Elemente Generale Privind Autrofizarea Apelor

Agronomie

Elemente Generale Privind Autrofizarea Apelor

Byadmin ianuarie 1, 2024

BIBLIOGRAFIE

Schindler, D. W. and Fee, E. J. 1974. ‘Experimental lakes area: whole-lake experiments in eutrophication’, J. Fish. Res. Board. Can., 31, 937-953.

[NUME_REDACTAT] 1, Jeffrey A. Thornton,Trends in eutrophication research and control, [NUME_REDACTAT],Volume 10, Issue 2 , 295 – 313

Sawyer, C. N. 1966. ‘Basic concept of eutrophication’, J. War. Pollut. [NUME_REDACTAT]., 38, 737-744.

Allen, H. L. 1972. ‘Phytoplankton photosynthesis, micro-nutrient interactions, and inorganic carbon availability in a soft-water Vermont lake.’ [NUME_REDACTAT], G. E. (Ed.), Nutrients and Eutrophication: the [NUME_REDACTAT], Spec. Symp. 1, Am. SOC. Limnol. Oceanogr. 63-83.

Rast, W. and Holland, M. M. 1988. ‘Eutrophication of lakes and reservoirs: a framework for making management decisions’, Ambio, 17, 2-12.

Hutchinson. G. E. 1969. ‘Eutrophication, past and present’ in [NUME_REDACTAT] of Sciences, Eutrophication; Causes, Consequences, Correctives. [NUME_REDACTAT] Press, Washington. pp. 197-209.

Rast, W. and Holland, M. M. 1988. ‘Eutrophication of lakes and reservoirs: a framework for making management decisions’, Ambio, 17, 2-12.

Botnariuc, N., St. Beldescu, 1961, Monografia complexului de bălți Crapina-Jijila, Hidrobiologia. [NUME_REDACTAT] de Hidrologie, Hidrobiologie și Ihtiologie a Academiei R. P. Române. [NUME_REDACTAT] R. P. Române, 2: 161–242.

Bourrelly, P. (Ed.), 1966. Les algues d’eau douce. N. Boubée & Co,[NUME_REDACTAT], R. G. (Editor). 1983. Periphyton of [NUME_REDACTAT]. Proceedings of the [NUME_REDACTAT] Workshop on Periphyton of [NUME_REDACTAT]. Developments in Hydrobiology, Vol. 17. B. V. [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT]. 356 pp.

Russell, B. D., and A. H. Harris. 1986. A new leporine (Lagomorpha: Leporidae) from Wisconsinan deposits of the [NUME_REDACTAT]. Journal of Mammalogy 67:632-639.

Carlton, R. G. , and Wetzel, R.G. (1987).Distribution and fates of oxygen in periphyton communities. Can. J. Bot. 65, 1031 – 1037.

Lévêque C., 1996, Écosystèmes aquatiques ([NUME_REDACTAT]). [NUME_REDACTAT], Hachette, Paris.

Herbert P. & Ontario B. (2010). [NUME_REDACTAT] Mariana, – Implementarea planului de management în gospodărirea calitativă a apelor de suprafață, Teză doctorat [NUME_REDACTAT] „[NUME_REDACTAT]” Iași, Facultatea de Hidrotehnică, Geodezie și [NUME_REDACTAT], Iași, 2011;

Crăciun, I. – Modele matematice de gospodărirea calității apelor, Referat de doctorat, U.T.C, București, 2001 ;

Popa, R.– Elemente de hidrodinamica râurilor, Ed. Didactică și Pedagogică, RA, București, 1997

Popa R., – Modelarea calității apei din râuri, Ed. H*G*A, București, 1998

Rossi, G. – Modele matematice pentru studierea gradului de poluare a unui lac, Brussels, Luxemburg, 1991;

Varduca, A. – Monitoringul integrat al calității apelor, Ed. H*G*A, București, 1998

Varduca, A – O nouă generație în aparatura de control automat al calității apei, hidrotehnicca, vol.31, nr.12, 1986

**** A.N. „[NUME_REDACTAT]” – Manualul de operare a sistemului de monitoring

**** A.N. „[NUME_REDACTAT]” – Instrucțiuni metodologice privind modernizarea și dezoltarea [NUME_REDACTAT] de [NUME_REDACTAT] al Apelor

**** Apa factor al [NUME_REDACTAT], Prima sesiune de dezbatere a strategiei de [NUME_REDACTAT] a [NUME_REDACTAT] 2025, 2004

**** [NUME_REDACTAT] și a [NUME_REDACTAT] 2000/60/EC privind stabilirea unui cadru de acțiune comunitar în domeniul apelor

**** [NUME_REDACTAT] 107/1996 cu modificările și completările ulterioare

*** ANPM, Raport privind calitatea factorilor de mediu în județul botoșani, semestrul I 2011

http://www.environment–agency.gov.uk

http://www.apmnt.ro

Acasă

http://www.iccv.ro

http://www.rowater.ro/Lists/Sinteza%20de%20calitate%20a%20apelor/AllItems.aspx

http://www.rowater.ro/daprut/default.aspx

http://www.rowater.ro/daprut/Sinteza%20de%20calitate%20a%20apelor/Forms/AllItems.aspx

Șerban P. – „Managementul apelor”, Ed. Tipored, 2006;

http://www.scribd.com/doc/73813318/Eutrofizarea-Si-Influenta-Ei-Asupra-[NUME_REDACTAT] Gabriela, 2011 – Eutrofizarea mediilor acvatice, Suport de curs, Universitatea POLITEHNICA Bucuresti, [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT], [NUME_REDACTAT] si [NUME_REDACTAT];

[NUME_REDACTAT], 2008 – Contribuții privind modelarea procesului de eutrofizare cu aplicație directă la lacul Buftea, teza de doctorat, UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCȚII DIN BUCUREȘTI FACULTATEA DE HIDROTEHNICĂ

CAPITOLUL 1

ELEMENTE GENERALE PRIVIND EUTROFIZAREA APELOR

Caracterizarea procesului de eutrofizare

Condițiile create de agricultura modernă, urbanizarea și industrializarea au dus la perturbarea cantității de nutrienți (azot și fosfor) și la o creștere considerabilă a cantității lor, atât din surse difuze, cât și punctiforme, în apele de suprafață și în cele subterane. Acest aport a dus, mai ales în lacuri, la apariția fenomenului de eutrofizare (Schindler, D. W. și Fee, E. J. 1974).

Eutrofizarea reprezintă fenomenul caracteristic lacurilor sau altor ecosisteme acvatice, ce constă în îmbogățirea apei cu nutrienți, în principal azot și fosfor, care conduce la înfloriri algale, o creștere exagerată a vegetatiei acvatice, o turbiditate ridicată, o dezoxigenare a apelor de la fundul lacului și, în unele cazuri, un miros și un gust dezagreabil al apei. ([NUME_REDACTAT] 1, Jeffrey A. Thornton)

Procesul de eutrofizare a apelor se manifestă mai ales în cazul apelor stătătoare, sau cu viteză foarte mică de curgere, prin "înflorirea" masivă (creșterea abundentă a algelor), nitrații fiind forma accesibilă plantelor, inclusiv algelor verzi albastre. Dezvoltarea algelor duce la scăderea transparenței apei și scăderea concentrației oxigenului dizolvat în apă, fenomene însoțite de dispariția faunei acvatice . (Sawyer, C. N. 1966)

Fenomenul de eutrofizare se clasifică în (figura 1.1):

naturală caracterizată prin:

procesul se desfășoară lent;

îmbogățirea cu nutrienți se realizează doar de către agenții naturali, care au un flux discontinuu;

în fazele procesului alternează creșterii și descreșteri ale concentrațiilor de nutrienți, în concordanță cu condițiile climatice.

artificială sau culturală caracterizată prin:

ritm de evoluție accelerat;

impact deosebit de important și imposibil de ignorat;

aportul de substanțe nutritive este stimulat artificial, prin intervenția omului, prin utilizarea îngrășămintelor în agricultură, defrișarea pădurilor, creșterea animalelor, urbanizarea și industrializarea.

Creșterea continuă a cantităților de nutrienți într-un lac nu permite sistemului să atingă starea de echilibru, ceea ce conduce la apariția fenomenului numit „eutrofizare culturală”, având ca rezultat stimularea creșterii producției algale și a macrofitelor, deteriorarea calității apei sau a unor schimbări care fac inaptă apa pentru anumite folosințe. (Allen, H. L., 1972)

Figura 1.1. Clasificarea fenomenului de eutrofizare

(după Dumitran G., 2011)

Etapele desfășurării procesului de eutrofizare

În cadrul procesului de eutrofizare se pot distinge câteva faze principale care nu trebuie delimitate strict cronologic, deoarece ele se suprapun în timp parțial sau total.

Prima fază – creșterea concentrației de substanțe nutritive peste valorile normale în masa de apă a lacului, constă în dezvoltarea rapidă a algelor și a plantelor acvatice constituind așa-zisa“înflorire” a apelor (Rast, W. și Holland, M. M., 1988).

Faza a II – a constă proliferarea și dezvoltarea excesivă a algelor și a plantelor acvatice (înflorirea apelor), urmată de Faza a III – a – descompunerea algelor și a altor plante acvatice care determină creșterea consumului de oxigen la nivelul hipolimnionului și în consecință, apariția condițiilor anaerobe de viață în apă, implicit formarea de hidrogen sulfurat, amoniac, mangan, dioxid de carbon, ș.a. Descompunerea atrage dupa sine un consum maxim de oxigen și epuizarea acestuia din apele eutrofizate. Eliberarea hidrogenului sulfurat și a amoniacului împiedică sedimentarea substanțelor nutritive pe fundul lacului, cu consecințe directe în excesul de nutrienți în masa de apă a lacului și în autoîntreținerea procesului de eutrofizare în chiuveta lacustră (figura. 1.2).

Aceste etape variază în funcție de condițiile geologice, ecologice, climatologice, pedologice, demografice, agricole, industriale, hidrologice care caracterizează bazinul hidrografic de alimentare.

Investigațiile efectuate de specialiști arată că acumularea elementelor nutritive crește de la suprafață spre profunzime, existând o concentrație limită anuală de încărcare suportabilă pentru lacuri (tabelul 1.1).

Tabelul 1.1

Limitele de încărcare anual admisibile pentru azot total și fosfor total

(biochimic activ)

Cauzele apariției procesului de eutrofizare

Principalele cauze care determină apariția procesului de eutrofizare sunt reprezentate de (figura 1.3):

aportul de nutrienți în exces într-un corp de apă;

dispersia nutrienților;

ciclul oxigenului în corpul de apă;

hidrodinamica ecosistemelor;

energia luminoasă care pătrunde în masa de apă;

surse difuze – care provin din antrenarea unor substanțe minerale de la nivelul bazinului hidrografic:

naturale (precipitațiile sub forma lichidă sau solidă și procesele de eroziune și spălare a solurilor);

artificiale (activitățile umane agricole și silvice, responsabile de îngrășămintele organice, irigații și resturile vegetale).

surse punctuale naturale sau artificiale sunt reprezentate de afluenții care ajung în ecosistemele lacustre. (Hutchinson. G. E. 1969)

Figura 1.3. Cauzele apariției fenomenului de eutrofizare

Starea trofica a lacurilor

Noțiunea de trofie a fost introdusă pentru a clasifica lacurile în funcție de capacitatea lor de a produce de o manieră mai rapidă sau mai lentă materie organică. Dar, de când mecanismele producției de materie organică în mediul acvatic sunt mai bine cunoscute, această noțiune nu mai permite decât situarea calitativă a unor lacuri față de altele la un moment dat. Ceea ce este insă important este de a putea măsura propria lor viteză de evoluție (Rast W. și Holland M.. 1988).

Structurarea verticală a lacurilor

Structurarea verticală a lacurilor reprezintă modul în care diferiți factori (fizici, chimici, biologici) sunt organizați și funcționează, de la suprafața apei în profunzime. Adâncimea până la care pătrunde lumina, nivelul până la care se resimte acțiunea vântului, și stratificarea termică și a oxigenului contribuie la structurarea verticală a lacurilor.

Transparența apei

(stratificarea radiației solare și termică)

Absorbția energiei solare de către apă și disiparea sub formă de căldură în masa apei influențează stratificarea termică și dinamica curenților. Pătrunderea luminii în masa apei depinde de gradul de transparență al acesteia. Transparența până la care pătrunde lumina se măsoară cu discul Secchi, notând adâncimea până la care culoarea albă a discului e vizibilă. Nivelul până la care pătrunde lumina constituie zona eufotică. Aici plantele acvatice sunt capabile de fotosinteză. Sub zona eufotică se află zona afotică unde procesul de fotosinteză nu mai are loc din cauza insuficienței luminii. (Lévêque C., 1996)

Transparența apei variază în funcție de starea sa trofică, de cantitatea și calitatea materiilor în suspensie. Studiind rolul luminii și al transparenței apei asupra vieții în lacuri, N. Botnariuc și St. Beldescu (1961) au stabilit că raportul dintre transparență și adâncime este important pentru dezvoltarea macrofitelor (la T/A<0.20 macrofitele nu se pot dezvolta). În funcție de prezența sau absența macrofitelor se caracterizează structura și funcționarea comunităților de animale. În lacuri se produce stratificarea termică a coloanei de apă, după un gradient vertical de temperaturi. Această stratificare depinde de forma bazinului, de adâncime, de caracteristicile fizico-chimice ale apei, de climat. Stratul de apă mai caldă de la suprafață, a cărui grosime este de 10-12 m se numește epilimnion. Orizontul de sub epilimnion, unde nu se produce o omogenizare a apei în timpul verii datorită amestecului provocat de vânt, de valuri și de curenții de convecție, și unde temperatura scade brusc se numește metalimnion. Termoclina în metalimnion este zona unde se înregistrează cel mai mare gradient de temperatură. Sub metalimnion există un alt orizont, care se întinde până la fundul lacului; acesta se numește hipolimnion. Aici temperatura scade foarte lent și este mai omogenă (4-5º C) (fig. 1.5).

1.4.1.2. Conținutul de oxigen al apei

Fluxul de energie termică și al energiei produsă de vânt determină un proces de mișcări ale apei în timp și spațiu. Acești curenți se împart în curenți densitate și de turbiditate. Cea mai mare parte a fluxului de apă în lacuri provine din râuri. (Carlton, R. G. și Wetzel, R.G., 1987).Datorită diferenței de densitate și temperatură dintre apa lacului și a râului are loc o îmbogățire în oxigen a stratului de adâncime (în hipolimnion) și o modificare a proceselor chimice și biologice, mai ales în cazul lacurilor eutrofe, bogate în nutrienți și materie organică acumulată pe fundul lacului.

Asemănător, pot apare curenți de turbiditate provocate de apa râului care pătrunde în lac cu o încărcătură mai mare de particule în perioada viiturilor. Suprapunerea celor doi curenți poate determina, atât eroziune, cât și o sedimentare de particule pe fundul lacului. (Carlton, R. G. și Wetzel, R.G. , 1987).

Structura și funcționarea comunităților de organisme din lacuri

Populațiile de plante și animale din lacuri alcătuiesc comunități planctonice și bentonice.

Comunitățile planctonice, fitoplanctonul, zooplanctonul

Planctonul se diferențiază în fitoplancton (al plantelor-producători primari), zooplancton (al animalelor-consumatori) și bacterioplancton (al bacteriilor-degradatori, descompunători).

Fitoplanctonul este alcătuit din alge ca organisme fotosintetizante, ceea ce le conferă caracterul de plante, deși unii autori nu le socotesc plante, ci un grup special (Bourrelly, 1966). Caracteristica esențială a algelor este prezența pigmenților fotosintetizanți. (Allen, H. L. 1972)

Clorofila "a" se întâlnește la toate algele și este pigmentul fotosintetic primar; clorofila "b" se întâlnește doar la algele verzi și euglenofite, iar clorofila "c" la un număr mic de alge. Astfel, energia luminoasă absorbită de unii carotenoizi și biliproteine, ca și clorofila "b" sau "c" sunt transferate clorofilei "a" (B.Wetzel, 1983). Deși nu fac parte din categoria algelor și fiind socotite bacterii datorită structurii lor, cianobacteriile (algele albastre-verzi) au capacitatea de a realiza fotosinteza. Alt tip de alge îl constituie diatomeele prezente, atât în lacuri, cât și în apele curgătoare. În cazul lacurilor puternic eutrofizate datorită poluării cu substanțe organice este favorizată înmulțirea explozivă a câtorva specii de alge și determinată dispariția celorlalte. Intensitatea fotosintezei este determinată de natura și intensitatea energiei solare, de variațiile temperaturii, acești factori acționând sinergic.

În lacurile eutrofe, bogate în nutrienți, dezvoltarea abundentă a fitoplanctonului la suprafața apei poate constitui un factor de limitare a zonei trofogene, întrucât stratul de fitoplancton acționează ca un ecran în fața luminii. Intensitatea fotosintezei descrește exponențial cu adâncimea.

Făcând un bilanț al fosforului și azotului din apa unui lac rezultă că:

parte din nutrienți este prezentă sub forma minerală si organică dizolvată, iar o altă parte este inclusă în organismele planctonice și în particulele inerte;

parte importantă e integrată în zooplancton și o parte se regăsește în sedimentul organic; comparând proporțiile în care C, N, și P sunt eliminate în epilimnion, Haris (1986) pune în evidență faptul că fosforul este reciclat în medie de 20 ori mai rapid decât azotul și carbonul.

[NUME_REDACTAT] alcătuit din roci de bază și sedimente minerale și organice depuse și reprezintă biotopul specific comunităților de animale care trăiesc pe suprafața substratului. Principalele grupe de nevertebrate bentonice sunt: protozoarele, viermii, gasteropodele, scoicile, crustaceii și insectele. Există și aici o relație evidentă între productivitatea și producția primară și abundența faunei bentonice. În funcție de dinamica producției primare, de relația dintre producătorii primari și nutrienți se poate face o predicție asupra structurii și funcționalității zoobentosului. Există o relație directă între producția de fitoplancton și producția zoobentosului. (Wetzel, 1983).

În lacurile eutrofe, în care procesul de eutrofizare este intens, cu o producție mare de materie organică vegetală, producția zoobentosului poate ajunge până la 2-3 kg/m (Wetzel, 1983).

Macrofitele acvatice și rolul lor în ecosistemul lacustru

Macrofitele acvatice sunt plante superioare (angiosperme) și inferioare (alge). În literatura românească de specialitate, macrofitele acvatice sunt grupate în: plante palustre (helofite) și hidrofite (cele care se găsesc în zona pelagială a lacurilor). (Herbert P. și Ontario B. , 2010).

Dezvoltarea macrofitelor în raport cu fitoplanctonul este marcată de procese chimice, capacitatea unora sau altora de a utiliza preferențiat substanțele nutritive necesare dezvoltării. Dacă algele planctonice vor avea condiții prielnice să se dezvolte înaintea apariției macrofitelor, ele vor mobiliza rapid nutrienții (compuși cu N, P) împiedicând dezvoltarea macrofitelor subacvatice, rămase fără ele. Acest proces al competiției dintre macrofite și fitoplancton este complex și corelat cu o serie de factori (turbiditate, transparența apei). Eutrofizarea este un factor care provoacă creșterea puternică a macrofitelor, în condițiile în care nu intervine concurența fitoplanctonului sau a algelor filamentoase. ). (Herbert P. și Ontario B. ,2010).

CAPITOLUL 2

CRITERII DE EVALUARE ȘI MODELARE A PROCESULUI DE EUTROFIZARE

2.1. Indici de eutrofizare

O gamă largă de parametri fizici, chimici și biologici pot fi măsurați pentru evaluarea și monitorizarea calității lacurilor. Șase dintre acești parametri descriu aspecte importante ale eutrofizării și sunt adesea utilizați pentru evaluarea stării lacurilor (Dumitran G., 2011).

Acești parametri sunt reprezentați de:

azotul total în apa de suprafață;

fosforul total în apa de suprafață;

clorofila în apa de suprafață;

carbonul organic total în sediment;

transparența apei;

oxigenul dizolvat în apa de adâncime (Șerban A., 2011).

Azotul și fosforul total sunt nutrienți ce sunt cauze probabile ale eutrofizării. Clorofila și carbonul organic total sunt măsuri ale creștere cantității de materie organică ce definește eutrofizarea. Scăderea transparenței apei și rezervele diminuate de oxigen reprezintă consecințe dăunătoare ale eutrofizării. Nici unul nu este un indicator perfect, dar împreună pot identifica apele în curs de eutrofizare (Șerban A., 2011).

Deoarece ciclul azotului în apele de suprafață este complex, este indicat să se deosebească toți componenții azotului, nu numai nitrații. Există mai multe tipuri de nutrienți cu azot, fiecare având funcție diferită. Formele anorganice totale (dizolvate) sau FAT (nitrați, nitriți și amoniac) sunt preferate de plante dar de obicei rezervele se epuizează la începutul verii. Formele organice, dizolvate sau în suspensie, sunt eliberate mai lent în timpul verii și sunt utilizate de alge pentru înflorire (Popa R., 1998).

Azotul total (Ntotal) reprezintă suma tuturor formelor de azot, organice și anorganice, dizolvate sau în suspensie.

Cel mai important parametru de calitate al apei din lacuri este conținutul de oxigen dizolvat, deoarece oxigenul are o importață vitală pentru ecosistemele acvatice. Astfel, conținutul de oxigen din lacuri, în special în cele cu destinație piscicolă, conținutul de oxigen dizolvat trebuie să fie de 8 – 15 mg/l (Popa R., 1998).

O cantitate excesiva de plante care acoperă suprafața apei impiedică, pe de o parte, fotosinteza plantelor acvatice, iar pe de alta parte, impiedică absorbția oxigenului din aer. Un nivel scazut de oxigen conduce la apariția fenomenului de eutrofizare în lacuri (Trofin M., 2011).

Cercetările prezentate în mai multe lucrări de specialitate au stabilit limitele specifice ale saturației în oxigen, prezentate în tabelul 2.1.

Tabelul 2.1

Saturația în oxigen pe principalele categorii de lacuri

(după Popa R., 1998)

Conținutul de nutrienți în apă (în principal fosforul și azotul) constituie măsura potențialului de dezvoltare. Limitele stabilite sunt prezentate în tabelul 2.2:

Tabelul 2.2

Limitele conținutul de nutrienți în apă

(după Popa R., 1998)

Printre criteriile de eutrofizare cele mai cunoscute în lume, se menționează:

Clasificarea stărilor trofice (Vollenweider, 1980; Wetzel, 1987) (tabelul 2.3)

Starea trofică în funcție de încărcarea nutritivă a lacului (Vollenweider, 1975)

(tabelul 2.4)

Tabelul 2.3

Clasificarea stării trofice a lacurilor

(după Vollenweider, 1980)

Tabelul 2.4

Starea trofică în funcție de încărcarea nutritivă a lacului

(după Vollenweider, 1975)

Compararea rezultatelor obținute pe parcursul studierii mai multor lacuri au permis realizarea de grafice pe care s-au trasat curbe reprezentând „concentrații – praguri”, ce marchează separarea între apele eutrofe (pentru concentrația superioară 20 mgP/m3 )și cele oligotrofe (pentru valori ale concentrației sub 10 mgP/m3) (Popa R., 1998).

În afară de utilizarea indicatorilor elemente simple N și P, este de preferat să se folosească indicele de eutrofizare ce ia în calcul nu numai efectul fiecărui element, ci și interacțiunea dintre cele două. E fectul combinat al celor două elemente este, din punct de vedere ecologic, mai relevant decât prezența unică a azotului sau fosforului.

IEP (Indicele de [NUME_REDACTAT]) ia în calcul nu numai concentrația de N și P, ci și raportul N/P. De fapt, atât N cât și P trebuie să fie prezente într-o anumită cantitate și raport pentru ca eutrofizarea să apară (Popa R., 1998; Rossi G., 1991).

Urmând principiul factorilor limitativi, concentrația excesivă de N sau P singură nu duce la eutrofizare atâta timp cât celălalt element lipsește. Raportul critic pentru eutrofizare este 14.

Indicele de [NUME_REDACTAT] (IEP) al apei este calculat, în funcție de raportul N/P, astfel:

În principiu, IEP este aplicabil atât apelor de suprafață cât și celor subterane. Așadar poate fi aplicat și măsurătorilor apei subterane, însă relevanța este limitată la ecosistemele terestre ce depind de stratele freatice pentru aprovizionarea cu apă.

Când apele de suprafață sunt utilizate ca sursă de apă potabilă, cum poate fi cazul lacurilor artificiale, norma de 50 mg/l nitrați trebuie utilizată ca indicator. La acel nivel, normele ecologice sunt în mod normal larg extinse (Popa R., 1998).

Modele de calitatea privind eutrofizarea lacurilor

În urma cercetărilor aprofundate, s-a ajuns la concepția potrivit căreia procesul de eutrofizare privește compartimentul abiotic al ecosistemului, la nivelul biotic resimțindu-se numai efectele acestui fenomen. Ca un corolar al acestei concepții, Elster a declarat fosforul, principalul factor al eutrofizării”, iar încercările de modelare s-au concentrat asupra vitezei cu care acesta traversează ecosistemele acvatice. Termenul a fost folosit inițial pentru a clasifica procesele de acest gen care apar în lacuri, dar ulterior s-a extins și la cazul apelor curgătoare.

În modelarea calității apelor sunt incluși, de obicei, patru dintre nutrienții esențiali:

fosforul;

azotul;

carbonul;

siliciul.

Alături de aceștia, celulele vii mai încorporează și o seriei de nutrienți complementari (sulf, fier, mangan, cupri, zinc etc.) (Trofin M., 2011).

[NUME_REDACTAT] punct de vedere al eutrofizării, prin prisma rolului său în costrucția vieții și ținând seama de proporția lui redusă în natură (cca. 0,2 % din compoziția Pământului), fosforul apare ca factorul limitativ cel mai important pentru procesele biotice din corpurile de apă. Deși fosforul nu are forme gazoase (ca azotul sau carbonul), iar fosfații minerali sunt puțin solubili și puternic sobiți pe aluviuni sedimentabile (dispărând din coloana de apă), totuși corpurile de apă sunt alimentate cu fosfor în cantități însemnate, generate de activitățile umane (Popa R., 1998).

Sursele de fosfor în apele de suprafață sunt foarte variate:

geochimice (spălarea solului, eliberarea din sedimentele de fund);

particule atmosferice aduse de ploaie;

biologice (descompunerea plantelor și animalelor terestre și acvatice);

agricole (spălarea terenurilor pe care s-au aplicat îngrășăminte chimice, excremente);

ape reziduale (canalizare, detergenți, ape industrial etc.) (Popa R., 1998).

Clasificarea formelor în care se găsește fosforul în apele naturale cuprinde:

fosforul anorganic solubil (ortofosfați) cu speciile: PO33-, H2PO4-, HPO42-, aceasta fiind singura formă direct utilizabilă de către plante;

fosforul organic particular – corespunzând fosforului inclus în organismele vii și detrisul organic;

fosforul organic neparticular – conținut în compușii organic dizolvați sau în stare coloidală care provin în principal din descompunerea fosforului organic particular;

fosforul particular anorganic (minerale conținând fosfați, ortofosfați sorbiți pe argile etc.);

fosforul anorganic neparticular (ex. fosforul provenit din detergenți).

Pentru cuantificarea stării de eutrofizare se utilizează frecvent indicatorul fosfor total (Ptotal) care reprezintă cantitatea totală de fosfor dintr-un eșantion (Rossi G., 1991).

Nivelurile ierarhice și de timp ale dinamicii fosforului într-un corp de apă se prezintă în figura 2.1.

Figura 2.1. Nivelurile ierarhice și de timp ale dinamicii fosforului într-un corp de apă și transmiterea de impulsuri către nivelurile superioare de integrare

(după Varduca, 2000)

[NUME_REDACTAT] pătrunde în apele de suprafață din foarte multe surse: precipitații, râuri, ape subterane, scurgere directă sau indirectă etc. și este considerat ca fiind factor limitativ. Adăugat în cantități potrivite, acesta stimulează creșterea comunităților algale. Majoritatea algelor au capacitatea de a utiliza atât amoniul, cât și nitratul, când acesta se gășește în concentrații adecvate. Dezvoltarea diatomeelor este asigurată de amoniu (Popa R., 1998).

În apele naturale, azotul se regășește ca:

azot organic (particular sau neparticular), asociat organismelor vii sau materiei organice din sistem;

azot liber (N2);

amoniu (N-NH4+) și amoniac (N-NH3);

nitriți (N-NO2-) și nitrați (N-NO3-) (Trofin M., 2011).

Procesele majore care determină evoluția acestor forme sunt:

asimilarea amoniacului și nitraților de către fitoplancton;

amonificarea – reprezentată de procesele complexe (descompunere bacteriană, autoliză directă a celulelor moarte, excreție etc.) de transformare a azotului organic în amoniac;

nitrificarea – corespunzând oxidării succesive a amoniacului în nitriți și apoi a acestora în nitrați (procese modelate uneori condensat, într-o singură reacție pentru schematizarea legăturilor dintre lanțul trofic și nutrienți);

denitrificarea – care apare în condiții anaerobe, având ca efect final formarea de azot liber (datorită nitraților din sedimente);

fixarea azotului liber de către unele organisme (alge albastre) (Varduca A., 1998).

Spre deosebire de fosfor, azotul se găsește și în fază gazoasă, formele anaorganice sunt mai puțin asimilate de materiile în suspensie, iar denitrificarea constituie o sursă suplimentară de aport în masa de apă (Popa R., 1998).

[NUME_REDACTAT] îndeplinește trei funcții principale în contextul modelelor de calitate a apei și anume:

ca nutrient – alături de fosfor și azot, dar diferind de acestea prin abundența relativă în atmosferă (de unde este preluat prin procese de transfer), astfel încât carbonul nu este privit ca factor limitativ al creșterii algale;

pentru evaluarea cantității de biomasă din sistem;

ca poluant – se asociază cu descompunerea materiei organice și consumul de oxigen implicat, dar și cu capacitatea multor substanțe toxice de a se atașa materiei organice din corpul de apă.

In plus fața de carbonul organic, sistemul carbonaților (CO2, acid carbonic, bicarbonat HCO3- și carbonat CO3-) joacă un rol important în chimismul apei, prin efectul de tamponare al acidității și reglare a pH-ului (Trofin M., 2011).

Experiențele au demonstrat că atât carbonul organic, cât și cel anorganic determină o creștere foarte mică sau chiar nulă a biomasei, atunci când acesta este adăugat singur sau împreună cu azotul și fosforul (Popa R., 1998).

[NUME_REDACTAT] în general este nesemnificatv ca nutrient, siliciul reprezintă un element structural pentru celulele diatomeelor, una dintre speciile care formează fitoplanctonul. Pentru evaluarea cantitativă a evoluțiilor algale este necesar să se cunoască proporțiile în care diferite substanțe contribuie la crearea biomasei (Popa R., 1998).

Biomasa fitoplanctonului este formată din cca. 90 % apă și 10 % alte substanțe (reprezentând greutatea uscată). Substanța uscată include nutrienți în proporție de cca. 40% C, 7,2% N, 1% P și 51,2% alți constituienți. Densitatea biomasei uscate este de cca. 1,27 g·cm-3.

O estimare a acestor proporții s-a obținut din reprezentarea chimică a procesului de fotosinteză / respirație prin reacția (Popa R., 1998):

Având în vedere cei doi nutrienți de origine poluantă, N și P, și raportul dintre aceștia în biomasa acvatică, se poate estima că într-un ecosistem unde raportul N/P < 7,2, dezvoltarea algelor va fi limitată de lipsa azotului, iar dacă N/P < 7,2, fosforul va acționa ca factor limitativ.

Modelul global pentru fosforul total

Studiul problemelor de eutrofizare a fost inițiat în legătură cu incintele de apă lacustre având timpi de retenție foarte mari și se bazează pe conceptul de debit de fosfor total. S-a pornit de la faptul că acest nutrient este factorul limitativ al procesului de eutrofizare și relativ ușor de măsurat (Popa R., 1998).

Prin interpretarea datelor experimentale culese, despre un număr mare de lacuri privind debitul masic anual afluent de fosfor total, pe unitatea de suprafață a patului, L(gP·m-2·an-1), adâncimea medie a lacului, H (m), timpul de retenție, starea trofică a lacului (oligotrof, mezotrof, eutrof) s-a contruit graficul la scări logaritmice din figura 2.2, care delimitează domeniile de stare eutrofică periculoasă și respectiv oligotrofică acceptabilă (Trofin M., 2011).

Pe abscisă apare raportul H/τ care în realitate este independent de adâncime dacă se admite:

Debitul tranzitat anual (qs) se reprezintă pe unitatea de suprafață de pat cu relația:

Figura 2.2. Graficul stărilor trofice obținut din măsurători pentru lacuri funcție de debitul masic anual de fosfor și debitul anual tranzitat

(după Popa R., 1998)

O reprezentare cu alură asemănătoare se obține dacă se schematizează incinta de apă printr-un BRAC (bazin de reacție cu amestec continuu) și se scrie ecuația de bilanț masic pentru fosfor, admitând că aceasta dispare din coloana de apă prin sedimentare cu viteza vs(m·an-1):

In condiții staționare (dP/dt=0), din relația 2.4 rezultă:

Iar prin împărțirea la As se obține:

Logaritmând relația 2.6 rezultă:

Starea trofică a ecosistemelor acvatice care au fosforul ca factor limitative de creștere algală, este corelată cu concentrația de fosfor și se consider că starea mezotrofică se instalează pentru concentrații cuprinse între 10 și 20μP·l-1 (căreia îi corespunde o concentrație de clorofilă între 4 și 10μgChla·l-1).

Admitând aceste două valori ca valabile, ecuația 2.7 poate fi folosită pentru a reprezenta două curbe limită ale lui log L ca funcție de log qs, la o viteză de sedimentare vs dată. Domeniul obișnuit de valori pentru vs este cuprins între 5 și 20 m·an-1, dar se semnalează și viteze < 1 m·an-1 sau mai >200 m·an-1.

Cu vs=12,4 m·an-1 se obțin curbele din figura 2.2 care seamănă evident cu cele găsite prin prelucrarea datelor experimentale și care sunt redate în figura 2.3.

Figura 2.3. Graficul stărilor trofice obținute din ecuația de bilanț

Se constată că pentru lacuri cu debit specific tranzitat redus (spălare lentă, qs mic) ecuația 2.7 devine:

Graficul din figura 2.4 ia forma unei drepte orizontale, în timp ce pentru vs neglijabil față de qs (spălare rapidă), graficul tinde spre o dreaptă egală cu unitatea (Trofin M., 2011).

Într-o analiză amănunțită, rezultatele modelui de bilanț (ec. 2.4) pot fi folosite pentru a găsi valorile altor parametrii de stare considerați mai reprezentativi pentru caracterizarea stării trofice a ecosistemului. Se utilizează corelații obținute prin prelucrarea datelor experimentale (Rossi G., 1991).

O astfel de corelație între concentrațiile de clorofilă α și fosfor total este:

Dacă se ține seama și de influența limitativă a azotului (prin raportul r=Ntotal/Ptotal), se scrie relația:

Alte corelații s-au găsit între concentrațiile de fosfor și cererea de oxygen a stratului superficial de sediment sau între concentrația de clorofilă și transparență (măsurată cu discul Secchi, în m) (Popa R., 1998).

Model bistrat pentru fosfor, pe fracțiile solubil – insolubil

Pentru a ilustra o manieră mai detaliată de modelare a proceselor de transformare suferite de nutrienți într-un lac, se consider fosforul ca elemnt reprezentativ, cu două fracții distincte:

fosfor solubil – Ps;

fosfor insolubil – Pi.

Se cunoaște faptul că lacurile prezintă în perioada de vară o stratificare termică destul de bine definită (figura 2.4) (Popa R., 1998).

Figura 2.4. Stratificarea termică pe adâncime a incintei lacustre

(după Varduca A., 2000)

În sezonul de toamnă temperatura apei se reduce, termoclima dispare, iar în masa de apă se formează o circulație care aduce spre suprafață substanțe nutritive, sedimente, gaze etc. de la fundul lacului. Iarna lacul prezintă o stratificare termică inversă, cu ape mai reci la suprafață, neadecvate pentru activitatea biomasei (Trofin M., 2011)..

În perioada de primăvară, temperatura apei este relativ omogenă și are loc o circulație internă care contribuie la oxigenarea lacului. Pe măsură ce radiația solară se intensifică, debutează activitatea algală a speciilor mai rezistente la temperaturi scăzute (diatomee).

Tinând seama de aceste observații, corpul de apă se schematizează prin două straturi suprapuse (fiecare cu proprietăți omogene și corespunzănd epilimnionului și hipolimnionului), separate printr-o interfată care permite anumite transferuri de constituenți, iar anul se discretizează în două sezoane (de iarnă și de vară) pentru care vitezele de evoluție ale proceselor au valori diferite (Popa R., 1998).

Corpul de apă mărginit de stratul superficial de sedimente și procesele/ transferurile esențiale din acesta sunt redate în figura 2.5 (a). În figura 2.5 (b) s-au schițat procesele păstrate pentru a fi incluse în model și în care sunt implicate cele două fracții de fosfor considerate (Popa R., 1998).

Figura 2.5. Schematizarea proceselor în modelul bistrat pentru fosfor

(după Trofin M., 2011)

Procesele sunt reprezentate de (Popa R., 1998):

Aportul de poluanți – schematizat prin debite masice pentru cele două fracții de fosfor, separate într-un mod oarecare pe cele două straturi ale coloanei de apă;

Transportul – apare doar în epilimnion pentru ambele forme de nutrient (solubil și insolubil) în ceea ce privește evacuarea (spălarea) din incintă. Ca transfer între cele două straturi se admite un schimb limitat în perioada de vară (prin turbulență/difuzie pe verticală) și respectiv o difuzie intensă În perioada rece (corespunzând condițiilor de amestec complet);

Sedimentarea – atribuită doar formei insolubile și admisă pentru ambele straturi, cu valori diferite între cele două sezoane ale anului;

Consumul de nutrient solubil – care, prin asimilarea în flora acvatică, devine fosfor particular (încorporat în masa algală); se acceptă ca acest proces are loc doar în stratul superior unde condițiile de temperatură, lumină etc., favorizează activitatea fotosintetică în special în sezonul de vară;

Transformarea (prin descompunere, respirație) fosforului insolubil în formă asimilabilă.

Atribuind indici inferiori e și h pentru mărimile din cele două straturi, se pot scrie ecuațiile de bilanț:

Dacă se cunosc debitele poluante și condițiile inițiale, ecuația 2.11 poate fi integrată numeric pentru a găsi variația sezonieră a concentrațiilor de fosfor din ecosistem (tabelul 2.5).

Tabelul 2.5

Ordinele de mărime ale coeficienților de reacție din ecuația 2.11

(după Popa R., 1998)

Model bistrat cu interacțiunile nutrienți – lanț trofic

Pornind de la aceeași schematizare a corpului de apă prin doua straturi suprapuse – epilinmion (1) și hipolmion (2), este posibil să se schițeze un model care să includă nu numai analiza nutrienților, ci și interacțiunea acestora cu produsul intermediar (algele) și respectiv consumatorul final (zooplanctonul) (Popa R., 1998).

Pentru orice contituent C al corpului de apă se vor considera ecuații de bilanț de forma 2.11 pentru a reda concentrațiile acestuia în cele două straturi, și anume:

La desfășurarea proceselor participă următorii constituenți:

Nutrienții – sub formă de azot amoniacal (Na), nitrați (Nn), fosfor solubil (Ps) și carbon organic necuprins în biomasa activă, cu fracțiile: dizolvată (Cd) și particulară (Cp);

Lanțul trofic – reprezentat de alge (A), zooplanctonul ierbivor (Zi) și carnivor (Zc).

Interacțiunile între acești constituenți (variabile de stare ecologică) sunt prezentate în figura 2.7.

Ecuațiile de bilanț 2.12 se vor scrie pentru fiecare contituent și pentru fiecare strat al lacului, rezultând un sistem de 16 ecuații diferențiale (după Trofin M., 2011).

Formele generice ale acestor ecuații sunt:

Pentru nutrienți:

Figura 2.6. Variația sezonieră a fosforului total și pe fracții, obținută cu un model bistrat

(după Trofin M., 2011)

Pentru lanțul trofic:

Figura 2.7. Schematizarea interacțiunilor nutrienți- lanț trofic dintr-o incintă acvatică

(după Popa R., 1998)

Modelul prezentat, implică și cunoașterea variației temperaturii în cele două straturi, pe parcursul anului și cunoașterea variațiilor fotoperioadei și a intensității luminoase maxime pe parcursul anului.

CAPITOLUL 3

SISTEMUL DE MONITORIZARE INTEGRATA A CALITĂȚII APELOR ÎN ROMÂNIA

(SMIAR)

3.1. [NUME_REDACTAT] apelor din România este urmărită conform structurii și principiilor metodologice ale Sistemului de [NUME_REDACTAT] al Apelor din România (S.M.I.A.R), restructurat în conformitate cu cerințele [NUME_REDACTAT] (Crețescu I., 2010).

Sistemul național de monitorizare a apelor cuprinde două tipuri de monitoring, conform cerințelor prevăzute în Legea 310/2004 de modificare și completare a [NUME_REDACTAT] 107/1996 care a preluat prevederile [NUME_REDACTAT] 60/2000/CEE în domeniul apei și celelalte Directive UE. Astfel se realizează un monitoring de supraveghere având rolul de a evalua starea tuturor corpurilor de apă din cadrul bazinelor hidrografice și un monitoring operațional pentru corpurile de apă ce au riscul să nu îndeplinească obiectivele de protecție a apelor (Onofrei A. G.,2008).

[NUME_REDACTAT] de [NUME_REDACTAT] al Apelor este reprezentat de 6 sub-sisteme, și anume (www.rowater.ro/default.aspx):

râuri;

lacuri naturale și de acumulare;

ape tranzitorii;

ape costiere;

ape subterane;

ape uzate.

[NUME_REDACTAT] 107/1996 cu modificările și completările ulterioare prevede mai multe tipuri de programe de monitoring pentru apele de suprafată, și anume (Crețescu I., 2010):

Programul de monitoring de supraveghere (S)

Are ca scop evaluarea stării globale a apelor din cadrul fiecărui bazin sau sub-bazin hidrografic, furnizând informații pentru: validarea procedurii de evaluare a impactului, proiectarea eficientă a viitoarelor programe de monitoring, evaluarea tendinței de variație pe termen lung a resurselor de apă, inclusiv datorită impactului activităților antropice.

Programul de monitoring operațional (O)

Monitoringul operațional are ca scop stabilirea stării ecosistemelor acvatice ce prezintă riscul de a nu îndeplini obiectivele de mediu precum și evaluarea oricăror schimbări în starea unor astfel de ecosisteme acvatice, schimbări apărute datorită aplicării programului de măsuri.

Programul de monitoring de investigare (I)

Trebuie efectuat pentru:

identificarea cauzelor depășirilor limitelor prevăzute în standardele de calitate și în alte reglementări din domeniul gospodăririi apelor;

certificarea cauzelor pentru care un corp de apă nu poate atinge obiectivele de mediu, acolo unde monitoringul de supraveghere arată că obiectivele stabilite pentru un corp de apă nu se pot realiza, iar monitoringul operațional nu a fost încă stabilit;

stabilirea impactului poluărilor accidentale.

Programul de secțiuni de referință (R)

Se stabilește pentru acele secțiuni în regim natural sau cvasi-natural- fără impact antropic sau cu influențe antropice minime – care au ca scop stabilirea condițiilor de referintă pentru fiecare tip, în conformitate cu cerințele [NUME_REDACTAT] 107/1996 cu modificările și completările ulterioare.

Programul “cea mai bună secțiune disponibilă” (CBSD)

Se va aplica pentru fiecare tip de curs de apă care suferă impactul activității umane, numit și corp de apă care prezintă o singură categorie de risc, pentru care nu a fost posibilă găsirea unei secțiuni de referință.

Programul de intercalibrare pentru starea ecologică (IC)

Se referă la secțiunile care participă la exercițiul european de intercalibrare, al cărui scop este definirea claselor stării ecologice, respectiv valorile limită între starea foarte bună/bună și dintre starea bună/moderată, în conformitate cu prevederile [NUME_REDACTAT] 107/1996 cu modificările și completările ulterioare.

Programul de potabilizare (P)

Se referă la secțiunile de captare a apei de suprafață destinată potabilizării cu debit de prelevare > 100 m3/zi, unde se vor monitoriza parametrii din HG 100/2002 și substanțele prioritare/prioritar periculoase din Hg 351/2005; frecvența este în funcție de comunitatea deservită, respectiv: 4/an pentru <10.000, 8/an pentru 10.000-30.000, 12/an pentru >30.000 locuitori).

Programul de monitorizare din zonele vulnerabile (ZV)

Se referă la secțiunile de monitorizare din perimetrele ce au fost definite ca zonele vulnerabile la poluarea cu nitrați, inclusiv secțiunile pentru apele identificate a fi poluate sau susceptibil a fi poluate cu nitrați din surse agricole, conform cu prevederile HG 964/2000 cu modificările și completările ulterioare; în cadrul acestui program, frecvența de monitorizare a formelor de azot, în special a nitraților, poate fi marită față de prevederile în vigoare.

Programul de monitoring pentru ihtiofaună (IH)

Se referă la zonele salmonicole și ciprinicole identificate, iar parametrii fizico-chimici și frecvențele de monitorizare sunt cele prevăzute de HG 202/2002.

Programul pentru protecție habitate și specii (HS)

Se va aplica în zonele protejate, unde se vor monitoriza parametrii mediului hidric caracteristici pentru faună și/sau flora protejată.

Programul pentru convenții internaționale (CI)

Va monitoriza acele secțiuni și acei parametrii prevăzuți în convențiile și acordurile internaționale la care România este parte, cu frecvența stabilită în acestea.

Programul de cunoaștere a alterărilor presiunilor morfologice (CAPM)

Are ca scop cunoașterea impactului alterărilor hidromorfologice asupra apelor. În aceste secțiuni se vor monitoriza obligatoriu parametrii biologici, deoarece pot exista secțiuni unde se analizează elementele biologice și hidromorfologice, fără a se analiza cele fizico-chimice, cu frecvență mai mare pentru parametrii mai sensibili la tipul de alterare hidromorfologică.

Monitorizarea sub-sistemului “lacuri”

Clasificarea lacurilor naturale si de acumulare s-a realizat astfel (Crețescu I., 2010):

Parametrii și elementele de monitorizare, tinând cont de categoriile de risc pentru fiecare mediu de investigare (A-apa, S-sedimente, B-biota ) sunt (***2006):

Parametri fizico-chimici:

G –generali – temperatura, conductivitate/reziduu fix, pH, alcalinitate, materii în suspensie, transparență, culoare;

SO – substanțe organice – oxigen dizolvat, CCO-Mn, CCO-Cr, CBO5, COT, COD;

N-nutrienți – azotiți, azotați, amoniu, N total, ortofosfați, P total, clorofila “a”;

SP-MG – metale grele din lista substanțelor prioritare/prioritar periculoase din HG 351/2005;

SP-MO – micropoluanți organici din HG 351/2005,

AP– poluanții din lista I si II din HG 351/2005, precum și alți poluanți specifici bazinului hidrografic, cum ar fi: fier, mangan, cloruri, sulfați, fluoruri, fenoli, detergenti anionici activi, AOX.

2. Parametri biologici:

fitoplancton (FPL) – componenta taxonomică – lista și număr specii, densitate, biomasa, clorofila “a”;

microfitobentos (mFB) – componenta taxonomică – lista și număr specii, densitate ;

macrofite (MF) – componenta taxonomică – lista și număr specii, densitate;

zoobentos (ZB) – componenta taxonomică – lista și număr specii, densitate, diversitate, specii sensibile la impact antropic;

fauna piscicola(P) – componenta taxonomică – lista și număr specii, densitate, specii sensibile la impact antropic, structura pe vârste;

ZPL (zooplancton) – furnizează informații utile în anumite cazuri: eutrofizare, poluări accidentale;

3. Parametri microbiologici:

coliformi totali;

coliformi fecali;

streptococi fecali;

Salmonella.

4. Parametri ecotoxicologici (biota)

Care să evidențieze efectele metalelor grele și a poluanților organici de origine antropică, prin aplicarea metodologiei de evaluare de risc și de impact prevazută în OM 245/2005.

3.2. [NUME_REDACTAT] generale ale sistemului de monitoring al apelor sunt:

stabilirea condițiilor fundamentale care trebuie respectate în sistemul acvatic;

sesizarea aspectelor de deteriorare a calității apei;

localizarea corpurilor acvatice din sistemul supravegheat care nu îndeplinesc standardele privind calitatea apei;

identificarea și delimitarea zonelor contaminate cu diverși poluanți;

aprecierea concentrațiilor și cantităților de poluanți preluate de către sistemul monitorizat;

calcularea diluției/dispersiei și a efectelor unui anumit poluant în sistemul acvatic;

evaluarea metodelor de control al calității apei;

adaptarea și completarea continuă a standardelor de calitate a apei;

armonizarea legislației și a regulamentelor privind reziduurile și poluarea apei;

dezvoltarea și implementarea unor programe de avertizare-alarmare în caz de poluare și a unor programe și metode de control al poluării (Onofrei A. G.,2008).

Apa ca și componentă a mediului are caracteristicile sale aparte (stare de agregare, dinamică, forme de organizare), ceea ce face ca activitatea de monitoring să aibă forme specific (***2013).

Monitorizarea calității apelor se face în cadrul unui subsistem al sistemului general de monitoring al mediului. Implementarea unui astfel de sistem se realizează pe baza unui studiu ale cărui elemente principale sunt (www.rowater.ro/default.aspx):

identificarea și enunțarea obiectivelor monitoringului;

analiza entității spațiale ce va fi supusă monitoringului;

tipurile de date necesare și modul de obținere a acestora (variabilele reprezentative măsurate, locul de prelevare, tipuri de eșantioane, amplasarea senzorilor pentru măsurări automate);

frecvența de recoltare a probelor și timpii necesari pentru efectuarea analizelor;

estimarea necesarului de resurse umane și financiare;

proceduri și metode pentru controlul calității datelor și pentru intervenția în situații de urgență.

Monitoringul calității apei are ca scop principal verificarea încadrării acesteia în standardele pentru anumite tipuri de utilizare (apă potabilă, apă pentru irigații, apă industrială) și în al doilea rând pentru aprecierea impactului antropic asupra apelor prin intermediul monitorizării de tip impact (***2013).

Desfășurarea activității de monitorizare a calității apei este un proces de analiză, interpretare și comunicare către factorii decizionali și către populație a proprietăților fizico-chimice, biologice și microbiologice ale apei. Sistemul de monitorizare trebuie să fie flexibil și adaptat și să corespundă necesităților locale, naționale sau globale:

(www.rowater.ro/default.aspx):

identificarea necesităților utilizatorilor pentru calitatea și cantitatea apei;

respectarea standardelor stabilite pentru calitatea și cantitatea apei;

evaluarea influenței procesele naturale asupra calitatății apei;

determinarea capacitatății de asimilare a reziduurilor fără a depăși nivelul admis de poluare (capacitatea de autoepurare);

identificarea parametrilor fizici, chimici sau biologici care fac apa nepotrivită pentru utilizare;

determinarea potențialului de toxicitate (limitele peste care anumite substanțe devin toxice pentru om sau pentru celelalte ființe vii);

evaluarea tendințelor de modificare a calității apei în funcție de modificarea activităților antropice din zona monitorizată;

evaluarea impactului calității scăzute a apei asupra sănătății omului și asupra componentei biotice.

Pentru buna funcționare a sistemului de monitoring al apelor este necesară precizarea obiectivelor de monitorizare. În funcție de gradul de generalizare obiectivele pot fi generale sau specific (www.rowater.ro/default.aspx).

Sistemele și programele de monitoring sunt în general concepute pentru a funcționa pe termen lung și pentru a acoperi o paletă largă de domenii. Există însă și sisteme și programe de monitoring specifice care sunt concentrate pe un singur obiectiv și concepute pentru o perioadă scurtă de timp. În prezent pe plan mondial sunt în plină dezvoltare sistemele de monitoring cu obiective multiple, care se integrează nivelelor ierarhice naționale. În implementarea acestora trebuie să se țină seama de modul actual și de perspectivă al utilizării apei la nivel național, de sursele de poluare actuale și evoluția acestora, de modalitățile de control integrat al poluării, de condițiile geologice și de categoriile de apă (Onofrei A. G.,2008).

3.3. Tipuri de activități

În conformitate cu prevederile [NUME_REDACTAT] în domeniul apei, sistemul național de monitorizare a calității apei curpinde trei tipuri de monitoring, respective:

Monitoringul de supraveghere;

Monitoringul operațional;

Monitoringul de investigare.

Monitoringul de supraveghere are rolul de a evalua starea tuturor apelor din cadrul fiecărui bazin sau sub-bazin hidrografic, furnizând informații pentru: validarea procedurii de evaluare a impactului, proiectarea eficientă a viitoarelor programe de monitoring, evaluarea schimbărilor pe termen lung a condițiilor naturale, precum și evaluarea schimbărilor pe termen lung a impactului activităților antropice asupra resurselor de apă.

Monitoringul operațional trebuie realizat pentru toate acele corpuri de apă care, fie pe baza evaluării impactului conform Anexei II din [NUME_REDACTAT], fie pe baza monitoringului de supraveghere, sunt identificate ca având riscul să nu îndeplinească obiectivele de mediu. Monitoringul operațional are ca scop stabilirea stării ecosistemelor acvatice ce prezintă riscul de a nu îndeplini obiectivele de mediu precum și evaluarea oricăror schimbări în starea unor astfel de ecosisteme acvatice, schimbări care rezultă din programele de măsuri.

Monitoringul de investigare trebuie efectuat pentru: identificarea cauzelor depășirilor limitelor prevăzute în standardele de calitate și în alte reglementări de mediu, pentru certificarea cauzelor pentru care un corp de apă nu poate atinge obiectivele de mediu (acolo unde monitoringul de supraveghere arată că obiectivele stabilite pentru un corp de apă nu se pot realiza, iar monitoringul operațional nu a fost încă stabilit), precum și pentru stabilirea impactului poluărilor accidentale. În prezent, activitatea de monitorizare răspunde parțial cerințelor [NUME_REDACTAT] și a celorlate [NUME_REDACTAT] în domeniul apei, prin acoperirea anumitor aspecte în domeniul monitoringului de supraveghere.

CAPITOLUL 4

METODE DE CERCETARE

4.1. Date generale amplasament

4.1.1 [NUME_REDACTAT] Negreni este amenajată pe cursul de apă Bașeu, situată în zona centrală a jud. Botoșani, în vecinătatea satului Negreni. Căile de acces la acumulare sunt: D.N Botoșani-Săveni, D.J Săveni- Vorniceni și D.C pe o lungime de 7 km, drum pietruit (figura 4.1).

Funcțiile principale ale acumulării sunt:

alimentarea cu apă a orașului Săveni;

atenuare undă de viitură;

irigații;

piscicultură.

4.1.2. [NUME_REDACTAT] categorii ale resurselor de apă din județul Botoșani sunt apele subterane, râurile și lacurile. Datorită variației mari a cantității de precipitații în cursul anului, care reprezintă principala sursă de alimentare a apelor freatice, nivelul hidrostatic înregistrează variații foarte mari. Unele orizonturi sunt epuizate complet în timpul verii, când sunt secete prelungite, ca urmare a exploatării intense și a pierderilor prin evapo-transpirație la suprafața solului.

Cursurile de apă: au o direcție nord – vest, sud – est, fiind formate din Prut la est și Siret la vest, Bașeu și Jijia în centru, cu afluenții importanți: Sitna, Miletin, Dresleuca ce formeaza culoare depresionare largi cu lunci extinse ce brăzdează județul, determinând crearea artificială a peste 150 iazuri, utilizate pentru echilibrarea debitelor, irigații, alimentare cu apă, piscicultură. În zona localităților Stânca – Costești a fost construit un important nod hidrotehnic, realizându-se una din cele mai mari acumulări din țară, cu un volum de 1,5 miliarde mc apă, cu o suprafață de 1600 ha și o lungime de 70 km.

Lacuri: Din mulțimea iazurilor, ce conferă o frumusețe aparte putem aminti: Dracșani (440 ha pe valea Sitnei); Negreni (304 ha pe valea Bașeu), [NUME_REDACTAT]; Hănești; Mileanca.

4.1.3. [NUME_REDACTAT] județului Botoșani este temperat – continentală, influențată puternic de masele de aer din estul continentului, fapt ce determină ca temperatura medie anuală să fie mai redusă decât în restul țării ( 8-90C), cu precipitații variabile, cu ierni sărace în zăpadă, cu veri ce au regim scăzut de umezeală, cu vânturi predominante din nord – vest și sud – vest. Sub aspect geostructural, județul Botoșani este amplasat în întregime pe unitatea de platformă veche, numită [NUME_REDACTAT]. Privit în ansamblu, teritoriul județului se caracterizează în cea mai mare parte printr-un relief larg vălurit, cu interfluvii colinare, deluroase, separate prin văi cu lunci largi și pline de iazuri.Vecinătatea cu marea câmpie Euro-Asiatică face clima judetului Botoșani să se caracterizeze printr-un regim al temperaturii aerului și al precipitațiilor cu valori caracteristice climatului continental-excesiv.

Temperatura medie anuală a satului Negreni este de 8,9°C. Temperatura maximă absolută a fost de +30.4°C, la 7 august 1952, iar minima absolută în ianuarie 1954 și februarie 1929 de -29°C, ceea ce dă o amplitudine termică absolută de 68,4°C.

Numărul zilelor cu temperaturi de vară (25°C) este de aproape 60 anual, iar al zilelor cu temperaturi tropicale (30°C) este de circa 12 anual. Numărul zilelor cu îngheț (sub 0° C) este de 120-130. Temperaturile coborâte de iarnă, primăvară și toamnă favorizează apariția brumelor, care pot avea consecințe grave pentru agricultură, când apar prea devreme toamna, sau prea târziu, primăvara. Primele brume la Negreni sunt semnalate în prima decadă a lunii octombrie și apar pe șesuri, ultimele brume se produc în prima decadă a lunii aprilie. Numărul mediu al zilelor cu brumă este de 20 – 30 pe an.

4.1.4. [NUME_REDACTAT] naturală a zonei de est orașului Botoșani este caracteristică zonei de silvostepă, fiind formată în special din terenuri agricole și pajiștile seculare ce ocupă locul fostelor păduri. În nord-vest se întind păduri de gorun, terenuri agricole și pajiști stepizate, iar în sud-vest fagete de deal și păduri amestecate de fag și gorun. În rest, vegetația naturală este caracteristică solurilor de pădure, cu fânețe și izlazuri pe care cresc ierburi perene. Culturile tradiționale constau din: grâu, secară, orz, porumb, cartofi, sfecla de zahăr, floarea-soarelui. Livezile ocupă suprafețe relativ mici și predomină prunul și vișinul, cireșul și părul, gutuiul și nucul.

4.2. Interpretarea rezultatele obținute

Recoltarea probelor de apă este o etapă deosebit de importantă în desfășurarea procesului de analiză fizico-chimică a apei, deoarece probele recoltate trebuie să fie reprezentative și totodată nu trebuie să introducă modificări în compoziția și calitățile apei datorită unei tehnici defectuoase sau a unor condiții incorecte de pregătire a materialului.

În vederea evaluării calității apei din lacul Negreni și a potențialului impact fizico-chimic asupra faunei și florei s-au recoltat probe de apă în decursul a 3 ani (2011, 2012, 2013) din 3 puncte de prelevare (Mijloc lac, Baraj lac și Priză mal) (figura 4.2, figura 4.3).

Figura 4.3. Plan general cu amplasarea punctelor de prelevare

În vederea evaluării prezenței fenomenul de eutrofizare în [NUME_REDACTAT], au fost analizați următorii parametrii:

Clorofila ,,a”;

transparența (adâncimea Secchi);

temperatura aerului;

temperatura apei;

oxigenul dizolvat (O2 diz.);

consumul biochimic de oxigen (CBO5);

azotul total (Ntotal);

nitriții (N-NO2);

nitrații (N-NO3);

fosforul total (Ptotal);

fosfații (P – PO4).

4.2.1. Interpretarea rezultatelor obținute pentru Clorofila „a”

Clorofila „a” oferă informații asupra creșteri cantității de materie organică, fapt ce definește direct fenomenul de eutrofizare.

În tabelul 4.4 sunt prezentate valorile concentrației indicatorului Clorofila ,,a” pentru cei trei ani de monitorizare (2011, 2012, 2013).

Analizând evoluția concentrației a indicatorului Clorofila ,,a” în cele 3 puncte de pe [NUME_REDACTAT] în cei 3 ani (2011, 2012, 2013), se poate observa că valoarea maximă în 2011 a fost de 17,86 µg/l în luna mai, în 2012 valoarea maximă 5,38 µg/l în luna iulie, iar în 2013 valoarea maximă a fost de 48,84 µg/l în luna septembrie.

Valorile obținute au fost comparate cu valorile limită admisibile pentru Clorofila „a” din Ordinul nr. 161/2006 al [NUME_REDACTAT] și [NUME_REDACTAT] (tabelul 4.2)

Tabelul 4.2. Valorile de referință pentru Clorofila „a”

(după Ordinul nr. 161/2006)

Comparând media valorilor pe cei trei ani cu starea trofică în funcție de încărcarea nutritivă a lacului rezultă că: nivelul trofic în 2012 este mezotrof deoarece media se încadrează între 2.5 – 8 mg/m3, 2011 și în 2013, eutrof deoarece se încadrează între 8 – 25 mg/m3 (figura 4.1).

Tabelul 4.1.

Valorile concentrației indicatorului Clorofila ,,a” în cei 3 ani

Figura 4.4. Reprezentarea grafică a indicatorului Clorofila „a” în cei 3 ani

4.2.2. Interpretarea rezultatelor obținute pentru transparență (adâncimea Secchi)

Transparența apei este un indicator foarte important al procesului de eutrofizare. Dacă valorile acesteia scad sub limita admisibilă, atunci sursa de apă analizată se află în proces de eutrofizare.

In tabelul 4.3 sunt prezentate valorile concentrației indicatorului transparență pentru cei trei ani de monitorizare (2011, 2012, 2013).

Tabelul 4.3.

Valorile concentrației indicatorului transparență în cei 3 ani

Transparența a înregistrat valoarea maximă în anul 2011 în luna mai aceasta fiind de 90 cm, în 2012 aceasta fiind de 60 cm în luna mai, iar în 2013 fiind de 55 cm în luna mai.

Valorile obținute au fost comparate cu valorile limită admisibile pentru transparența apei din Ordinul nr. 161/2006 al [NUME_REDACTAT] și [NUME_REDACTAT].

Comparând media valorilor pe cei trei ani cu starea trofică în funcție de încărcarea nutritivă a lacului rezultă că: nivelul trofic în 2011, 2012, 2013 este hipereutrof deoarece se încadrează în valoarea < 1.5 m (figura 4.2).

Figura 4.5. Reprezentarea grafică a indicatorului transparență în cei 3 ani

4.2.3. Interpretarea rezultatelor obținute pentru temperatura apei și a aerului

Temperatura aerului și a apei ne oferă indicii despre modul de înflorire a algelor, acestea utilizând formele organice, dizolvate sau în suspensie, care sunt eliberate mai lent în timpul verii.

In tabelul 4.4 sunt prezentate valorile temperaturilor aerului și apei înregistrate în cei trei ani de monitorizare (2011, 2012, 2013).

Tabelul 4.4.

Valorile temperaturii în cei trei ani

Valorile obținute pentru temperatura apei nu sunt normate în Ordinul nr. 161/2006 al [NUME_REDACTAT] și [NUME_REDACTAT].

Temperatura maximă înregistrată în anul 2011 a fost de 20.8 0C în septembrie pentru apă și tot în aceeași lună de 24.5 0C pentru aer. În anul 2012 temperatura maximă s-a înregistrat în luna iulie pentru apă aceasta fiind de 21.10C și în luna iunie pentru aer fiind de 260C.În anul 2013 temperatura maximă a fost înregistrată în luna iulie fiind de 22.80C pentru apă și 26.50C pentru aer (figura 4.6).

Figura 4.6. Reprezentarea grafică a temperaturii (aerului și apei) în cei 3 ani

4.2.4 Interpretarea rezultatelor obținute pentru oxigenul dizolvat (O2 diz.)

Oxigenul dizolvat reprezintă cel mai important parametru de calitate al apei din lacuri, având o importață vitală pentru ecosistemele acvatice Cantitatea de oxigen dizolvat în apă variază în funcție de presiunea atmosferică, de temperatura apei, de conținutul în săruri minerale și substanțe organice.

În tabelul 4.5 sunt prezentate valorile concentrației indicatorului Oxigenul dizolvat (O2 diz.) pentru cei trei ani de monitorizare (2011, 2012, 2013).

Pentru O2 diz. valoarea maximă în anul 2011 a fost de 10.4 mg/l în luna martie, în anul 2012 a fost 13.7 mg/l în luna iulie, iar în anul 2013 aceasta fiind 15.4 mg/l în luna august.

Cel mai important parametru de calitate al apei din lacuri este conținutul de oxigen dizolvat, deoarece oxigenul are o importață vitală pentru ecosistemele acvatice. Astfel, conținutul de oxigen din lacuri, în special în cele cu destinație piscicolă, conținutul de oxigen dizolvat trebuie să fie de 8 – 15 mg/l.

Valorile obținute au fost comparate cu valorile limită admisibile pentru oxigenul dizolvat (O2 diz.) a apei din Ordinul nr. 161/2006 al [NUME_REDACTAT] și [NUME_REDACTAT].

Tabelul 4.5

Valorile concentrației indicatorului O2 diz. în cei 3 ani

Comparând media valorilor pe cei trei ani cu valorile limită ale saturației de oxigen dizolvat rezultă că stadiul trofic al lacului în 2011 și 2012 este eutrof și hipertrof deoarece saturația minimă de oxigen este sub valoarea 10%, iar în anul 2013 stadiul trofic al lacului este mezotrof deoarece saturația minimă de oxigen este cuprinsă între valorile 10-70%

Figura 4.7. Reprezentarea grafică a oxigenul dizolvat (O2 diz.) în cei 3 ani

4.4. Evaluarea metodelor și tehnicilor de combatere a eutrofizării

A. Curățarea cuvetei lacului

Curățarea cuvetei lacului înainte de prima umplere are o importanță deosebită pentru evoluția ecologică ulterioară a acestuia. Vegetația (inclusiv rădăcinile mari ale arborilor) trebuie adunată și evacuată; adesea, resturile și cioatele se ard în ampriza lacului, iar cenușa (care conține practic toate sărurile minerale din substanța organică) trebuie evacuată în afara amprizei lacului.

B. Aerarea artificială a apei

Lipsa de oxigen din apă, precum și stratificarea termică, pot fi combătute prin aplicarea unor procedee de aerare artificială, al căror principiu de bază este mărirea suprafeței de contact între apă și aerul bogat în oxigen. Aplicarea pe scară relativ largă a acestor procedee în ultimii 15 ani a fost justificată în special economic: tratarea și îmbunătățirea calității apei pentru consum este mai ieftină dacă se face încă din lac, înainte de a căpăta gust și miros, decât după aceea, în stații de tratare. Efectele ecologice însoțitoare sunt însă extrem de benefice asupra biocenozelor lacustre.

C. Concepția și dispunerea prizelor de apă din lac

Concepția prizelor de apă din lac (pentru utilități sau pentru goliri) a evoluat sensibil în ultimele două decenii. Dispunerea lor supraetajată, capacitățile suficiente și unele dispozitive speciale, asigură o mai bună exploatare a lacului

Din punct de vedere ecologic, sunt de semnalat câteva efecte, dintre care cele mai importante sunt prezentate mai jos:

se permite captarea apei cu calități optime la un moment dat, inclusiv pentru ecosistemele din aval; se permite reglajul evacuării aluviunilor și a apei încărcate cu suspensii afluente la viituri;

este posibilă evacuarea apei din hipolimnion și, deci, reciclarea ei periodică (recomandabil la cel mult 2 ani);

este posibilă aerarea apei evacuate, chiar provenind din hipolimnion (cu prevederea unor prize de aer cu injectare în curent, fie în turbinele centralelor electrice, fie în difuzorii golirilor de fund); existența unei ape bine oxigenate în aval favorizează biocenozele din acest sector.

Figura 4.15. Sisteme de aerare artificială a apelor profunde și de răcire a apei superficiale.

A. Sistem LIMNO (Beuffe ș.a., 1994); B. Schema sistemelor air-lift (Imhoff, 1988; Fujimoto și Morikita, 1988; Houis ș.a., 1988); C. Sistem difuzor pneumatic (Johnson și Labounty, 1988); 1 – vedere; 2 – secțiune; D. Sistem fântână arteziană (Hirose ș.a., 1991).

D. Amenajarea zonelor de la coada lacului

Datorită depunerilor aluvionare, în special în timpul apelor mari din perioadele în care lacul este plin, la coada lacurilor apar formațiuni deltaice, favorabile dezvoltării unor ecosisteme locale sezoniere, nu prea convenabile. În perioadele în care lacul se golește, în aceste zone biocenozele specifice mor sau trec prin crize grave, iar materia organică (inclusiv cea conținută în depuneri) intră în procese de descompunere, însoțite de degajarea unor mirosuri neplăcute și de focare de infecție. De aceea este de dorit ca procesul de depunere să fie împins pe cât posibil în zone de mai mare adâncime, astfel ca expunerea lor în atmosferă să fie posibilă numai în mod excepțional.

CONCLUZII

Eutrofizarea se datorează introducerii unor cantități excesive de nutrienți, ca urmare a activităților umane. Fenomenul a căpătat o amploare deosebită, în special după cel de-al doilea război mondial, odată cu extinderea folosirii îngrășămintelor artificiale și a creșterii intensive a animalelor în agricultură, precum și ca urmare a sporirii evacuărilor de ape uzate bogate în fosfor și azot.

Din datele prezentate în cadrul capitolului 4 a rezultat că media valorilor azotului total (Ntotal), nitriților (N-NO2), nitraților (N-NO3), fosforului total (Ptotal), din cei 3 ani se încadrează în clasele de calitate I, respectiv II de unde putem concluziona că lacul este oligotrof în unii ani chiar ultraoligotrof. Aceste valori arată că lacul are o troficitate foarte scăzută și este stabil în timp. Lacurile oligotrofe au o productivitate biologică slabă determinată de sărăcia în substanțe nutritive, au planctonul puțin dezvoltat, deci o transparență ridicată. Cele mai bune valori au fost identificate la nitriți și nitrați.

Media valorilor pentru Clorofila „a” și consumul biochimic de oxigen (CBO5) se încadrează în clasa de calitate IV de unde putem interpreta că lacul este eutrof. Lacurile eutrofe conțin în stare dizolvată o cantitate mare de substanțe nutritive, ceea ce determină și o dinamică foarte intensă a biocenozelor respective.

Temperatura apei și aerului este în creștere. Cele mai mari valori ale temperaturii apei și aerului au fost înregistrate în anul 2013. Prin încalzirea suprafeței lacului, apa se împarte în doua straturi tot mai distincte, dând peste cap lanțul trofic din lac. Mai exact, majoritatea speciilor de pește, traiesc în stratul superior, de circa 100 de metri, în timp ce în stratul inferior se formează nutrienții de care au nevoie algele din primul strat, cele ce susțin întreg sistemul alimentar din lac. Astfel, ridicarea temperaturii de la suprafața apei duce la creșterea diferențelor dintre cele doua straturi, împiedicând amestecul lor, respectiv transportul nutrienților din adâncuri în mediul algelor.

În urma raportului N/P în cei 3 ani rezultă că Indicele de eutrofizare potențială în 2011 este 4.044 adică lacul este eutrofic, în 2012 este 3.150 fiind lacul slab eutrofic, iar în 2013 este 3.42 fiind tot lac eutrofic.

Din această analiză rezultă că raportul N/P este mai mare în 2011 față de 2012 și 2013, dar nu depășește valorile limită pentru clasa de calitate IV.

Eutrofizarea lacului poate sa apară și ca rezultat al poluării, deci implicit toate măsurile de reducere a poluării reprezintă și măsuri profilactice pentru evitarea eutrofizării.