSIG D. F., 1997 – Development of necrosis and activation of disease resistance in transgenic tobacco plants with severely reduced catalase levels. Plant J., 11: 993-1005.

TANAKA K., KONDO N., SUGAHARA K. 1982 – Accumulation of hydrogen peroxide in chloroplasts of SO2 fumigated spinach leaves. Plant Cell Physiol., 23: 999-1007.

TANAKA K., TANKEUCHI E., KUBO A., SAKAKI T., HARAGUCH K., KAWAMURA Y., 1991 – Two immunologically different isoenzyme of ascorbate peroxidase from spinach leaves. Arch. Biochem. Biophys., 286: 371-375.

TANDY N., GIULIO R., RICHARDSON C.1., 1989 – Assay and electrophoresis of superoxide dismutase from red spruce (Picea rubens Sarg.), Loblolly pine (Pinus taeda L.), and Scotch pine (Pinus sylvestris L.). A method for biomonitoring. Plant Physiol., 90: 742-748.

TATTINI M., REMORINI D., PINELLI P., AGATI G., SARACINI E., TRAVERSI M.L., MASSAI R., 2006 – Morpho- anatomical physiological and biochemical ajustments in response to root zone salinity stress and high solar radiation in two Mediterranean evergreen shrubs, Myrtus communis and Psitacia lentiscus. New Phytol 170: 779-794.

THIMANN K.V., 1980 – Senescence in Plants. Boca Raton, CRC Press.

TIWARI S., AGRAWAL M., MARSHALL F., 2006 – Evaluation of ambient air pollution impact on carrot plants at a suburban site using open top chamber. Environmental Monitoring and Assessment 266: 15-30.

TOMA C., GOSTIN I., 2000 – Histologie vegetală, Ed. Junimea, Iași.

TRIPATHI A., GAUTAM M., 2007 – Biochemical parameters of plants as an indicator of air pollution. J. Environ. Biol. 28 (1):127-132.

ȚURLEA S., 1989 – S.O.S. Natura în pericol. Ed. Politică, București.

VELJOVIC-JOVANOVIC S., BILGER W., HEBER U. 1993 – Inhibition of photosynthesis, stimulation of zeaxanthin formation and acidification in leaves by SO and reversal of these effects. Plant., 191: 365-376.

VAHDATI K., LESLIE C., 2013 – Abiotic Stressn- Plant Responses and Aplications in Agriculture, Rjeka, Croația.

VASQUEZ-ROBINET, C., MANE, S.P., ULANOV, A.V., 2008 – Physiological and molecular adaptations to drought in Andean potato varieties. J. Exp. Bot. 59: 2109–2123.

WAGONER S., 1975 – Leaf cuticular and morphological Variations in Plantago lanceolata as indicators of environmental pollution. J. Tennessee Acad. Sci. 50: 79 – 83.

WILKINSON, R.E., 2000 – Plant Environment Interaction. Marcel Dekker Inc. New York – Basel.

WILLEKENSH., LANGEBARTELS C., TIRE C., VAN MONTAGU M., INZE D., VAN CAMP W., 1994 – Differential expression of catalase genes in Nicotiana plumbaginifolia L., Proc. Natl. Acad. Sci. USA 91:10450-10454.

WINSTON G. W.,1990 – Physiochemical basis for free radical formation in cells; Production and defenses. In: Stress responses in plants adaptation and acclimation mechanisms (Alsche, R. G. and Cumming, J. R., eds.), Wiley-Liss, Inc., New York, 57-86.

WOO S.Y., JE S.M., 2006 – Photosynthetic rates and antioxidant enzyme activity of Platanus occidentalis growing under two levels of air pollution along the streets of Seoul. J. Plant Biol., 49: 315-319.

WOO S.Y., LEE D.K. AND LEE, Y.K, 2007. Net photosynthetic rate, ascorbate peroxidase and glutathione reductase activities of Erythrina orientalis in polluted and non-polluted areas. Photosynthetica., 45: 293-295.

WU Y.X. AND TIEDEMANN A. V., 2002 – Impact of fungicides on active oxygen species and antioxidant enzymes in spring barley (Hordeum vulgare L.) exposed to ozone. Environmental Pollution, 116, 37-47.

YANG Z., 2008 – Intracellular Signaling in Plants. Wiley – Blackwrll., Oxford.

YUN M.H., 2007. Effect of ozone on CO2 assimilation and PSII function in plants with contrasting pollutant sensitivities. Dissertation Abst. Int., Vol. 68, No. 10.

YUNUS , M., AHMAD , K . J . AND GALE , R . 1979 – Nature air pollutants and epidermal traits in Ricinus communis L . Environ . Pollut., 20: 189 – 198.

YUNUS M. , KULSHRESTHA K. DIVEDI A.K. AND AHMAD, K.J., 1982 – Leaf surface traits of Ipomea fistulosa Mart. Ex. Choisy as indicators of air pollution . New Botanist 9: 39 – 45.

ZAMFIRACHE M.M. AND IVĂNESCU L., 2006 – The effect of air poluttants from Borzesti industrial center (Bacau District) upon physiological processes of wooden Angyospermes, in vol. „International Conference of modern management of Mine Producing, Geology and Environmental Protection”, Albena, Bulgaria, 12 -16 June: 43-50.

ZAMFIR GH., 1974 – Poluarea mediului ambiant. Ed. Junimea, Iași.

ZANOSCHI V., TOMA C., 1985 – Morfologia si anatomia plantelor cultivate, Ed. Ceres, Bucuresti.

ZANOSCHI V., SÂRBU I., TONIUC ANGELA, 1996 – Flora lemnoasă spontană și cultivată din România. Vol. I. Iași: Edit. „Glasul Bucovinei”.

ZANOSCHI V., SÂRBU I., TONIUC ANGELA, 2000, 2004 -Flora lemnoasă spontană și cultivată din România. Vol. II-IV. Iași: Edit. Univ. „Alexandru Ioan Cuza”.

http://apmis.anpm.ro

Acasă

LISTA LUCRĂRILOR ȘTIINȚIFICE

ARTICOLE ȘTIINȚIFICE COTATE ISI:

ȘOLTUZU B.D., IVĂNESCU L., OLTEANU Z., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2014 – Morphological, physiological and biochemical changes induced by atmospheric pollutants on POPULUS X CANADENSIS MOENCH from Iași city area, Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, 9(4): 149 – 156

ARTICOLE ȘTIINȚIFICE COTATE B+:

ȘOLTUZU B.D., ZAMFIRACHE M.M., IVĂNESCU L., TOMA C. 2012 – Foliar response reaction induced bz atmospheric pollutants on the BY AESCULUS HIPPOCASTANUM L. AND TILIA TOMENTOSA L. species from Iași city area, Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași s. II a. Biologie vegetala, 58(2): 61-71

ȘOLTUZU B.D, OLTEANU Z., IVĂNESCU L., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2013 – Physiological and biochemical changes at foliar level induced by atmospheric pollutants on samples of AESCULUS HIPPOCASTANUM L. from Iasi city area, Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași, secțiunea Genetică și biologie moleculară, XIV(4): 79-84

ȘOLTUZU B.D, OLTEANU Z., IVĂNESCU L., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2013 – Morphological and biochemical changes at foliar level induced by atmospheric pollutants on samples of AESCULUS HIPPOCASTANUM L. from Iasi city area Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași, secțiunea Genetică și biologie moleculară, XIV(4): 85-91

ANEXE

Anexa I

Tabelul 1 Variația suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa II

Tabelul 2 Variația suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa III

Tabelul 3 Intensitatea fotosintezei, respirației și transpirației la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa IV

Tabelul 4 Intensitatea fotosintezei, respirației și transpirației la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa V

Tabelul 5 Variația conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa VI

Tabelul 6 Variația conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa VII

Tabelul 7 Variația conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa VIII

Tabelul 8 Variația conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa IX

Tabelul 9 Variația conținutului de proteine din frunze la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din zona Podul de Piatră (mai, iulie, septembrie 2013)

Tabelul 10 Activitatea peroxidazei la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din zona Podul de Piatră (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa X

Tabelul 11 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și

biochimici la Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 12 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XI

Tabelul 13 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 14 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XII

Tabelul 15 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 16 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XIII

Tabelul 17 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 18 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XIV

Tabelul 19 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Tilia tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 20 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XV

Tabelul 21 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Tilia tomentosa Moench. (2013)

Tabelul 22 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XVI

Tabelul 23 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XVII

Tabelul 24 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XVIII

Tabelul 25 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XIX

Tabelul 26 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XX

Tabelul 27 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia Tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XXI

Tabelul 28 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia Tomentosa Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

BIBLIOGRAFIE

ABELSON J.M., SIMON M.I., 2007 – Osmosensing and Osmosignaling. Elsevier Inc.

ACATRINEI GH., 1994 – Poluarea și protecția mediului ambiant. Ed. Univ. Iași.

AGATI G., STEFANO G., BIRICOLTI S., TATTINI M., 2009 – Mesophiyll distribution of antioxidant flavonoids in Ligustrum vulgare leaves under contrasting sunlight irradiance, Ann. Bot. 104:853-861.

AGBAIRE P.O., ESIEFARIENRHE E., 2009 – Air Pollution Tolerance Indices (APTI) of some plants around Otorogun gas plant in Delta state, Nigeria. J. Applied Sci. Environ. Manage, XII:11-14.

AGRAWAL M., SINGH B., RAJPUT M., MARSHALL F., BELL J.N.B., 2003 – Effect of air pollution on peri-urban agriculture: a case study. Environmental Pollution 126, 323- 329.

ALEXE A., 1984 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (I). Rev. Păd. 4:181-187.

ALEXE A., 1985 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (II). Rev. Păd. 1:16-22.

ALEXE A., 1985 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (III). Rev. Păd. 3:136-140.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (V). Rev. Păd. 1:19-23.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (VI). Rev. Păd. 2:67-70.

ALEXE A., 1986 – Analiza sistematică a fenomenului de uscare a cvercineelor și cauzele acestuia (VI). Rev. Păd. 3:129-132.

ALLEGRE C., 1990 – Economiser la planete. Fazard, Paris.

ALFANI A., BALDANTONI D., MAISTO G., BARTOLI G., VIRZO DE SANTO A., 2000 – Temporal and spatial variation in C, N, S and trace element contents in the leaves of Quercus ilex within the urban area of Naples. Environ. Pollut. 109(1): 119-129.

APOSTOL S., CĂLUGĂR A., 1972 – Plantele și poluarea atmosferei. Natura, 2:19-29.

AROCA R., 2012 – Plants Responses to Drought Stress, Springer, Heidelberg, New York, Dordrecht, London.

ARTENIE V., TĂNASE E., 1981 – Practică de Biochimie Generală, Centrul de multiplicare al Univ.Al.I.Cuza, Iași,.

ASADA K., 1997 – The role of ascorbate peroxidase and monodehydrpascorbate reductase in H2 O scavenging in plants. In: Oxidative stress and the molecular biology of antioxidant defenses ,Cold Spring Harbor Laboratory Press Plainview, 715 -735.

BADOT P.M. BADOT M.J., 1988-1989 – Contribution a l`analyse des caracteres phisiologiques des epiceas deperissants (Picea abies L.) du Jura. Ann. Sci. de l`Univ. de France-Comte, Besancon, ser. biol- ecol. (5 eme ser), 1:39-44.

BALUSKA F., MANCUSO S., 2009 – Signaling in Plants. Springer Verlag.

BANNISTER J. V., BANNISTER W. H., ROTILIO G., 1987 – Aspects of the structure, function and applications of superoxide dismutase. Critical Reviews in Biochemistry, 22: 111-180.

BARBU, N., UNGUREANU AL., (coord.), 1987- Geografia municipiului Iasi, Ed. Univ. „Al. I. Cuza” Iași.

BAYSE G.S., MICHAELS A.E. and MORRISON. M., 1972 – The peroxidase catalyzed oxidation of tyrosine, Biochim. Biophys. Acta. 284 :34.

BEERLING J.D., CHALONER G.W., 1993 – The impact of Atmospheric CO2 and Temperature Change on Stomatal Density: Observation rom Querqus robur Lammas Leaves. Ann of Bot., 71:231- 235.

BHATTI, G.H. & IQBAL., M.Z., 1988. Investigations into the effect of automobile exhausts on the phenology, periodicity and productivity of some roadside trees. Acta Societatis Botanicorum Poloniae, 57, 3: 395-399.

BIEBERDORF F. W., C. L. SHREWSBURY H. S. MCKEE AND L. H. KROUGH. 1958. Vegetation as a measure indicator of air pollution. Part 1. The pine (Pinus taeda). Bull. Torrey Bot.Club 85:197-200.

BLOKHINAA O., VIROLAINENA E., FAGERSTEDTA K.V., 2003 – Antioxidants, oxidative damage and oxygen deprivation stress: a review. Annals of Botany, 91: 179-194.

BOLDOR O., RAIANU O. ȘI TRIFU M., 1983 – Fiziologia plantelor, lucrări practice. Edit. Didactică și Pedagogică, București, 145-160.

BOLEA V., 1998 – Monitorizarea concentrațiilor elementelor minerale în masa foliară a arborilor din suprafețele de cercetare nivel II. ICAS București.

BOLEA,V., VLONGA, ȘT., LEȘAN, M., 2002 – Monitoringul compoziției floristice în ecosisteme forestiere poluate. Revista de Silvicultură și Cinegetică 15-16, Brașov.

BOLEA,V., CHIRA, D., 2004 – Biosupravegherea calității aerului în ecosistemele forestiere, Revista de Silvicultură și Cinegetică 19-20, Brașov.

BOLEA, V., CHIRA, D., 2005 – Atlasul poluării în Brașov. Editura Silvodel. Brașov.

BOLEA V., CHIRA D., Bujilă M., 2005 – Foliar diagnosis concerning nutrition and pollution sensibility of Brașov’s fir trees. Simpozionul internațional din Poiana Brașov.

BOLEA V., CHIRA D., 2006 – Exploatation of the leaf analyses. Analele ICAS, Vol. 49.

BOLEA V., CHIRA D., 2007 – Influența poluării asupra biodiversității. ICAS București.

BOLEA V., CHIRA, F., CHIRA, D., LUCACI D., IONESCU M., 2008 – Foliar diagnosis of road pollution in Romania. International Conference “ Enviromental Pollution and its impact on public health”, Romanian Academy of Science, Brașov.

BOLEA V, CHIRA D., CHIRA F., VASILE D., LUCACI D., IONESCU M., ȘI IACOBAN C., 2008 – Flora indicatoare a poluării. Ed. Silvică.

BOLEA V, CHIRA D., CHIRA F., VASILE D., LUCACI D., IONESCU M., ȘI IACOBAN C., 2009 – Monitorizarea poluării prin bioindicatori, Ed Cybela Baia Mare.

BONNICHSEN R. K., CHANCE B., THEORELL H., 1947 – Catalase activity. Acta Chem. Scand. 1, 685-708.

BOOKER F., MUNTIFERING R., MCGRATH M., BURKEY K., DECOTEAU D., FISCUS E., MANNING W.J., KRUPA S., CHAPPELKA A., GRANTZ D., 2009 – The ozone component of global change: potential effects on agricultural and horticultural plant yield, product quality and interactions with invasive species. Journal of Integrative Plant Biology 51, 337-351.

BOVAY E., 1969 – Effects de l`anhidride sulphureux et des compose fluores sur la vegetation. In “Air Pollution”, Ed. Pudoc, Wageningen, p. 11-135.

BRAY RC AND CALABRES L., 1974 – Reduction and inactivation of superoxide dismutase by hydrogen peroxide. Biochem J.139: 43-47.

BRUCKERT S., TAVAUT Y., DARTE M., 1988-1989 – Interaction entre fumeres et types de sols: effect sur le stock huminique et les rendements des sols prairiaux jurassiens. Ann. Sci. de l`Univ. de France-Comte, Besancon, ser. biol- ecol. (5 eme ser). 1:17-23.

BURZO I., 2014 – Modificări climatice și efectele asupra plantelor horticole, Editura Sitech, Craiova.

BURZO I, DOBRESCU A., 2005 – Fiziologia plantelor. Vol. VII, Fiziologia arbuștilor și plantelor lemnoase spontane. Editura Elisavaros, București.

CHANDLER P.M., ROBERTSON M. 1994 – Gene expression regulated by abscisic acid and its relation to stress tolerance. Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Bio., 45: 113-141.

CHAPLA J., KAMALAKAR J.A., 2004 – Metabolic responses of tropical trees to ozone pollution. J. Environ. Biol., 25: 287-290.

CHAUHAN, S.V.S., BHARATI C. AND ANITA R. 2004 –  Impact of air pollution on floral morphology of Cassia siamea Lamk. J. Environ. Biol., 25: 291-297.

CHERRY J.H., 1994 – Mechanisms of Stress Tolerance in Plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York, London, Paris, Tokyo, Hong Kong, Barcelona, Budapest.

CHERRY J.H., LOCY, R.D., RYCHTER, A., 2000, Plant Tolerance to Abiotic Stresses in Agriculture : Role of Genetic Engineering. Kluwer Academic Press. Dordrecht, Boston, London.

CIOBANU C., DULVARA E., LATIȘ L., 1992 – Indicatori ai proceselor de degradare a solurilor și vegetației forestiere prin poluare., Rev. Păd. 3: 17-25.

CIOCÂRLAN V., 2009 – Flora ilustrată a României. Pteridophyta et Spermatophyta. Edit. Ceres,București:

CIPLEA L., CIPLEA AL., 1978 – Poluarea mediului ambiant. Ed. Tehnică, București.

CHAPLA J. AND KAMALAKAR J.A., 2004 –  Metabolic responses of tropical trees to ozone pollution. J. Environ. Biol., 25: 287-290.

CHAUHAN A. AND JOSHI P.C., 2008 -Effect of ambient air pollution on photosynthetic pigments on some selected trees in urban area. Ecology Environment and conservations, 14, 4: 23-27.

CHIFU T., BULIMAR F., MURARIU AL., RUSAN M., HUȚU M., ȘTEFAN N., VIȚALARIU C., SIMALCSIK F., DAVIDESCU G., HOREANU CL., CĂLUGĂR M., 1992 – La stabilte des biostructures, condition esentielle pour la l`ecquilibre ecologique des ecosystems de sapin du district Suceava. Documents phytosociologiques, vol. XIV: 531-551. Camerino.

CHIFU T., ȘI COLAB., 1993 – Cercetări ecologice în ecosisteme de brad afectate de uscare anormală. Memoriile secțiunilor științifice, ser. IV, XIV, 1: 155-208.

COJOCARU D.C., OLTEANU, Z., CIORNEA, E., OPRICĂ, L., COJOCARU S.I., 2007 – Enzimologie generală, EdituraTehnopress, Iași.

COJOCARU, D.C., 2009– Enzimologie practică, Editura Tehnopress, p. 131-132

CONVELLO P. S., CHANG A., DUMBROFF E. B., THOMPSON J. E. 1989. Inhibition of photosystem II precedes thylakoid membrane lipid peroxidation in bisulfite treated leaves of Phaseolus vulgaris. Plant Physiol., 90: 1492-1497.

CORMIS L., 1969 – Quelques aspects de l`absorbtion du soufre par les plantes soumises a une atmosphere contenant du SO2. In “Air Pollution”, Ed. Pudoc, Wageningen: 75-78.

COSTA D. L., 2001 – Air pollution. In: Casarett and Doull’s toxicology: the Basic Science of Poisons, 6th edn., McGraw-Hill, New York, 979-1012.

COTIGĂ C., 2008 -Ecology and ecosystem protection. Editura Sitech, Craiova, 299 – 301.

CRĂCIUN C., KOLOZARI P., 1969 – Observații prind acțiunea noxelor și aerosolilor asupra plantelor din împrejurimile orașului Baia Mare. Bul. Șt. Inst. Ped. Baia Mare, ser. B, 147-153.

CRUZ DE CARVALHO MH, CONTOUR-ANSEL D., 2008 – (h)GR, beans and drought stress. Plant Signal Behav. 3 (10):834-5.

DALTON D. A., 1995 – Antioxidant defenses of plants and fungi. In: Oxidative stress and antioxidant Defenses in Biology. (Ahmed, S., ed.). Chapman and Flail, New York, NY, 298-355.

DALTON D. A., 1995 – Antioxidant defenses of plants and fungi. In: Oxidative stress and antioxidant Defenses in Biology. (Ahmed, S., ed.). Chapman and Flail, New York, NY, ISBN 0-421-03971 -0, 298-355.

DE MIGUEL E., LLAMAS J.F., CHACÓN E., BERG T., LARSSEN S., RŘYSET O., VADSET M., 1997 – Origin and patterns of distribution of trace elements in street dust: Unleaded petrol and urban lead . Atmospheric Environment 31 (17) : 2733-274.

DE REY-PAILHADE J., 1888 – Sur un corps d'origine organique hydrogénant le soufre 1 à froid. Comptes Rendus Hebdomadaire Séances de l'Académie de Sciences. 16:1683-4.

DELIAN E., 2006 – Fiziologia Stresului biotic la plante, Ed. Cartea Universitară.

DI FERDINANDO M., BRUNETTI C., FINI A., TATTINI M.,2012 – Abiotic Stress Responses in Plants: Metabolism, Productivity and Sustainability. Ahmad P., Prasad M.N.V., editors. Springer; New York, NY, USA: 159–179.

DIHORU GH., 1977 – Poluarea – factor paranatural. Stud. și cerc. biol., ser. Biol. Veg., 29, 1: 55- 60.

DINEVA, S.B., 2004 – Comparative studies of the leaf morphology and structure of white ash Fraxinus americana L. and London plane tree Platanus acerifolia Willd growing in polluted area. Dendrobiology, 52:3-8.

DUȚU M., 1995 – Dreptu1 internațional și comuuniar al mediului, Edit. Econ., București.

EMBERSON L., ASHMORE M., MURRAY F., 2003 – Air Pollution Impacts on Crops and Forests. A Global Assessment. Imperial College Press, London, U.K.

ERHAN ELENA, 1979 – Clima și microclimatele din zona orasului Iași și împrejurimi Ed. Junimea. Iași.

EVANS L.S., TING I.P., 1974 – Ozone sensitivity of leaves: relationship to leaf water content, gas transfer resistance nad anatomical characteristics., Amer. J. Bot., 61, 6: 592- 597.

FAYZA F., AHMED M., SHEREEN E., 2013 – Physiological and ultrastructural studies on calcium oxalate crystal formation in some plants. Turkish Journal of Botany 37: 139-152.

FERNANDES J.C., HENRIQUES F.S., 1991 – Biochemical, Physiological and Structural Effects of Excess Cooper in Plants. The Botanical Review, 57, 3: 246-173.

FILIPESCU, I.P., FUEREA, A., 1999 – Drept internațional comunitar european. Editura Actami, București.

FLESCHIN, S., FLESCHIN M., NHTA S., PAVEL E., MAGEARA V., 2003 – Free radicals mediate protein oxidation in biochemistry. Roum. Biotechnol. Lett., 5: 479-495.

FOYER C. H., HALLIWELL B., 1976 – The presence of glutathione and glutathione reductase in chloroplasts: a proposed role in ascorbic acid metabolism. Planta, 133, 212.

FONTAN JQ., 1993 – La pollution atmospherique sous les tropiques. La Recherche 253, 24: 400-408.

FRANCESCHI VR & NAKATA PA 2005 – Calcium oxalate in plants: Formation and function. Annual Review of Plant Biology 5: 641–671.

FROLOV A.K., GORYSINA T.K., 1982 – Osobennosti fofosinteticeskogo apparata nekotoryh drevesnyh v gorodskih usloviiah. Bot. Jurn. SSSR, 67,5: 599-609.

GARREC J.P., CH. ROSE, 1991 – Les jeunes epiceas vicyimes de l`ozone, La Recherche 236, 22:1228-1230.

GARREC J.P., VAN HALUWYN, 2002 – Biosurveillance végétale de la qualité de l’air. Tec & Doc, Paris.

GEISLER M., VENEMA K., 2011 – Transporters and Pumps in Plant Signaling, Springer Verlag.

GEORGE P., IRVINE DH., 1952 – The reaction between metmyoglobin and hydrogen peroxide. Biochem J.1952 Nov.52(3):511–517.

GHORBANLI M., BAKAND Z., BAKHSHI KHANIKI G., BAKAND S., 2007, Air pollution effects on the activity of antioxidant enzymes in Nerium oleander and Robinia pseudo acacia plants in Tehran, Iran. J. Environ. Health. Sci. Eng., Vol. 4, No. 3: 157-162.

GODDE D., BUCHHOLD J. 1992 – Effect of long term fumigation with ozone on the turnover of the D-1 reaction center polypeptide of photosystem II in spruce (Picea abiers). Physiol. Plant, 86: 568-574.

GODZIK AND SASSEN 1978 – A scanning electron microscope examination of Aesulus hippocastanum L. Leaves from control and air polluted areas. Environ. pollut. 17: 13 – 18.

GOSTIN I., 2010- Structural Changes In Silver Fir Needles In Response To Air Pollution, Analele Universității din Oradea – Fascicula Biologie XVII: 300-305.

GOULD ROY., 1985 – Going sour: science and polites of acid rain. Birkhauser Boston, Basel, Stuttgart.

GOUT E., BOISSON A. M., AUBERT S., DOUCE R., BLIGNY R., 2001 – Origin of the cytoplasmic pH changes during anaerobic stress in higher plant cells. Carbon-13 and phosphorus-31 nuclear magnetic resonance studies. Plant Physiology, 125: 912-925.

GRILLO S., LEONE A., 1996, Phyysical Stresses in plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York.

GUPTA S.D., 2011 – Reactive Oxygen Species and Antioxidants in Higher Plants. CRC Press., Boca Raton, Florida.

HALE M.G., ORCUTT D.M., THOMPSON L.K., 1987 – The Physiology of Plants under Stress. 1st Edn., Wiley Interscience Publication, Wiley and Sons Inc., New York, pp: 206.

HEATH R.L., 1980 – Initial events in ingury to plants by air pollutants. Annu. Rev. Plant Phisiol., 31: 395-431.

HECK W. W., ADAMS R. M., CURE W. W., HEAGLE A. S., HEGGESTAD H. E., KOHUT R. J., KRESS L. W., RAWLINGS J. O., TALYLOR O. C. 1983 – A reassessment of crop loss from ozone. Environ. Sci. Technol., 17: 572-581.

HENDRY G., 1994 – Oxygen and environmental stress in plants: an evolutionary context. Proc. Roy. Soc. Edinburgh 102B, 155-165.

HIRT H., 2009 – Plant Stress Biology. Wiley-VCH Verlag GambH.

HIRT H., SHINOZAKI K., 2004 – Plant Responses to Abiotic Stress. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg, New York.

HONOUR S.L., BELL J.N., ASHENDEN T.W., CAPE J.N., POWER., S.A., 2009 – Responses of herbaceous plants to urban air pollution: Effects on growth, phenology and leaf surface characteristics. Environ. Pollut., 1279-1286.

IANCULESCU M., 1973 – Contribuții la cunoașterea influenței poluării asupra vegetației forestiere. Rev. Păd., 9: 81-85.

IANCULESCU M., 1977 – Efectele poluării atmosferei asupra ecosistemelor forestiere și măsuri pentru protejarea lor. Ocrot.Nat.,21,2: 123-126.

IANCULESCU M., 1986 – Cercetări privind dinamica fenomenului de poluare industrială a pădurilor din zona Copșa Mică. Referat de contract nr. 1675 (D), 137/1986, București.

IONESCU AL., GROU E., 1971 – Aspects of the phzsiologz and biochemistrz of some plants existing under the influence of atmosphere pollution. Rev. roum. de biol., ser. bot., 16, 4:163-271.

IONESCU AL., 1973 – Efectele biologice ale poluării mediului. Ed. Acad. R.S.R., București.

IONESCU AL., ȘERBĂNESCU GH., PAL GH., 1972 – Elements of the symptomatology of Fluor polluted plants., Rev. roum. de biol., ser. bot., 25, 3: 261-267.

IONESCU AL., UDRESCU S., 1988 – Effect of florine and sulphur industrial pollution on agricultural crops and edaphic vegetation. Rev. roum. de biol., ser. biol. Veg,.33, 1:39-43.

IVĂNESCU L., TOMA C. 2003 – Influența poluarii atmosferice asupra structurii plantelor, Ed. Fundației ”Andrei Șaguna” Constanța.

IVĂNESCU LĂCRĂMIOARA, C. TOMA, 1999 – Responses of the plants to the action of atmospheric pollutants. An. șt. Univ. “Al. I. Cuza” Iași, s. II a (Biol. Veget.), t. XLV: 47-54.

JENKS M.A., HASEGAWA P.M., 2005 – Plant Abiotic Stress. Blackwell Publishing, Oxford.

JENKS M.A., WOOD, A.J., 2007 – Plant Dessication Tolerance. Blackwell Publishing.

JENSEN, S., ERIKSON, G., KYLIN, H.,1992, – Atmospheric pollution by persistent organic compounds: monitoring with pine needles, Chemosphere 24(2): 229–245.

JIMENEZ A., HERNANDEZ J. A., DEL RIO L. A., SEVILLA F., 1997 – Evidence for the presence of the ascorbate-glutathione cycle in mitochondria and peroxisomes of pea leaves. Plant Physiol., 114: 275-28.

JIMENEZ A., HERNANDEZ J. A., PASTORI G., DEL RIO L. A., SEVILLA F., 1998 – Role of the ascorbate-glutathione cycle of mitochondria and peroxisomes in the senescence of pea leaves. Plant Physiology, 118: 1327-1335.

JITĂREANU C. D., TOMA L. D., SLABU C., MARTA A. E., RADU M., 2010 – Physiological response of chestnut (Aesculus hippocastanum L.) roadside trees to pollution. Lucrări științifice, Seria Agronomie, Iași, 53,2:36 -41.

JOSHI P.C., SWAMI A., 2007 – Physiologigal responses of some tree species under roadside automobile pollution stress around city of Haridwar, India. Environmentalist, 365-374. 

JOSHI, P.C. & SWAMI A., 2009 – Air pollution induced changes in the photosynthetic pigments of selected plant species. Journal of Environmental Biology, 30: 295-298.

JAHAN, S. & IQBAL, M.,Z., 1992. Morphological and anatomical studies of leaves of different plants affected by motor vehicles exhaust. Journal of Islamic Academy of Science, 5, 1: 21-23.

KENDRICK J.B., DARLY E.F., MIDDIETON J.T. PAULUS A.O. 1956 – Plant response to polluted air: Specific effects of air pollutants on plants vary according to plant species and modifying internal and external factors. California Agric., 10: 9-15.

KERSTIENS G., 1996 – Plant cuticles, BIOS Scientific Publishers Ltd., Oxford.

KIM F. J., KIM H. P., HAH Y. C., ROE, J. H., 1996 – Differential expression of superoxide dismutases containing Ni and Fe/Zn in Streptomyces coelicolor. European Journal of Biochemistry, 241: 178-185.

KIM T.W., 1981 – Influence of sulphur dioxide on the growth of ornamentaltrees. Korean J. Plant. Prot., 20:229-234.

KOOCHAK, H. AND SEYYED S.M., 2010 – Some morphological changes and physiological responses due to air pollution in Prosopis juliflora plant. Proceedings of the 16th National and 4th International Conference of Biology, November 4-6, 2010, Mashhad, Iran, pp: 1414-1414.

KRAGLER F., HIILSKAMP M., 2012 – Short and Long Distance Signaling. Springer Verlag.

KRAUSS G., 2003 – Biochemistry of Signal Transduction and Regulation. Wiley – VCH, Verlag.

KUBO A., AONO M., NAKAJIMA N., SAJI H., TANAKA K., KONDO N., 1999 – Differential responses in activity of antioxidant enzymes to different environmental stresses in Arabidopsis thaliana . J. Plant Res., 112: 279-390.

KULSHRESHTHA K., YUNUS M., DWIVEDI A.K., AHMAD A.J., 1980 – Effect of air pollution on the epidermal traits of Jasminum sambac Ait. New botanist 7.

LAISK A., PFANZ V., SCHRAMM M. J., HEBER U. 1988 – Sulfur dioxide fluxes into different cellular compartments of leaves photosynthesizing in a polluted atmosphere .I. Computer analysis. Planta, 173: 230-240.

LARSON R. A., 1988 – The antioxidants of higher plants. Phytochemistry, 27: 969-978.

LEE E., BENNETT J., 1982 – Superoxide dismutase, a possible protective enzyme against ozone injury in snap beans (Phaseolus vulgaris L). Plant Physiol., 69: 1444-1449.

LI M.H, 2003 – Peroxidase and superoxide dismutase activities in fig leaves in response to ambient air pollution in a subtropical city. Arch Environ Contam Toxicol 45: 168-176.

LOWRY O.H., ROSEBROUGH N.J., FARR A.L., RANDALL R.J., 1951 – J. Biol. Chem. 193: 265-275.

LUSHCHAK V., SEMCHYSHYN H.M., 2012 – Oxidative stress – Molecular Mechanism and Biological Effects. Rijeka, Croația.

LYONS T., OLLERENSHAW J., BARNES J. 1999 – Impacts of ozone on Plantago major: apoplastic and symplastic antioxidant status. New Phytol., 141: 253-263.

MACKINNEY, G., 1941 – Absorption of light by Chlorophyll solutions. J. Biol. Chem. 140: 315-319.

MAIORESCU E., 1964 – Efecte nocive ale gazelor industrial asupra vegetației din Valea Ampoiului. Rev. Păd., 12: 16-23.

MALHOTRA S., KHAN A., 1984 – Biochemical and physiological impact of major pollutants. In: Air Pollution and Plant Life (Treshow, M., ed.). John Wiley & Sons, New York, 113-157.

MASTERS C.J, 1982 – On the turnover and multiplicity of peroxisomal catalase. Ann. N.Y. Acad. Sci. 386:301–313.

MANO J., USHIMARU T., ASADA K., 1997 – Ascorbate in thylakiod lumen as an endogenous electron donor to photosystem II: Protection of thylakoids from photoinhibition and regeneration of ascorbate in stroma by dehydroascorbate reduetase. Photosyn. Res., 53: 197-204.

MEHLHORN H. 1990 – Ethylene promoted ascorbate peroxidase activity protects plants against hydrogen peroxide, ozone and paraquat. Plant Cell Environ., 13: 971-976.

MIHĂILĂ D., 2001 – Trăsăturile definitorii ale climei Câmpiei Moldovei, Analele Universității „Ștefan cel Mare” Suceava, Secțiunea Geografie Anul X.

MILESCU I., 1986 – Ploile acide. Geneză și dimensiuni, Rev. Pădurea, 3.

MÖLLER K. M. AND OTTOLENGHI, P., 1966 – The oxidation of o-dianisidine by H2O2 and peroxidase at neutral pH. Compts. Rend. Trav. Lab., Carlsberg, Vol.35, 369.

MONK L., FAGERSTEDT K., CRAWFORD R.,1989 – Oxygen toxicity and superoxide dismutase as an antioxidant in physiological stress. Physiologia Plantarum, 76: 45-59.

MORARIU, I., TUDOR I.,1966- Botanică sistematică., Ed. Did. și Ped., București.

MULGREW A., WILLIAMS P., 2000 – Biomonitoring of air qual ity using plants, II Heavy metals. WHO Collaborating Centre for Air Quality Management and Air Pollution Control, Air Hygiene Report No. 10, Berlin.

MUNNIK T., 2010 – Lipid Signaling in Plants. Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

NAPP-ZIN KL., 1971, 1974, 1984, 1988 – Anatomie des Blattes. II. Angiospermen (A1, A2, B1, B2). In: Handbuch der Pflanzenanatomie. Gebruder Borntreager, Berlin, Stuttgart.

NAST W., MORTENSEN L., FISCHER K., FITTING I., 1993 – Effects of air pollutants on the growth and antioxidative system of Norway Spruce exposed in open-top chambers. Environ. Pollut., 80: 85-90.

NAVARI-IZZO F., QURATACCI M. F., IZZO R., PINZINO C. 1992 – Degradation of membrane lipid components and antioxidant levels in Horedeum vulgare exposed to long -term fumigation with SO2. Physiol. Plant, 84: 73-79.

NEGOIU D., KRIZA ANGELA, 1977 – Poluanți organic în aer, Ed. Acad.Rom., București.

NEGULESCU M., VAICUM L., PĂTRU C., IANCULESCU., BONCIU G., PĂTRU O, 1995 – Protecția mediului înconjurător. Ed. Tehnică, București.

NENIȚESCU C., 1985 – Chimie generală (ed. a-V-a). Ed. did. și ped., București.

NICOARĂ M., 2003 – Legislația mediului, Edit. Univ. "AI.I. Cuza", Iași.

NICOARA M., 2009 – Legislatie, institutii si politici de mediu, Tehnopress Iași.

NIȚĂ M., RUGINĂ R., L. IVĂNESCU, COSTICĂ NAELA, (Coord. C. TOMA), 2003 – Morfologia și anatomia plantelor, Ed. Univ.”Al.I. Cuza” Iași.

NOCTOR G., FOYER C., 1998 – Ascorbate and glutathione: keeping active oxygen under control. Annual Review of Plant Physiology and Plant Molecular Biology, 49: 249-279.

NOORMETS A., MCDONALD E.P., DICKSON R.E., KRUGER E.L., SOBER A., ISEBRANDS J.G., KARNOSKY D.F. 2001 – The effect of elevated carbon dioxide and ozone on leaf- and branch-level photosynthesis and potential plant-level carbon gain in aspen. Trees-Structure Function, 15: 262-270.

PALLAVI S., AMUJ BHUSHAN J., RAMA SHANKER D., MOHAMMAD P., 2012 – Reactive Oxygen Species, Oxidative Damage, and Antioxidative Defense Mechanism in Plants under Stressful Condition, journal of Botany, 1-26.

PAREEK A., SOPORY S.K, BOHNERT H.J., 2010 – Abiotic Stress Adaptation in Plants. Springer Science, Dordrecht.

PASTORI G.M,, TRIPPI V,S., 1992 – Oxidative stress induces high rate of glutathione reductase synthesis in a drought-resistant maize strain. Plant Cell Physiol. 33: 957-961.

PEISER, G. AND YANG, S. F. 1985. Biochemical and physiological effects of SQ2 on nonphotosynthetic processes in plants, Stanford University Press. Standford, C.A., 148-161.

PFANNSCHMIDT T., 2009 – Plant Signal Transduction. Humana Press.

PIERRE M., 1990 – Effects de la pollution et secheresse/pollution. Institut de Physiologie Vegetale C.N.R.S Gif-sur-Yvette.

POPESCU A., SANDA V., 1972 – Efectele poluării atmosferei din unele centre industrial asupra plantelor. Ocrot. Nat., 16, 2: 187-196.

PRATT D. E., 1972 – Ingredients of soybean. J. Food Sd., 37: 322.

PRETTI B., 2001 – Effect of auto – exhaust pollution of the leaf micromorphology of Cassia siamea L . J . Indian bot SOC Vol 80:35 – 38.

PUKACKA S., PUKACKI P.M., 2000 – Seasonal changes in antioxidant level of Scots pine (Pinus sylvestris L.) needles exposed to industrial pollution. II. Enzymatic scavengers activities. Acta Physiol. Plant., 22: 457–464.

RABEGA C., BARNEA M., 1973 – Sursele de poluare și limitel tolerabile ale noxelor. Efecte biologice ale poluării mediului. Ed. Acad. R.S.R., București.

RAI A.K., TAKABE T., 2006 – Abiotic Stress Tolerance in Plants, Springer Verlag, Berlin, Heidelberg.

RAO M. V., PALIYATH G., ORMROD D. P., 1996 – Ultraviolet-B and ozone- induced biochemical changes in antioxidant enzymes of Arabidopsis thaliana. Plant Physiol., 110: 125-136.

REINECKE D. M., BANDDURSKI R. S. 1988 – Auxin biosynthesis and metabolism. In: Plant hormones and their role in plant growth and development., Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Netherlands, 24-31.

RIO A., PUPO A., 2009 – Reactive Oxygen Species in Plants Signaling, Springer Verlag.

ROMI R., 2004 – L 'Europe et la protection juridique de l'environnement, Troisierne Edition, Victoires Editions, Paris.

RUUHOLA T., RANTALA L.M., NEUVONEN S., YANG S., RANTALA M.J., 2009 – Effects of long-term simulated acid rain on a plant-herbivore interaction. Basic and Applied Ecology 10: 589-596.

SANITA DI TOPPI L., PAWLIK- SKOWRONSKA B., 2003 – Abiotic Stresses in Plants. Springer Science, Dordrecht.

SARDI K.,1981 – Changes in the soluble protein content of soybean Glycine max L. and pea Pisum sativum L. under continuous SO2 and soot pollution, Environmental Pollution, 25(3): 181-186.

SÂRBU I., ȘTEFAN N., IVĂNESCU LĂCRĂMIOARA, MÂNZU C., 2001 – Flora ilustrată a plantelor vasculare din estul României, I. Edit. Univ. „Al. I. Cuza” Iași.

SCANDALIOS J. G., 1993 – Oxygen stress and superoxide dismutase. Plant Physiology, 101: 7-12.

SCHELL D., WASTERNACK C., 2003 – Plant Signal Transduction. Oxford University Press.

SCHUTT P., COWLING E.B., 1985 – Waldsterben, a general decline of forest in Central Europe. Simptoms, development and possible causes. Plant Disease, 69, 7:548-558.

SEAH T.C. AND KAPLAN J.G.,1973 – Purification and properties of the catalase of bakers' yeast. J Biol Chem 248(8):2889-93.

SEYYEDNEJAD S.M., NIKNEJAD M., YUSEFI M., 2009 – The effect of air pollution on some morphological and biochemical factors ofCallistemon citrinus in petrochemical zone in South of Iran. Asian J. Plant Sci., 8: 562-565.

SESTAK Z., 1985 – Photosynthesis During Leaf Development. Dordrecht, Boston, Lancaster.

SHABALA S., 2012 – Plant Stress Physiology, CABI, Wallingford, UK..

SHINOZAKI K., YAMAGUCHI – SHINOZAKI K., 1999 – Molecular responses to cold, drough, heat and salt stress in higer plants, R.G. – Landes Company.

SIMIONESCU A., ȘTEFĂNSCU M., 1986 – Considerații asupra stării fitosanitare a pădurilor în anii 1980- 1985 (I) Rev. Păd., 1: 24-30.

SIMIONESCU A., ȘTEFĂNSCU M., 1986 – Considerații asupra stării fitosanitare a pădurilor în anii 1980- 1985 (II) Rev. Păd., 2: 82-86.

SKRIVER K., MUNDY J., 1990 – Gene expression in response to abscisic acid and osmotic stress. Plant Cell, 2: 503-512.

SOLBERG R.A., ADAMS D.F. – Histological responses of some plants leaves to hydrogen fluoride amd sulphur dioxide, Americ. Journ. Bot., 43, 1956.

SREENIVASULU N., GRIMM B., WOBUS U., WESCHKE W., 2000 – Differential response of antioxidant compounds to salinity stress in salt-tolerant and salt-sensitive seedlings of foxtail millet (Setaria italica). Physiologia Plant, 109: 435-442.

STENBERG U. 1982 – Sampling and Analysis of Polynuclear Aromatic Hydrocarbons with Special Reference to Automobile Exhaust. Dept. of Analytical Chemistry Arrhenius Laboratory University of Stockholm, Sweden.

TAKAHASHI H., CHEN Z., DU H., LIU Y, KLESSIG D. F., 1997 – Development of necrosis and activation of disease resistance in transgenic tobacco plants with severely reduced catalase levels. Plant J., 11: 993-1005.

TANAKA K., KONDO N., SUGAHARA K. 1982 – Accumulation of hydrogen peroxide in chloroplasts of SO2 fumigated spinach leaves. Plant Cell Physiol., 23: 999-1007.

TANAKA K., TANKEUCHI E., KUBO A., SAKAKI T., HARAGUCH K., KAWAMURA Y., 1991 – Two immunologically different isoenzyme of ascorbate peroxidase from spinach leaves. Arch. Biochem. Biophys., 286: 371-375.

TANDY N., GIULIO R., RICHARDSON C.1., 1989 – Assay and electrophoresis of superoxide dismutase from red spruce (Picea rubens Sarg.), Loblolly pine (Pinus taeda L.), and Scotch pine (Pinus sylvestris L.). A method for biomonitoring. Plant Physiol., 90: 742-748.

TATTINI M., REMORINI D., PINELLI P., AGATI G., SARACINI E., TRAVERSI M.L., MASSAI R., 2006 – Morpho- anatomical physiological and biochemical ajustments in response to root zone salinity stress and high solar radiation in two Mediterranean evergreen shrubs, Myrtus communis and Psitacia lentiscus. New Phytol 170: 779-794.

THIMANN K.V., 1980 – Senescence in Plants. Boca Raton, CRC Press.

TIWARI S., AGRAWAL M., MARSHALL F., 2006 – Evaluation of ambient air pollution impact on carrot plants at a suburban site using open top chamber. Environmental Monitoring and Assessment 266: 15-30.

TOMA C., GOSTIN I., 2000 – Histologie vegetală, Ed. Junimea, Iași.

TRIPATHI A., GAUTAM M., 2007 – Biochemical parameters of plants as an indicator of air pollution. J. Environ. Biol. 28 (1):127-132.

ȚURLEA S., 1989 – S.O.S. Natura în pericol. Ed. Politică, București.

VELJOVIC-JOVANOVIC S., BILGER W., HEBER U. 1993 – Inhibition of photosynthesis, stimulation of zeaxanthin formation and acidification in leaves by SO and reversal of these effects. Plant., 191: 365-376.

VAHDATI K., LESLIE C., 2013 – Abiotic Stressn- Plant Responses and Aplications in Agriculture, Rjeka, Croația.

VASQUEZ-ROBINET, C., MANE, S.P., ULANOV, A.V., 2008 – Physiological and molecular adaptations to drought in Andean potato varieties. J. Exp. Bot. 59: 2109–2123.

WAGONER S., 1975 – Leaf cuticular and morphological Variations in Plantago lanceolata as indicators of environmental pollution. J. Tennessee Acad. Sci. 50: 79 – 83.

WILKINSON, R.E., 2000 – Plant Environment Interaction. Marcel Dekker Inc. New York – Basel.

WILLEKENSH., LANGEBARTELS C., TIRE C., VAN MONTAGU M., INZE D., VAN CAMP W., 1994 – Differential expression of catalase genes in Nicotiana plumbaginifolia L., Proc. Natl. Acad. Sci. USA 91:10450-10454.

WINSTON G. W.,1990 – Physiochemical basis for free radical formation in cells; Production and defenses. In: Stress responses in plants adaptation and acclimation mechanisms (Alsche, R. G. and Cumming, J. R., eds.), Wiley-Liss, Inc., New York, 57-86.

WOO S.Y., JE S.M., 2006 – Photosynthetic rates and antioxidant enzyme activity of Platanus occidentalis growing under two levels of air pollution along the streets of Seoul. J. Plant Biol., 49: 315-319.

WOO S.Y., LEE D.K. AND LEE, Y.K, 2007. Net photosynthetic rate, ascorbate peroxidase and glutathione reductase activities of Erythrina orientalis in polluted and non-polluted areas. Photosynthetica., 45: 293-295.

WU Y.X. AND TIEDEMANN A. V., 2002 – Impact of fungicides on active oxygen species and antioxidant enzymes in spring barley (Hordeum vulgare L.) exposed to ozone. Environmental Pollution, 116, 37-47.

YANG Z., 2008 – Intracellular Signaling in Plants. Wiley – Blackwrll., Oxford.

YUN M.H., 2007. Effect of ozone on CO2 assimilation and PSII function in plants with contrasting pollutant sensitivities. Dissertation Abst. Int., Vol. 68, No. 10.

YUNUS , M., AHMAD , K . J . AND GALE , R . 1979 – Nature air pollutants and epidermal traits in Ricinus communis L . Environ . Pollut., 20: 189 – 198.

YUNUS M. , KULSHRESTHA K. DIVEDI A.K. AND AHMAD, K.J., 1982 – Leaf surface traits of Ipomea fistulosa Mart. Ex. Choisy as indicators of air pollution . New Botanist 9: 39 – 45.

ZAMFIRACHE M.M. AND IVĂNESCU L., 2006 – The effect of air poluttants from Borzesti industrial center (Bacau District) upon physiological processes of wooden Angyospermes, in vol. „International Conference of modern management of Mine Producing, Geology and Environmental Protection”, Albena, Bulgaria, 12 -16 June: 43-50.

ZAMFIR GH., 1974 – Poluarea mediului ambiant. Ed. Junimea, Iași.

ZANOSCHI V., TOMA C., 1985 – Morfologia si anatomia plantelor cultivate, Ed. Ceres, Bucuresti.

ZANOSCHI V., SÂRBU I., TONIUC ANGELA, 1996 – Flora lemnoasă spontană și cultivată din România. Vol. I. Iași: Edit. „Glasul Bucovinei”.

ZANOSCHI V., SÂRBU I., TONIUC ANGELA, 2000, 2004 -Flora lemnoasă spontană și cultivată din România. Vol. II-IV. Iași: Edit. Univ. „Alexandru Ioan Cuza”.

http://apmis.anpm.ro

Acasă

LISTA LUCRĂRILOR ȘTIINȚIFICE

ARTICOLE ȘTIINȚIFICE COTATE ISI:

ȘOLTUZU B.D., IVĂNESCU L., OLTEANU Z., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2014 – Morphological, physiological and biochemical changes induced by atmospheric pollutants on POPULUS X CANADENSIS MOENCH from Iași city area, Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, 9(4): 149 – 156

ARTICOLE ȘTIINȚIFICE COTATE B+:

ȘOLTUZU B.D., ZAMFIRACHE M.M., IVĂNESCU L., TOMA C. 2012 – Foliar response reaction induced bz atmospheric pollutants on the BY AESCULUS HIPPOCASTANUM L. AND TILIA TOMENTOSA L. species from Iași city area, Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași s. II a. Biologie vegetala, 58(2): 61-71

ȘOLTUZU B.D, OLTEANU Z., IVĂNESCU L., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2013 – Physiological and biochemical changes at foliar level induced by atmospheric pollutants on samples of AESCULUS HIPPOCASTANUM L. from Iasi city area, Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași, secțiunea Genetică și biologie moleculară, XIV(4): 79-84

ȘOLTUZU B.D, OLTEANU Z., IVĂNESCU L., TOMA C., ZAMFIRACHE M.M. 2013 – Morphological and biochemical changes at foliar level induced by atmospheric pollutants on samples of AESCULUS HIPPOCASTANUM L. from Iasi city area Analele Știintifice ale Universității „Al. I. Cuza” Iași, secțiunea Genetică și biologie moleculară, XIV(4): 85-91

ANEXE

Anexa I

Tabelul 1 Variația suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa II

Tabelul 2 Variația suprafeței medii a frunzelor la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa III

Tabelul 3 Intensitatea fotosintezei, respirației și transpirației la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa IV

Tabelul 4 Intensitatea fotosintezei, respirației și transpirației la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa V

Tabelul 5 Variația conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa VI

Tabelul 6 Variația conținutului de apă și substanță uscată la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa VII

Tabelul 7 Variația conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2012)

Anexa VIII

Tabelul 8 Variația conținutului de pigmenți asimilatori la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din cele 5 zone studiate (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa IX

Tabelul 9 Variația conținutului de proteine din frunze la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din zona Podul de Piatră (mai, iulie, septembrie 2013)

Tabelul 10 Activitatea peroxidazei la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. , Populus x canadensis Moench. și Tilia tomentosa Moench. provenite din zona Podul de Piatră (mai, iulie, septembrie 2013)

Anexa X

Tabelul 11 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și

biochimici la Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 12 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XI

Tabelul 13 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 14 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XII

Tabelul 15 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 16 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XIII

Tabelul 17 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 18 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XIV

Tabelul 19 Coeficienții de corelație între valorile medii ale parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Tilia tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Tabelul 20 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XV

Tabelul 21 Coeficienții de corelație între valorile parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la Tilia tomentosa Moench. (2013)

Tabelul 22 Coeficienții de corelație între concentrațiile medii lunare ale poluanților atmosferici și valorile medii ale parametrilor fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia tomentosa Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă corelațiile negative dintre parametri

Anexa XVI

Tabelul 23 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XVII

Tabelul 24 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Aesculus hippocastanum L. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XVIII

Tabelul 25 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XIX

Tabelul 26 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Populus x canadensis Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XX

Tabelul 27 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia Tomentosa Moench. (2012)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați

Anexa XXI

Tabelul 28 Varianța parametrilor morfologici, fiziologici și biochimici la exemplarele de Tilia Tomentosa Moench. (2013)

*Valorile scrise în bold reprezintă variațiile semnificative din punct de vedere statistic ale parametrilor investigați