Descrierea CIP a Bibliotecii Na ționale 3 MOTTO „Totul este trec ător – ce regretabil ă vorbă ! Firește că e trecător, dar întrebarea este cum trece:… [600997]

1

D A N I E L A P O P A

APA – MEDIU PENTRU
MICROORGANISME

EDITURA UNIVERSITARIA
CRAIOVA 2006

2
Referenți științifici:
Prof.univ.dr. Aurel Popa
Prof.univ.dr.Gabriel Corneanu

Descrierea CIP a Bibliotecii Na ționale

3

MOTTO

"Totul este trec ător – ce regretabil ă vorbă !
Firește că e trecător, dar întrebarea este cum
trece: cu o împlinire, sau f ără?"

"Mor și apele, spun ecologii. Totul se
stinge. (Dar nu i se substituie alt ă viață ?)

Constantin Noica

4

5

Cuvânt înainte

Acțiunile omului sunt in criminate în numeroase
modificări ale componen ților biologici ai ecosistemelor
planetare, de la inframic robi la mamifere, fie c ă efectele se
datoreaz ă unor agen ți indirec ți, cum sunt substan țele chimice,
fie că sunt provocate direct, prin diminuarea sau chiar
distrugerea unor specii.
În ultima vreme sunt astfel semnalate deregl ări ale unor
echilibre în microflor ă, cu distrugerea unor specii, în care este
temută tendința de eliberare și dezvoltare nestingherit ă a unor
virusuri, bacterii, parazi ți, etc., datorit ă modificărilor induse de
agenți terapeutici sau de pest icide, atât în biologia
microorganismelor, cât și a macroorganismelor umane, animale
sau vegetale.
Una din modific ările cele mai sup ărătoare ar fi cre șterea
rezistenței biologice, resim țită în ultimele decenii, datorit ă Erei
antibioticelor și pesticidelor, ducând la exacerbarea unor
tulpini și specii de organisme mai mari sau mai mici, neluate în
seamă de noi pân ă acum.
Mutantele și tulpinile selec ționate adaptate la noii
factori prezen ți în mediile naturale se întâlnesc în cele mai
variate condi ții de mediu.
Astfel, de exemplu, datorit ă îngrășămintelor și a
detergen ților biodegradabili se constat ă o înc ărcare a
rezervelor de ap ă cu fosfor, care determin ă "înflorirea apelor"
prin favorizarea dezvolt ării luxuriante a algelor și altor
organisme vegetale fixa toare de fosfor.
Consecin țele sunt mult mai variate și complexe,
determinând, în final, sc ăderea calit ăților organoleptice și
fizico-chimice al e surselor de ap ă naturale și artificiale (lacuri
de acumulare).

6Semnale de alarm ă mai pot reprezenta și unele aspecte
privind:
• modificările florei și faunei acvatice, ca urmare a
deversărilor de petrol și a naufragiilor marilor
tancuri petroliere;
• modificările induse de folo sirea de materiale
plastice, de prezen ța culturilor microbiene pe
conductele și rezervoarele de PVC;
• înmulțirea cazurilor de mico ze cutanate, datorate
unei banale îmb ăieri într-o ap ă purtătoare de
germeni patogeni sau
• creșterea riscului toxic și infecțios prezentat de
consumarea unor specii a cvatice drept alimente,
adesea insuficient tratate te rmic (astfel încât cele
infectate microbian nu devin inofensive).

Consecin țele unor astfel de probleme reale, vizibile din ce
în ce mai frecvent în lumea civilizat ă nu sunt numai de ordin
sentimental, prin faptul c ă privează generațiile următoare de
tabloul faunei natural e, ci mult mai complexe, determinând
perturbări însemnate în ecosisteme.
Pornind de la aceste reflec ții, deloc optimiste, cartea de
față își propune s ă readucă, prin mijloacele modeste ale
autoarei, în aten ția cititorului, o privire de ansamblu asupra
APEI ca mediu natural esen țial pentru VIAȚĂ, dar și ca
purtător de adev ărate "cazemate biologice", capabile s ă
catapulteze microbi i, atât de temu ți pentru organismul uman și
implicit, pentru vi itorul planetei.

7CAPITOLUL 1
APA CA MEDIU NATURAL

1.1. Apa – cea mai r ăspândită substan ță în natur ă
Apa determin ă natura lumii fizice si biologice pe planeta
noastră și reprezint ă cea mai important ă substanță chimică. Apa
este un constituent major al corpului animal și al mediului
înconjurator în care tr ăim.
În industria chimic ă, apa se folose ște ca materie prim ă, ca
mijloc de r ăcire și de înc ălzire, în procesel e de dizolvare,
recristalizare, purificar e, distilare, hidroliz ă, ca mediu de
reacție, etc.
Apa este cea mai r ăspândită substan ță în natur ă. Ea se
găsește în toate cele trei st ari de agregare: sub form ă de vapori
în atmosfer ă, sub form ă lichidă în râuri, m ări si oceane și sub
formă solidă în zăpadă și gheață. În natur ă, apa, prezent ă din
abundență în toate st ările de agregare are și rol bine definit: în
stare lichid ă (forma în care acoper ă 2/3 din suprafa ța
pământului, sub form ă de mări, oceane, râuri, fluvii, ape
subterane); în stare solid ă (formeaz ă calote glaciare); în stare
gazoasă (atmosfera con ține o cantitate considerabil ă de apă, sub
formă de vapori de ap ă, invizibili).
În scoarța Pământului se g ăsește apa de infiltra ție și mari
cantități de apă legată sub form ă de apă de constitu ție sau de
cristalizare în di ferite minerale.
Apa natural ă constă în amestecul speciilor de izotopi ai
oxigenului: 16O, 17O, 18O, cu cei trei izotopi ai hidrogenului:
1H, 2H, 3H. Combinarea acestora genereaz ă 18 specii de
molecule de ap ă.
Apa pură este întotdeauna un amestec de ap ă ușoară (H 2)
și de cantit ăți extrem de mici de ap ă grea (D2O) și apă hipergrea
(T2).
Apa natural ă sau brut ă nu este niciodat ă pură; ea este
impurificat ă cu oxigen, azot, amoni ac, dioxid de carbon, oxizi
de azot, hidrogen sulf urat, dioxid de sulf și unele substan țe
organice (date fiind interac țiunile cu mediul, ea con ține gaze,
substanțe minerale și organice dizolvat e în suspensie).

8Chiar apa de ploaie, care ar trebui sa fie cea mai curat ă
apă naturală (devenit ă astfel printr-o distilare natural ă) poate
prezenta dizolvat e anumite impurit ăți de tipul: CO 2, NH 3 sau
chiar H 2S, SO 2- urmare a contactulu i prelungit cu aerul.
În regiunile tropicale, apa de ploaie are o putere de
dizolvare foarte mare. Speciali știi au calculat c ă în peninsula
Indochina, apa de ploaie ce cade pe un hectar, pe parcursul unui
an, conține 8 kg HNO 3.
În Brazilia, 50g apa la m3 de ceață conține 15-18 mg
H2CO 3 și 19 mg HNO 3. Este o ap ă acidă ce atacă rocile.
Cea mai variat ă compozi ție dintre toate apele naturale o
au apele subterane. Ele con țin cantități mari de substan țe solide
sau gazoase. Ajunse la suprafa ță, aceste ape, formeaz ă izvoare
de ape minerale.
Apa râurilor dizolv ă sărurile a c ăror natur ă depinde de
compoziția straturilor pe care le întâlne ște. Astfel, apa dizolv ă
carbonan ții sub form ă de carbona ți acizi, sulfa ți de calciu si
magneziu, formând ape dure.
Apele din râuri au o compozi ție variabil ă. Sunt în general
slab mineralizate. Con țin Ca2+ si HCO3- și mai rar SO 42- și Cl-.
Apa mărilor con ține săruri de sodiu, potasiu, magneziu,
calciu și sub form ă dizolvat ă. Apele m ărilor și oceanelor sunt
puternic mineralizate. M ările interioare au concentra ții în săruri,
fie mai mari (Marea Mediterana ), fie mai mici (Marea Neagr ă –
în special NaCl) comparativ cu apele oceanelor . În cazul M ării
Moarte, concentra ția de săruri este atât de mare încât via ța nu
poate exista.
Sărurile apei de mare con țin 89 cloruri, 10 sulfa ți, 0,2
carbonați. Totalitatea apei pe p ământ este de aproximativ 1,46
miliarde km3 din care 97 în oceane și mări, 2 în calote glaciare
și 1 în râuri, lacuri, pânze subterane.
După compozi ție, apele minerale pot fi: acide (con ținut
ridicat de CO 2), alcaline (predomin ă sulfații de magneziu și
sodiu), sulfuroase (con țin sulfuri alcaline) , feruginoase (con țin
carbonați de fier di și trivalent).

9Se spune c ă, atunci când evreii înseta ți au traversat
deșertul Sinai, Moise a lovit cu toiagul s ău o stânca și apa a
țâșnit. De la Moise la radiestezi ști a fost un drum extrem de
lung. Prin radiestezie, termen intens studia t în ultima perioad ă,
se înțelege capacitatea unei pe rsoane de a percepe ac țiunea
câmpului electric si magnetic emis de o pânz ă de ape subterane,
de zăcăminte, în sp ecial feroase.
Înainte chiar de invazia roman ă, galii cuno șteau calitatea
apelor minerale; s-au g ăsit mici altare construite de ace știa în
preajma unor astfel de izvoare.
În stațiunile termale din Masivul Central, Alpi sau Pirinei
s-au găsit urme ale vechilor captari galo-romane și piscine
uriașe.
Țara noastr ă are un poten țial ridicat de ap e minerale. Sunt
cunoscute sta țiunile balneo-climaterice ca cele de la Buzia ș (ape
carbogazoase si feruginoase), C ălimanești, Govora , Căciulata (ape
sulfuroase), Sl ănic Prahova, Ocna Si biului (saline).
Factorii determinan ți ai efectului te rapeutic precum:
termalitate, prezen ța gazelor dizolvate (O 2, CO 2, H 2S, CH 4, N 2,
gaze rare), prezen ța unor substan țe de natur ă mineral ă sau
organică (hormoni, antibiotice) permit utilizarea acestor ape în
tratarea unei game fo arte largi de afec țiuni ale aparatului cardio-
vascular, locomotor, anemii, boli ale sistemului nervos și boli
endocrine.
Apa potabil ă nu trebuie s ă conțină organisme animale și
vegetale și să satisfac ă cerințe de calitate superioar ă privind
indicatori fizico-chimici, biologici și bacteriologici.
Alimentarea cu ap ă a centrelor urbane prezint ă o mare
importan ță, căci apele trebuie s ă fie tratate înainte de a fi puse
la dispozi ția popula ției.
Pentru epurarea apei se folose sc: ozon, clor, hipoclorit de
calciu (apa de Javel ), cloramina. În cazul clorului se utilizeaz ă
aproximativ 0,1 mg clor la litr u. O cantitate prea mare de clor
dă însă apei un gust dezagreabil și chiar un miros urât.
Serviciile americane adaug ă apei potabile pu țina fluorur ă
de sodiu, pentru a co mbate cariile dentare.

10Multe secole apa a fost considerat ă ca fiind pur și simplu
un element.
În 1781, fizicianul e nglez H. Cavendish a ar ătat ca apa se
formează prin explozia unui amestec de hidrogen și oxigen, cu
ajutorul scânteii electrice. În 1783, Lavoisier a repetat
experiența, realizând pentru prima oar ă sinteza cantitativ ă a
apei. S-a stab ilit atunci c ă 2g de hidrogen se combin ă cu 16g
oxigen pentru a da 18g ap ă.
În 1805, Humboldt și Gay-Lussac au ar ătat că apa este
formată din două volume de hidrogen și un volum de oxigen.
Apa urmeaz ă un circuit în natur ă.
Căldura soarelui determin ă evaporarea apei de suprafa ță.
Vaporii rezulta ți se ridic ă în atmosfer ă. Dacă în atmosfera
saturată cu vapori de ap ă apare o sc ădere a temper aturii, parte
din vaporii condensa ți iau form ă de nori, cea ță, ploaie, z ăpadă
sau grindin ă. În anotimpurile calde, dar cu nop ți răcoroase se
depune roua, iar dac ă temperatura solului este sub 00C, se
depune bruma.
Apele ajunse la nivelul so lului sau cele ce rezult ă din
topirea z ăpezilor, în parte umplu din nou lacurile , râurile,
fluviile, m ările și oceanele. Alt ă parte str ăbate straturile de
pamânt, la diferite adâncimi, formând apele freatice.
Apa subteran ă poate reapare la suprafa ță, fie prin izvoare,
fie extras ă prin fântâni, pu țuri sau sonde.
În cadrul acestui mare circuit natural se disting circuite
secundare, dintre care, importan ță deosebit ă prezintă circuitul
biologic. Acesta const ă în pătrunderea apei în organismele vii și
redarea ei în circuitu l natural prin respira ție, transpira ție și
moartea organismelor.
Distingem și un circuit ap ă – om – ap ă, care se refer ă la
intervenția activit ății omului în circuitul natural.
Circulația apei implic ă un schimb continuu de energie
între atmosfer ă și suprafa ța terestră. Exceptând part iciparea unei
cantități neglijabile de energie provenit ă din interiorul
pământului, toat ă energia care dirijeaz ă circulația continu ă a
apei provine de la soare.

11Dintre toate formele de existen ță ale materiei, apa deține
cea mai ampl ă răspândire atât în înveli șurile pământului cât și în
exteriorul lui. Se mai poate co mpara din acest punct de vedere
numai cu aerul.
Apa este prezent ă în aer, în p ământ, în corpurile fiin țelor
vii, formând și un înveli ș propriu, destul de diversificat –
hidrosfera.
Pământul con ține apă, viețuitoarele (microorganisme,
plante superioare și animale) dispun de mari cantit ăți de apă;
atmosfera con ține mari cantit ăți de apă.
Cea mai mare parte din suprafa ța globului p ământesc este
reprezentat ă de ape. Din cele 510 milioane km2 ale globului
terestru, uscatul reprezint ă doar 146 milioane km2, respectiv
29,2%, în timp ce oceanele totalizeaz ă 361 milioane km2, adică
70,8%. Singur, oceanul Pacific are suprafa ța mai mare decât a
uscatului, adic ă 179,6 milioane km2.
În emisfera nordic ă (boreală) suprafa ța oceanului ajunge
la 154.500.000 km2, iar a uscatului la 100.500.000 km2. Cea mai
mare suprafa ță a oceanului o întâlnim în emisfera sudic ă
(australă – 206.500.00 km2 față de 48.500.000 km2 cât reprezint ă
uscatul).
La nivelul suprafe ței pământului s-a estimat existen ța
unui volum de ap ă de circa 1386 milioane km3 (sursa UNESCO
– 1998).
Din aceasta, Oceanul Planetar de ține 1336 milioane km3,
iar celelalte surse (apele s ubterane, umezeala solului, ghe țarii,
gheața subteran ă, lacurile, mla știnile, râurile, apa biologic ă și
apa din atmosfer ă) dețin la un loc circa 50 milioane km3.
Volumul total al apelor usca te este estimat la circa
751.200 km3, din care apa lacurilor ar totaliza un volum de
750.000 km3 în timp ce rezerva de ap ă din albiile râ urilor ajunge
la un volum de numai 1200 km3.
Cu toate c ă volumul apelor continen tale este extrem de
mic în compara ție cu volumul apelor O ceanului Planetar, rolul
apelor continentale în via ța omului este covâr șitor de mare
(tabelul 1.1.)

12 Hidrosfera este alc ătuită din 97,5% ap ă sărată (mări,
oceane) și numai 2,5 % ap ă dulce, incluzând celelalte
componente (ghe țari, ape subterane, râur i, permafrost, umezeala
din sol și din atmosfer ă, apa din vie țuitoare și o parte din
lacuri).
Anual, prin procesul de evapotranspira ție au loc pierderi
de apă, care au valori dife rite la latitudini di ferite (tabelul 1.2.).

Categoriile, r ăspândirea și volumul resurselor de ap ă ale
Terrei (dup ă “World water balance and water
resources of the Earth” , 1988)
Tabelul 1.1
Categoria-
subcategaria
Aria de
răspân-
dire
(mil.km2
) Volumul
de apă
real sau
echivalent
(mil.km3)Grosi-
me
strat de
apă
(m) % din
totalul
resurse
de apă
pe glob Durata
de
reînnoire
volumul
de apă
(ani)
Oceanul Planetar 361,3 1336,0 3700,0 96,5 2500
Apa subteran ă:
-gravitațională și
capilară, din
care:
-predominant
dulce
13

134,8
23,4*

10,530
174,0

78,0
1,7

0,76
1400

Umezeala solului

82,0 0,0165 0,2 0,001 1
Ghețari – strat
peren dez ăpadă:
-Antarctica
-Groenlanda
-Insulele Arctice -Zona muntoas ă

16,2275
13,98
1,8024
0,2261
0,224

24,0641
21,6
2,34
0,0835
0,04

1463,0
1546,0
1298,0
369,0 181,0

1,74
1,56
0,17
0,006 0,003

9700

1000
Gheață subteran ă
(în permafrost) 21,0 0,3 14,0 0,022 10.000

13Lacuri:
-cu apă dulce;
-cu apă sărată 2,2587 1,2364 0,8223
0,1764
0,091
0,0854 85,7 73,6
103,8 0,017 0,007 0,006 17
Mlaștini 2,6826 0,01147 4,28 0,0008 5
Râuri 148,800
8 0,00212 0,014 0,00021 16 zile
Apă biologic ă 510,0 0,00112 0,002 0,0001 Câteva
ore
Apa din atmosfer ă 510,0 0,0129 0,025 0,001 8 zile
Total apă dulce 148,8 35,02921 235,0 2,53
Total resurse de apă 510,0 1385,984 2718,0 100,00
* neincluzând apele subterane di n Antarctica – estimate la 2
milioane Km3, din care 1 milion Km3 apă dulce.

Stratul de ap ă evaporat anual de pe suprafa ța oceanelor și
mărilor, pe zone de latitudine(dup ă R. Ciocordel)
Tabelul 1.2.
Zona de latitudine Grosimea medie anual ă a
stratului de ap ă evaporat ă
500-600 450 mm
400-500 1000 mm
400- limita alizeelor 1600 mm
Regiunea alizeelor 2250 mm

1.2 Apa pentru vie țuitoare
Apa este un component indispensabil vie ții. Un om
consumă în medie 3 l ap ă/zi, iar corpul s ău are un con ținut de
60-70 ap ă.
Un pom evapor ă aproximativ 200 l ap ă/zi. În organismele
vii, apa este con ținută în form ă intracelular ă, intersti țială si
circulant ă.
Țesutul adipos și oasele con țin 33% ap ă, mușchii 77,
plămânii și rinichii 80, substan ța cenușie 85, iar lichidele
biologice: plasma 90, saliva 99,5% .

14Un om adult, cânt ărind 70 kg con ține apă într-un procent
de 65-70% din gr eutatea sa, adic ă până la 50 kg ap ă.
Ființele vii nu pot supravie țui în absen ța apei, toleran ța la
deshidratare depinzâ nd de specia respectiv ă.
Apa este nu numai un constituen t al organismelor vii dar
joacă și un rol extrem de important ca cel de regulator termic
sau de irigator al țesuturilor vii.
Un adult normal trebuie s ă absoarb ă aproximativ 2,5-3 l
apă/zi, prelua ți fie sub form ă de băuturi sau ap ă conținută în
alimente precum și apa de combusti e a alimentelor și țesuturilor
(aport endogen).
Dacă ne raportam la regnul vegetal, apa este con ținută în:
salate, castrave ți, andive (95%) sau în ro șii și morcovi (90%).
Merele con țin 85% ap ă, cartofii 80, sporii bacteriilor doar 50%
apă, fasolea și mazărea 10% .
Dacă apa joac ă un rol atât de important pentru via ță, în
mod firesc se pune întreb area: care este rezisten ța organismelor
în condițiile lipsei apei?
Cămilele traversând de șertul își pot produce aproximativ
40 l apă prin oxidarea gr ăsimilor ce se g ăsesc în cocoa șă. În
condiții normale, c ămila se hr ănește însă cu plante verzi, ce
conțin multă apă.
Se cunosc insecte ce iau apa de la vegetale uscate dar
higroscopice (a bsorb umiditatea din aer).
Rozătoarele din de șerturi pot tr ăi în absen ța apei
consumând doar ierburi, scoar ța de copaci, frunze uscate. În
captivitate apa este procurat ă pe cale endogen ă adică prin
oxidări celulare, reu șind să trăiască fără să bea chiar 6 luni.
Carnivorele care au nevoie imediat ă de apă, pentru a- și
elibera reziduurile azotoase se hr ănesc cu erbivore ale c ăror
țesuturi con țin multă apă.
Omul s-a adaptat la condi țiile mediului înconjurator-
populația nomad ă a deșerturilor consum ă o cantitate mai mic ă
de apă decât popula ția sedentar ă.
Se cunosc și plante care au o rezisten ță mare la
deshidratare- cacteele con țin țesuturi îmbibate cu ap ă, așa-zis

15‚‚suculente''. Toate an imalele de pe glob, ca și omul, posed ă
modalități de procurare a apei.
În timpul activita ților zilnice, în organismul uman sunt
''arse'' zaha ruri si gr ăsimi. Prin arderea lor se formeaz ă CO 2 si
H2O; CO 2, toxic, este înl ăturat iar H 2O se poate utiliza pentru
diferite necesit ăți ale organismului.
Din 1g zaharuri rezult ă 0,56 g H 2O, iar din 1g gr ăsimi se
formează 1,07 g ap ă. Zilnic, un adult sintetizeaz ă 300 g ap ă.
Animalele din stepele uscate și deșerturi, șerpi, șopârle,
girafe, zebre, stru ți au capacitatea de a acumula mari cantita ți de
lipide (gr ăsimi) prin oxidarea c ărora rezult ă apa (la o c ămilă
rezerva de gr ăsimi din cocoa șa este de 110-120 kg).
Viața nu ar fi fost posibil ă în zonele de de șert dacă
animalele din aceste zone nu ar fi înva țat să se ascund ă ziua de
căldură și dacă nu ar fi avut posibil itatea de a împiedica
evaporarea apei din organism.
Extrem de interesant este e xperimentul real izat cu 300 de
ani în urm ă de un savant-Sanctoriu s- care a observat c ă
greutatea organismului uman se modific ă neînceta t. El a
construit un cântar mare și asezat ore în șir pe acest cântar î și
urmarea propria greu tate. Peste noapte, Sanctorius pierdea
aproape un kg.
Cauzele sunt multiple: prin îndep ărtarea CO 2 din
organism, greutatea omului scade cu 75-85 g în 24 ore. Pe cale
pulmonar ă se evapor ă 150-500 g ap ă zilnic, iar prin piele și mai
multă. Prin transpira ție, pe vreme rece, se evapor ă 250-1700 g
apă.
În cazul unei munci fizi ce dificile, prestat ă pe vreme
uscată și caldă, cantitatea de transpira ție poate atinge chiar 10-
15 l în 24 ore. Pe aceast ă cale, organismul combate de fapt
supraîncalzirea.
Pentru evaporare se consum ă o cantitate de caldur ă de
600 calorii pentru 1 l sudoare. Dac ă această caldură ar fi toat ă
furnizată de corpul omenesc, temp eratura lui ar coborî cu
aproximativ 10oC.

16Corpul omenesc furnizeaz ă pentru evaporare doar o
cantitate mic ă de caldur ă; astfel transpira ția nu poate asigura
răcirea corpului, dar perm ite evitarea supraînc ălzirii.
Numai datorit ă evaporării apei la nivelul plamânilor și
pielii, temperatura co rpului uman se men ține la valori în jurul a
37oC, chiar dac ă temperatura ambiental ă este de 40-50oC.
Se știe că arșița din zonele de de șert este mai suportabil ă
decât cea din p ădurile tropicale umede. Aceasta se explic ă prin
faptul că în atmosfera umed ă sudoarea se evapor ă lent, se adun ă
în picături ce se pr eling pe corp și nu apare senza ția de usurare.
De ce nu putem bea ap ă de mare?
Răspunsul este la îndemân ă dacă se cunoa ște compozi ția
apei de mare. Aceasta con ține săruri.
O cantitate de 100 g s ăruri provenite prin consumarea
apei de mare, ajuns ă în sânge poate genera adev ărate accidente.
Dacă limita normal ă de săruri în sânge este dep ășită,
organismul tinde s ă se debaraseze de can titatea suplimentar ă de
săruri, un rol impor tant în aceast ă curățire jucându-l rinichii.
Un adult elimin ă aproximativ 1,5 l urin ă în decursul unei
zile, adic ă jumătate din cantitatea de ap ă primită în 24 de ore.
Cu apa sunt eliminate simultan și Na, Ca, K.
Concentra ția sărurilor în apa de mare fiind mult mai mare
decât a s ărurilor din urin ă, pentru ca organismul s ă elimine
aceste săruri pătrunse odat ă cu apa de mare , ar fi necesar ă o
cantitate mult mai mare de ap ă decât cea b ăută.
Peștii au un aparat de de salinizare, ce se afl ă la nivelul
branhiilor unde, celulele spec ializate preiau din sânge s ărurile și
împreună cu un mucus foarte c oncentrat le elibereaz ă în mediul
înconjurător.
Apa are propriet ăți uimitoare și cu multiple implica ții, dar
cea mai pu țin cunoscut ă pare a fi capacitatea ei de a forma o
peliculă superficial ă rezistent ă, ce este rezultatul unei atrac ții
reciproce foarte puternice dint re moleculele stratului ei
superficial.
De existen ța acestei pelicule s uperficiale este legat ă viața
multor insecte. Gonitorii (Gerris) tr ăiesc numai la suprafa ța

17apei, fără a se scufunda în ap ă și fără a ieși pe uscat. Ei pot s ă
alunece pe luciul apei, cu l ăbuțele larg desf ăcute.
Pelicula superficial ă cedează sub greutatea lor, dar nu se
rupe. De pelicula apei se pot ag ăța și larve de țânțari, gândaci de
apă.
Care este regimul de ap ă al plantelor?
Cum absorb plantele apa?
Plantele superioare terestre absorb apa în mod pasiv și
activ.
Absorbția pasivă
Datorită transpira ției la nivelul frunzelor, celulele
acestora se afl ă într-o stare de nesatura ție mărind forța de
sucțiune (franceza: succion = sugere ). Aceasta se transmite prin
tulpină și rădăcină pâna la perii absorban ți. Aceștia pătrund
printre particulele solului, aderând la acesta.
Are loc absorb ția apei de capil aritate din spa țiile rămase
între particulele solului. Acest tip de absorb ție asigur ă cea mai
mare cantitate de ap ă absorbit ă de o plant ă terestră superioar ă.
Absorbția activă se realizeaz ă prin apari ția unei presiuni
pozitive în r ădăcina plantei (presiune radiculara) bine
aprovizionat ă cu apă. Astfel, apa este absorbit ă de rădăcină și
condusă prin tulpin ă pâna la frunz ă.
Ascensiunea apei în corpul plantei este determinat ă de
presiunea radicular ă mai ales prim ăvara, înainte de apari ția
primelor frunze, astfel încât, apa ajunge pâna la muguri. Astfel,
rădăcina absoarbe cantit ăți mari de ap ă și transpira ția este
redusă. Ascensiunea apei este generat ă de forța de suc țiune a
celulelor din frunze abia dup ă apariția acestora.
Intensitatea absorb ției apei este condi ționată de:
cantitatea de ap ă din mediul înconjur ător, temperatur ă, pH,
substanțe toxice din sol.
Ofilirea se manifest ă atunci când apare un dezechilibru în
aprovizionarea cu ap ă a unei plante. Datorit ă unei accentuate
lipse de umiditate, în ca zul unor perioade de secet ă, apare
ofilirea de durat ă.
Combaterea secetei se realizeaz ă prin iriga ție, folosindu-
se ape cu un con ținut mic de s ăruri dizolvate.

18Apa de iriga ții se introduce în p ământ prin ud ări,
preferabil pân ă la adâncimea de 1 m (la aceast ă adâncime ajung
majoritatea r ădăcinilor plantelor de cultur ă).
Administrarea unor cantit ăți prea mari de ap ă în sol nu
este de dorit c ăci, prin evaporar e apa antreneaz ă cantități mari
de săruri, având ca rezultat s ărăturarea solului.
Cantități prea mari de ap ă, străbătând doar o por țiune
mică din sol, se evapor ă repede, ceea ce, de asemenea nu este
indicat.
Iată suficiente aspecte ce relev ă importan ța biologic ă a
apei, motiv pentru care este considerat ă pe drept cuvânt
‚‚izvorul vie ții''.

Apa în organismul uman
Nu încape nici o îndoial ă, că dintre toate substan țele care
intră în corpul omenesc și în cel al animalelor, apa st ă pe primul
loc în ceea ce prive ște cantitatea.
Fiziologul Claude Bernard es te primul care a încercat,
încă din secolul trecut s ă calculeze propor ția de ap ă din
organismul uman.
Cum a procedat? El a cânt ărit mumiile egiptene – care
erau complet deshidratate. Apoi a comparat gr eutatea acestor
mumii cu greutatea unor oameni vii de aceea și înlțime și cu
trăsături fizice cât mai asem ănătoare mumiilor re spective. Prin
acest procedeu, el a determinat c ă apa are o propor ție de 90 % în
organismul uman.
Cifra este prea ridicat ă. Acest lucru se explic ă, însă, prin
faptul că uscarea prelungit ă a mumiilor a dus și la pierderea
unor substan țe solide din co rpul lor al ături de ap ă.
Ulterior s-au f ăcut cercet ări mai precise, care au ar ătat nu
numai cât ă apă este în organismul uman, dar și chiar cât ă apă
conțin țesuturile din care este alc ătuit .
În medie, un om care cânt ărește 65 de kilograme poate fi
sigur că aproximativ 41 de kilogram e (63-70%) din organismul
său este ap ă. Aceast ă proporție este valabil ă și pentru alte
animale: câine, pisic ă, iepure; în general animalele cu sânge

19cald au aceea și proporție de apă în organism ca și omul și mai
mult, au aceea și proporție de apă în țesuturi ca și omul.

Rolul apei în organism
Apa reprezint ă un excelent dizolvant pentru multe
substanțe și este mediul în care se desf ășoară cele mai multe
reacții chimice legate de metabolismul substan țelor și deci de
viață .
Rolul apei în organismul uman este extrem de important.
Chimiștii știu foarte bine ce se întâmpl ă când vor ca dou ă
substanțe să reacționeze între ele. De exemplu din carbonatul de
sodiu și sulfatul de c upru (piatra vân ătă) va rezulta carbonat de
cupru și sulfat de sodiu.
Dacă se amestec ă cele dou ă pulberi pur si simplu aceast ă
reacție nu va avea loc. Es te nevoie ca substan țele să fie
dizolvate în prealabil în ap ă pentru ca reac ția să aibă loc.
În organismul uman au loc numeroase reac ții chimice care
dau naștere la căldură, energie și la metabolismul necesar vie ții.
Aceste reac ții au nevoie de un mediu apos, altfel substan țele nu
se pot desface în ioni iar reac țiile nu pot avea loc.
Pe lâng ă aceasta apa îns ăși este un electrolit slab, care se
disociază în ion de hidrogen (H+) și hidroxil (OH-). Ace ști ioni
au propriet ăți catalitice, ei accelerând un num ăr considerabil de
reacții care în mod normal ar dur a zile întregi; în prezen ța
ionilor reac țiile au loc în câ teva secunde .
Apa are și proprietatea de a acumula și de a degaja c ăldură
prin evaporare. Aceste însu șiri ale apei au un rol foarte
important în fiziologia termoregl ării. La temperaturile ridicate
ale verii organismul uman prime ște mult mai mult ă căldură
decât are nevoie. Dac ă această căldură nu s-ar elimina, organis-
mul ar avea mult de suferit .
Din fericire organism ul dispune de o serie de mijloace de
eliminare a c ăldurii. Schimbarea ap ei din stare lichid ă în stare
gazoasă presupune o pierdere de c ăldură de la corpul unde se
află apa.

20În corpul omenesc fiecare gram de ap ă evaporat de pe
suprafața pielii (transpira ție) la temperatura camerei înlesne ște
pierderea a 580 de calorii mici.

Introducerea și eliminarea apei din organism
Apa este introdus ă în organism sub form ă de băuturi
împreună cu alte alimente. Într-adev ăr, în afar ă de apa pe care o
bem, o cantitate de ap ă se formeaz ă în organism prin oxidarea
diferitelor alimente.
Mult ă lume consider ă că dacă mănâncă o pâine, o friptur ă,
o prăjitură sau o legum ă nu introduc în orga nism nici o pic ătură
de apă. Acest lucru este gre șit. S-a constatat c ă prin completa
oxidare a 100 grame de gr ăsime se formeaz ă 107 grame de ap ă,
din 100 grame de amidon se formeaz ă 55 de grame de ap ă, din
100 grame de albumin ă se formeaz ă 41 grame de ap ă.
Dintr-un alt punct de ve dere alimentele con țin o
însemnat ă cantitate de ap ă împreun ă cu alte substan țe
hrănitoare.
De regul ă fructele și vegetalele con țin peste 90 % ap ă, iar
alimentele pe care le numim uscate (pâinea , carnea) con țin între
60 și 85 % ap ă .
Orice aliment pe care l-am considera con ține o cantitate
apreciabil ă de apă, în afara cantit ății de apă care se formeaz ă
prin oxidarea alimentului respectiv .
Apa luat ă din stomac și din intestine este transportat ă de
sânge în tot organismul și este reținută de țesuturi .
Rezerva de ap ă a organismului o c onstituie în special
mușchii și pielea, datorit ă volumului lor. Pe lâng ă acestea dou ă
și celelalte organe și părți ale corpului omenesc au în
compoziția lor o cantitate însemnat ă de apă (ficatul, creierul,
plasma sanguin ă, celulele, plâmânii).
În mod normal organi smul uman are nevoie zilnic de 2
litri și jumătate de ap ă, dar uneori aceast ă nevoie poate s ă se
ridice pân ă la zeci de litri de ap ă .
Întrebarea este de ce e nevoie s ă “schimb ăm apa” ?
Este limpede c ă dacă eliminăm apa trebuie s ă o și punem
înapoi.

21Dar de ce s ă o elimin ăm ? .
Apa se elimin ă din organism în primul rând prin rinichi (1
litru și jumatate pe zi). De fapt pierderea aceasta variaz ă între
0,6–2 litri pe zi. În unele cazuri se pot atinge valori foarte mari.
Astfel, în boli cum ar fi di abetul pot fi eliminate cantit ăți uriașe
de urină (8–10 litri pe zi).
Rinichii au un rol fo arte important: ei extrag din sânge
toate substan țele nefolositoare sau d ăunătoare organismului , pe
care acesta le -a adunat din țesuturi și organe.
Pentru a arunca afar ă aceste substan țe este neap ărat
nevoie de ap ă, în care aceste substan țe sunt dizolvate. Restul
apei se elimin ă prin plămâni, sub form ă de vapori (~400 cm2),
prin intestine (100–200 m2) și prin piele (500 cm2) .
O mare parte din ap ă se pierde prin pl ămâni. La câini, care
sunt lipsi ți de glande sudoripare, ev aporarea apei se produce
prin gura, prin pl ămâni și prin căile respiratorii.
Această pierdere a apei este m ărită prin gâfâire. În acest
fel câinele reuse ște sa facă față vara la temperaturi ridicate.
În respira ția accelerat ă la om, în timpul muncii sau a altor
eforturi fizice, cantitatea de ap ă care se elimin ă prin plămâni
crește. Oamenii care muncesc în condi ții de temperaturi ridicate
pot pierde pân ă la 6-10 litri de ap ă.

Starea și reglarea metabolismului apei
Mulți oameni și-au pus întrebarea: de ce ne este sete ?
Setea este semnalul lipsei de ap ă în organism.
Celulele di n diferite țesuturi ajung la un moment dat s ă nu
mai aibă destulă apă. Acest lucru se întâmpl ă mai ales vara.
Celulele anun ță creierul despre lipsa apei.
La nivel cerebral informa ția este prelucrat ă și se formeaz ă
senzația de sete, care ne oblig ă să bem apă.
Cât timp poate s ă trăiască o viețuitoare f ără apă? Aceasta
variză mult de la o specie la alta . Unele specii, cum sunt molii
sau șerpii au o rezisten ță foarte mare la lipsa apei. La fel și
cămilele au o rezisten ță bună la deshidratare. Îns ă majoritatea
animalelor nu pot sufe ri lipsa îndelungat ă a apei. Oamenii
pierduți în deșert fără apă , supravie țuiesc cel mult 3 zile.

22Metabolismul apei este influen țat de multe glande cu
secreție internă (tiroida, glandele suprar enale, glandele genitale,
pancreasul, ficatul), dar organul cel mai important care regleaz ă
metabolismul apei este hipofiza (o gland ă ce se situeaz ă sub
creier). Hormonul lobului post erior al hipofi zei–pituitrina–
provoacă o diuree puternic ă ( creșterea cantit ății de urin ă ).
Scoarța cerebral ă are un rol foarte important în reglarea
introducerii , folosirii și eliminării apei din organism.
Ca organ coordonator, scoar ța intervine în toate aceste
procese. Astfel via ța devine indisolubil legat ă de apă.
Cantitatea de ap ă din componenetele li chide ale corpului
omenesc are urm ătoarele valori:
Plasma sanguin ă 3 litri
Lichid intersti țial 14 litri
Apa din celule 29 litri

Procente de ap ă în corpul omenesc :
Creier 75 %
Plămâni 80 %
Inimă 79 %
Splină 75 %
Rinichi 82 %
Sânge 83 % Mușchi 75 %
Oase 22 %
1.3. Apa – anomalii care au permis via ța
Atât de obi șnuită, de cotidian ă și de familiar ă, apa este
totuș
i un lichid uluitor, care are o serie de anomalii.
Pentru ap ă, parcă n-ar exista legi; este ceva altfel în
lumea substan țelor. În natur ă și în experien țe ea nu se comport ă
la fel ca alte substan țe. Dar, datorit ă capriciilor ei, via ța a putut
să se dezvolte și să existe în ap ă, în pofida urm ătoarelor
anomalii ale acesteia:
• Prima anomalie daca ținem seama de structura ei
chimică și de categoria de substan țe din care face parte, apa ar
trebui sa se topeasc ă și să fiarbă la temperaturi mai sc ăzute, care

23nu exist ă pe Pământ. N-ar exista deci pe P ământ nici apa
lichidă, nici solid ă, ci doar sub form ă de vapori.
• A doua anomalie este c ăldura specific ă ridicată. La
apă, aceasta este de zece ori mai mare decât la fier. Apa se
încalzește de cinci ori mai în cet decât nisipul, dar și procesul de
răcire este lent. Datorit ă capacita ții excepționale a apei de a
absorbi caldura, viet ățile marine nu sunt niciodat ă amenințate
nici de o puternic ă supraîncalzire, nici de o r ăcire excesiv ă.
• A treia și a patra anomalie sunt strâns legate de
prima: apa are c ăldura latent ă de vaporizare și căldura latent ă de
topire foarte mari. Pentru a ev apora apa dintr-un ceainic va fi
nevoie de 5,5 ori mai mult ă căldura decât pentru a o fierbe.
Dacă nu ar exista aceast ă proprietate, multe lacuri și râuri ar
seca repede pân ă la fund și viața din ele ar pieri. Dar înghe țând,
apa cedeaz ă de asemenea mult ă caldură. Iată de ce, în nop țile
geroase ale iernii se a șează în sere butoaie cu ap ă; înghețând, ea
degajă caldură, încălzind astfel aerul.
• A cincea anomalie: înghe țând, apa se dilat ă de nouă
ori față de volumul ini țial. De aceea ghea ța este mai u șoară
decât apa și se ridic ă la suprafa ță rar; un bazin de ap ă îngheață
până la fund. Ghea ța care-l acoper ă este un bun iz olator termic,
căci conductibilitatea termic ă a gheții, ca și a apei este foarte
mică. Sub un asemenea cojoc chiar și iarna în Antarctica
animalele marine nu sufer ă prea mult de frig.
• A șasea anomalie es te cea mai ciudat ă; când sunt
încălzite, toate substan țele se dilat ă, iar la r ăcire se contract ă.
Este un adev ăr recunoscut. Și apa se contract ă datorită frigului.
Dar…în acest dar se afl ă totul. Se contract ă mereu când scade
temperatura, dar la 40C se atinge limita. De acum înainte apa
începe să se dilate din nou, cu toate c ă temperatura scade. De
aceea apa are densitatea cea mai mare la 40C. Ca urmare, iarna,
răcindu-se pân ă la 40C, ea coboar ă la fund și aici se p ăstreaza în
decursul întregului sezon rece în bazinele cu ap ă dulce, c ăci
sărurile marine complic ă tabloul circula ției apei. Aceast ă
anomalie salveaz ă viața tuturor vie țuitoarelor care ierneaz ă în
râuri, lacuri si hele ștee.

24• A șaptea anomalie: dintre toate lichidele, în afar ă
de mercur, apa are cea mai mare tens iune superficial ă. De aceea
picătura de ap ă tinde să se facă ghem. Pic ătura de ap ă este
strânsă ca într-un ambalaj în pe licula sa superficial ă. Așadar,
suprafața apei este întotdeauna acoperit ă cu o pelicul ă foarte
subțire alcatuit ă din molecule. Pentru a o rupe este necesar ă
aplicarea de for ța și încă una destul de mare. Pe aceast ă peliculă
aleargă insectele de ap ă, se agață larvele de țânțari și se târăsc
melcii cu cochilii le lor masive.
Fizicienii au calculat ce halter ă ar trebui atârnat ă de o
coloană de apă de 3cm pentru a o r upe. Ar trebui o halter ă
uriașă – de peste o sut ă de tone! Aceasta numai în cazul când
apa ar fi perfect pur ă!
În natură nu exist ă, însă, o astfel de ap ă. Substan țele
străine rup verigile din lan țul solid al mo leculelor de ap ă, iar
forțele de coeziune di ntre ele se mic șorează mult. Tot for țele de
coeziune ridic ă apa în sus în tuburile capilare și fisuri fine. Pe
acest principiu se bazeaz ă hrănirea plantelor și circula ția
sângelui prin capilarele noastre.
• A opta anomalie și ultima se refer ă la faptul c ă apa
este cel mai bun solvent din lume. Ea dizolv ă foarte multe
substanțe, rămânând inert ă, fără să se modifice sub ac țiunea
substanțelor pe care le dizolv ă. Datorită acestei propriet ăți apa a
putut deveni purt ătoarea vie ții. Toate solu țiile din organismele
vii sunt preparate pe baz ă de apă. Ele se modific ă prea puțin în
soluție, iar însu și solventul – apa – poate fi utilizat în repetate
rânduri.

Apei – a spus marele Le onardo da Vinci – i-a fost dat ă
puterea magic ă de a deveni seva vie ții pe Pământ.

25CAPITOLUL 2
COMUNIT ĂȚILE DE MICROORGANISME
PREZENTE ÎN AP Ă
– STRUCTUR Ă ȘI DINAMIC Ă –

La scurt timp dup ă ce Microbiologia apare ca știință,
devine evident ă importan ța prezen ței microorganismelor în
aproape toate tipurile de acumul ări de apă, de la cele subterane
la cele mai mici și temporare de suprafa ță și la cele enorme,
cum sunt m ările și oecanele.
Se poate vorbi ast ăzi de Microbiologia acvatic ă, un
domeniu interesa t de structura și viața comunit ăților de
microorganisme prezente în izvoare, râuri și fluvii, lacuri, b ălți,
mări și oceane. Ea include studiul interac țiunilor dintre
microorganismele componente sa u cu alte microorganisme
(plante, animale), rolu l în fluxul de materie și energie al
ecosistemelor respective și în circuitul biogeochimic al
elementelor în ap ă și sedimente, precum și în comportamentul
formelor terestre în mediile acvatice.
Hidroecosfera este alc ătuită din apa m ărilor și oceanelor
(97,5%) și apa de pe continen te (2,5%). Suprafa ța mediului
marin și oceanic însumeaz ă 361 milioane km2 și un volum de
apă de 1370×1015 m3.
În atmosfer ă se găsește o cantitate redus ă de apă
(0,013x1015m3).
Apa continental ă însumeaz ă 38,28 x 1015m3, repartizat ă
astfel:
a. 29 x 1015m3 (1,8-2,1% din apa total ă a hidrosferei) în
ghețari și în ghețurile polare;
b. 8,4 x 1015m3 (0,3-0,8%) în acvif erele subterane din
aceasta, apa prezent ă în sol (apa care apar ține scoar ței terestre
deasupra nivelului de ap ă subteran ă permanent ă) corespunde la
0,066x1015m3.
Restul este ap ă freatică, aproximativ egal r ăspândită între
rezervoarele mai adânci de 800 m și cele superficiale situate
deasupra acestui nivel;

26c. apa din lacuri și râuri însumeaz ă 0,2 x 1015m3 ceea ce
corespunde la 0,009% și respectiv la 0,00009% din apa total ă a
hidrosferei;
d. apa con ținută în organismele vii din biosfer ă reprezint ă
0,0006×1015 m3.
Apa este supus ă unui proces continuu de circula ție, având
o component ă atmosferic ă în care predomin ă faza gazoas ă și
alta terestr ă, în care predomin ă fazele lichide și solide.
Apa din atmosfer ă are ca surs ă principal ă, evaporarea apei
din mări, oceane, lacuri, râuri, z ăpezi, ghe țari, sol, rezervoare
acvatice create de om. Ea este transportat ă, prin fluxul
circulației generale din atmosfer ă, atât în stare gazoas ă (vapori),
cât și în stare condensat ă (nori) și revine pe p ământ sub form ă
de precipita ții lichide sau solide (z ăpadă, grindin ă). În cădere
acestea antreneaz ă particulele pe care sunt ata șate
microorganismele din atmosfer ă. Apa astfel revenit ă din
atmosfer ă se infiltreaz ă prin scoar ța terestr ă pentru a forma
pânzele de ap ă subteran ă, se scurge în râuri și fluvii și cu
acestea ajunge din nou în oceane, de unde prin ev aporare revine
în atmosfer ă. După cum se poate deduce, circula ția apei implic ă
un schimb continuu de energie între atmosfer ă și suprafa ța
terestră, aproape toat ă energia ce dirijeaz ă circulația apei
provenind de la soare, la care se adaug ă o cantitate neglijabil ă
de energie provenit ă din interiorul p ământului.
Tipurile de medii acvatice naturale se împart în:
1. Ape de suprafa ță, ce se constituie în medii adecvate
pentru numeroase orga nisme, variate ca tip și ca num ăr, în
funcție de propriet ățile fizico-chimice ale apei și de condi țiile
geografice, climatologice și biologice.
Ele pot fi contaminate din aer (prin precipita ții), din sol și
din ape reziduale. Pot fi:
a. ape dulci sau limnetice, care la rândul lo r se împart în:
– ape lentice (stagnante), cum ar fi lacurile, b ălțile,
mlaștinile, sau apele care se deplaseaz ă lent;
– ape lotice (curg ătoare) de tipul izvoarelo r, râurilor
fluviilor.
b. ape marine și oceanice.

272. ape subterane, freatice sa u acvifere.
După concentra ția lor în s ăruri, apele naturale pot fi
clasificate ca fiind:
a. ape dulci ( 0-1 g/l) ;
b. ape salmastre ( 1-25 g/l) ;
c. ape sărate ( 25-5- g/l);
d. ape foarte s ărate ( >50 g/l) – (Trufa ș, 1975).

2.1. Prezen ța microorganismelor în apele naturale
Datorită dificult ăților tehnice la care se adaug ă
particularit ățile variabile în func ție de natura apelor, prezen ța
microorganismelor în apele naturale este relativ pu țin studiat ă.
În apele deschise, la distan ță de sol sau de sedimente, precum și
în lipsa altor organism e, densitatea microorga nismelor atinge rar
limita minim ă (106/ml; 106/g) considerat ă ca semnificativ ă
pentru o contribu ție eficient ă în ecosisteme.
Cele mai multe bacterii nu tr ăiesc libere în apele naturale,
ci legate de plancton, de dife rite detritusuri sau agregate.
Cele prezente în stare liber ă în apele dulci s unt rar autohtone și
cel mai adesea în tranzit di ntr-o localitate în alta. De și foarte
multe bacterii din ape sunt mobile, deplasarea activ ă este puțin
semnificativ ă, deoarece se realizeaz ă numai pe distan țe foarte
mici. Sub raportul dispers ării microorganismelor exist ă o
deosebire fundamental ă între apele dulci și cele marine.
În apele marine , microorganismele sunt r ăspândite pe
suprafețe mari prin depl asarea lateral ă a curen ților orizontali,
prin mișcările curen ților verticali, prin amestecul apelor de
suprafață produs de vânt.
Valurile și curenții marini poart ă microorganismele la
distanțe mari de localizarea lor ini țială, proiectându-le și în aer.
Curenții verticali contracareaz ă parțial tendin ța de sedimentare
gravitațională.
Oceanele sunt în foarte mare m ăsură interconectate,
formând un mediu unic, în care b acteriile pot fi purtate dintr-o
regiune în alta f ără o interven ție semnificativ ă a
microorganismelor din sol sau din aer.

28Apele dulci sunt mai pu țin interconectate, drept urmare
microorganismele respective au mai multe caracteristici în
comun cu cele terestre decât cu cele marine.
Apele curg ătoare repezi, în special viiturile, transport ă
frecvent microorganisme din sol la distan țe mari. Ajunse în
mări, microorganismele din apele dulci nu supravie țuiesc
datorită salinității, temperaturii, presiunii, dilu ției, etc.
Apele freatice sunt deposedate de cele mai multe
microorganisme pe m ăsură ce apa percoleaz ă prin straturile
superioare ale solului. Ex ceptând cazurile de poluare
accidental ă, ele au doar o mic ă încărcătură microbian ă
comparativ cu cele de la suprafa ța solului.

2.2. Rolul microorganismelo r în bazinele acvatice
naturale
Procesele fizico-chimice va riate din medi ile acvatice
naturale influen țează metabolismul de sintez ă și degradativ al
microorganismelor. La rândul lor, acestea au o influen ță
considerabil ă asupra popula țiilor de organisme vegetale și
animale, ca și asupra mediului respectiv.
Acțiuni mai importante ale microorganismelor sunt
considerate a fi urm ătoarele :
1) în cele mai multe medii ac vatice, microorganismele
fotosintetizante (alge și cianobacterii) au func ția esențială de
producători primari majori, care asigur ă «fertilitate » apelor
respective și existența vieții la nivelul acestora;
2) bacteriile fototrofe ( Anoxybacteria ) sunt singurii
producători primari în regiunile disf otice ale apelor adânci în
condiții de iluminare slab ă, în absen ță de O 2 și prezența H 2S;
3) biomasa organismelor fototrofe, ca și cea a
microorganismelor hete rotrofe are un rol esen țial în dezvoltarea
animalelor fitofa ge bacterivore;
4) capacitatea bacteriilor de a îngloba eficient
nutrienții aflați în concentra ții foarte mici în mediile oligotrofe
reintroduce, sub form ă de biomas ă în lanțul trofic, cantit ăți
semnificative de COD, ca re altfel s-ar pierde.

29 În plus, capacitatea de co lonizare a particulelor de
detritus ini țiază un lanț trofic cu rol în reciclarea nutrien ților
organici în ecosistem;
1) utilizând o gam ă largă de substan țe organice și anorganice
din sol, resturi vegetale și animale, microorga nismele introduc
în rețeaua trofic ă autohton ă substan țe alohtone, îmbog ățind
ecosistemul oligotrof în nutrien ți;
2) microorganismele acva tice au un rol esen țial în conversia
substanțelor vegetale și animale în ma terie anorganic ă;
3) microorganismele efectu ând o serie de reac ții, modific ă
valorile de pH și rH și alte condi ții esențiale pentru existen ța
vieții în diferite zone ecol ogice ale mediil or acvatice;
4) microorganismele degradeaz ă unele substan țe
”recalcitrante” inaccesibile altor ca tegorii de organisme;
5) reprezint ă o surs ă de vitamine, factori de cre ștere,
substanțe stimulatoare sau inhibitoare. Sunt și sursă pentru
producerea de antibiotice, enzime, citost atice, etc.;
6) acționează foarte eficient ca agen ți geochimici cu rol
complex: în geneza z ăcămintelor de petrol, în diogeneza rocilor
(proces fizico-chimic complex) în procesul de compactare a
particulelor depuse sub form ă de sedimente cu transformarea lor
în roci sedimentare, în depuneri de compu și ai Fe, Mn, S, etc.;
7) microorganismele acvatice au și o serie de activit ăți
negative cum sunt cele legate de procesele de biodeteriorare și
coroziune, care afecteaz ă navele, instala țiile portuare,
structurile submerse, echipam entul de pescuit, etc.
Ele pot contamina și infecta unele bunuri cu importan ță
economic ă, sunt cauza unor boli produse la plante și animale,
alterează apa prin consumul de oxigen și producerea de
hidrogen sulfurat.
Microorganismele trebuiesc re ținute și ca reprezentând
sursă de hrană în ecosistemele acvatice și în maricultur ă.
Oligotrofia
Este capacitatea microor ganismelor de a cre ște cu vitez ă
mare la concentra ții mici de substan țe organice.
Această proprietate le permite s ă domine în comunit ățile
bacteriene naturale di n bazinele acvatice.

30S-a propus gruparea bacteriilor oligotrofe (Kuznetsov,
Dubinina și Lopteva, 1979) în patru grupuri în func ție de
răspunsul lor fa ță de substan țele organice din mediu:
1. Organisme care se dezvolt ă la prima cultivare pe apa
sterilizat ă provenit ă din bazinul studiat, dar care nu se mai
dezvoltă în recultiv ările ulterioare ni ci pe mediile s ărate nici pe
mediile bogate;
2. Microorganisme care dup ă cultivare în apa testat ă
(sterilizat ă în prealabil) și transferate pe medii bogate cresc lent
sau deloc. Ele încep s ă se dezvolte bine pe medii bogate în
nutrienți, după recultivare pe ap ă sterilă sau agar, s ărac în
nutrienți organici;
3. Bacterii izolate pe med ii speciale, în principal s ărace,
sau chiar prin metode speciale de izolare;
4. Bacterii studiate la micros copul electronic, dar care nu
au fost cultivate pe medii artificiale (tabelul 2.1).
Bacteriile oligotrofe pe parcursul evolu ției lor au
dezvoltat mai multe mecanisme menite s ă le asigure existen ța în
concentra ții minime de nutrien ți:
– capacitatea de a îngloba cu mare eficien ță nutrienții
prezenți în concentra ții minime în mediu ;
– prezența unor structuri spec ializate, cum este prosteca ,
reprezentând un avantaj adaptativ important pentru fixarea pe
diferite substraturi și prin mărirea suprafe ței de absorb ție pentru
transportul intrac elular al nutrien ților.
Incapacitatea bacteriilor oligot rofe de a se dezvolta pe
medii bogate în nutrien ți, s-ar datora, proba bil, producerii unor
metaboli ți toxici. Cele mai multe microorganisme oligotrofe
produc H 2O2, dar nu au catalaza pe ntru a o degrada.
Importan ța acestui mecanism este demonstrat ă de faptul
că ele se pot dezvolta pe medii bogate dac ă acestora li se adaug ă
o anumit ă cantitate de catalaz ă.

31Principalele grupuri de bacterii oligotrofe
(după Kuznetsov, Dubinina și Lopteva, 1979)
Tabelul 2.1
Caracteristicile Speciile
Cresc numai la prima
cultivare în apa de testat
sterilizat ă.
Nu pot fi recultivate. Bacterii neidentificate. Observate
numai la microscopul electronic.
Morfologie neobi șnuită
Cresc la prima cultivare
pe medii s ărace.
Nu cresc ini țial după
transfer în medii bogate.
Se adapteaz ă la medii
bogate dup ă recultivare pe
apă sterilă sau medii
sărace. Unele specii de Pseudomonas,
Agrobacterium, Photobacterium,
Vibrio, Aeromonas, Flavobacterium,
Micrococcus roseus, Staphylococcus
saprophyticus, Corynebacterium,
Arthrobacter
Bacterii izolate sau
cultivate numai pe medii
sărace speciale. Specii de Hyphomicrobium,
Caulobacter, Microcyclus,
Leptothrix, Ochrobium,
Metallogenium, Pasteuria
Bacteriile detectate în
mediile acvatice naturale
numai prin microscopie
electronic ă. Necultivabile
în laborator. Bacterii prostecate.
Au numeroase vacuole cu gaze.

Comunit ățile de microorganisme fotosintetizante din
ecosistemele acvatice
Deși rolul microorganismelor fo tosintetizante ca factori
esențiali ai productivit ății primare este fundamental,
cunoștințele privind structura comunit ăților lor, interac țiunile cu
alte organisme și cu mediul înconjur ător, randamentul și funcția
lor în natur ă sunt incomplet elucidate sau inexact percepute din
cauza tehnicilor vechi, pu țin fiabile și inadecvate condi țiilor
naturale.
Distribuția microorganismelor fotosintetizante în
ecosistemele acvati ce este controlat ă de natura aparatului lor
fotosintetic și de două coordonate majore :

32• de concentra ția oxigenului, în ra port cu care pot fi
decelate trei regiuni distin cte, respectiv : constant
aerobe, constant sau pr edominant anaerobe și cu
alternanță aerob↔anaerob,
• de cantitatea și calitatea luminii.
În funcție de natura fo tosistemelor lor și a pigmen ților
fotosintetizan ți, microorganismele pot fi grupate în trei
categorii :
1. Algele microscopice și cianobacteriile care con țin
două sisteme fotosintetizante și fac fotoliza ap ei, cu producere
de O 2. Sunt localizate în re giunile consta nt aerobe.
2. Procariotele cu un singur fotosistem – reprezentate de
bacteriile fotosintet izante anoxigene ( Anoxyphotobacteria) ,
verzi ( Chlorobiaceae și Chloroflexaceae) și purpurii
(Rhodospirilaceae si Chromatiaceae) ; colonizeaz ă straturile
predominant anaerobe din bazi nele acvatice stratificate.
Unele cianobacterii fac o punte de leg ătură între tipurile 1
și 2, deoarece, în anumite condi ții, se pot comuta, dup ă o
perioadă de induc ție, de la tipul caract eristic de fotosintez ă
oxigenică la fotosinteza anoxigenic ă. Fenomenul a fost semnalat
în lacurile stratificate și în sedimentele pu țin adânci din lacuri și
bălți (Shilo, 1982).
3. Halobacteriile sunt microorganisme fotosintetizante,
caracteristice mediilor hipersa line. Un exemplu tipic este
reprezentat de Marea Moart ă, care în condi ții de iradiere solar ă
intensă conține 340 g s ăruri per litru (NaCl și MgCl 2).
Capacitatea de fotosintez ă este asigurat ă de un complex
proteină – retinal, numit bacteriohodopsin ă, ce confer ă culoarea
purpurie membranei citoplasmatice.
Halobacteriile utilizeaz ă energia luminoas ă pentru a
produce ATP sau gradient protonic.

332.3. Factorii care influen țează natura și activitatea
microorganismelor di n mediile acvatice
Studiile efectuate asupra dife ritelor tipuri de bazine
acvatice au eviden țiat influen ța majoră a unor factori fizici și
chimici asupra microorga nismelor prezente și asupra activit ății
acestora.
2.3.1. Lumina
Constituie factorul esen țial pentru mani festarea vie ții în
ecosistemele acvatice, ea ini țiind fluxul de energie, prin
conversia energiei radiante solare în energie chimic ă, asigurând
dezvoltarea produc ătorilor primari, care stau la baza lan țului
trofic.
Lumina utilizabil ă în fotosintez ă prezintă variații diurne
și sezoniere și este influen țată de turbiditate, de turbulen ța de la
suprafața apelor, de unghiul de inciden ță al radia țiilor, de
efectele de dispersie exerci tate de materia particulat ă sau de
prezența organismelor.
Ca urmare, chiar în condi țiile cele mai favorabile, numai
un mic procent din energia radiant ă incident ă este convertit ă în
energie chimic ă de produc ătorii primari.
În funcție de gradul de turbidit ate, lumina poate fi util ă
pentru fotosintez ă numai pe o adâncime de câ țiva m, în timp ce
în largul oceanelor, zona fotic ă se poate extinde între 0 și 200 m
(Rheinheimer, 1985).
După Campbell (1977), la adâncimea de 3-4 m p ătrunde
doar 50% din lumina incident ă, iar la 50 m doar 10%.
Odată cu adâncimea, datorit ă absorbției apei se schimb ă
și natura radia țiilor : cele cu lungimea de und ă scurtă (albastru)
se transmit cel ma i mult, iar cele ro șii cel mai pu țin (fig.2.1).
În zonele mai pu țin iluminate, improprii pentru
dezvoltarea algelor, se g ăsesc bacteriile fo totrofe anaerobe :
Rhodospirillales (purpurii) și Chlorobiales ( verzi) care
utilizează H 2S și diferiți compu și organici, ca donatori de
hidrogen, folosind cantit ăți foarte mici de lumin ă (50 luc și
pentru bacteriile purpurii și numai 5 luc și pentru cele verzi).

34

Fig. 2.1. P ătrunderea luminii cu diferite lungimi de und ă (λ) într-
o coloană de apă, evidențiind faptul c ă lumina vizibil ă albastră
(A), cu lungimea de und ă cea mai scurt ă, pătrunde în adâncimi
mai mari decât cea ro șie (R) cu lungime de und ă mai mare: O –
orange, V – violet ; Vd – verd e. Graficul superior este o
reprezentare la scara aritmetic ă, iar cel inferior la scar ă
logaritmic ă (după Wetzel, 1975).

Microorganismele fototrofe mobile î și pot regla pozi ția în
coloana de ap ă datorită fenomenelor de fo totaxie, în func ție de
intensitatea luminii. L a f e l s e c o m p o r t ă protozoarele ”verzi”
care adăpostesc endosimbion ți fotosintetizan ți.
Lumina poate avea și efect negativ asupra
microorganismelor acvat ice. Când este intens ă poate produce
efecte inhibitoare sau chiar dist ructive (prin fot ooxidare) asupra
microorganismelor din st raturile superficiale ale apelor. Aceste
efecte ar putea explica num ărul relativ redus de bacterii de la
suprafața apelor oceanice clare.
Sunt exceptate de la aceast ă inhibare mi croorganismele
care con țin pigmen ți carotenoizi cu rol protector fa ță de
radiațiile dăunătoare, mai rezistente in vitro la acțiunea
radiațiilor UV sau luminoase (m ai ales cele verzi și albastre)
decât speciile nepigmentate.

35Lumina albastr ă (336 – 436nm) inhib ă oxidarea nitritului
la nitrat de c ătre Nitrobacter winogradskii , probabil prin
distrugerea citocromilor,în special UV (Rheinheimer, 1985).
Acțiunea antimicrobian ă a radia țiilor solare (în factori
diluție, competi ție) se reflect ă în acțiunea de autoepurare a
apelor contaminate accidental.

2.3.2. Temperatura
Este factorul c onsiderat de mul ți cercetători ca fiind cel
mai important dintre cei eco logici pentru dezvoltarea
microorganismelor marine , temperatura fiind f ăcută
răspunzătoare de încetinirea activit ăților metabolice, al ături de
oligotrofie.
În straturile superficial e, temperatura apei m ării este
dependent ă de condi țiile climatice, putând ajunge la 280C la
tropice (Zobell, 1963) sau aprop iindu-se de punctul de înghe ț în
regiunile polare (punctul de înghe ț al apei de mare este de
minus 1,860C).
În regiunile temperate și subtropicale, te mperatura sufer ă
variații sezoniere și chiar diurne; la adânci mi de sub 50 m, este
mai mic ă l a 1 00C. Așa se explic ă faptul c ă peste 90% din
volumul mediului mari n este mai rece de 50C. Pe baza acestor
constatări s-a propus (Brunn, 1959) o zonare ecologic ă bazată
pe temperatur ă, în care termenul de psihrosfer ă este atribuit
regiunilor cu temperat uri mai mici de 100C spre deosebire de
regiunile mai calde care formeaz ă termosfera.
Cu toate acestea mediul ma rin nu este considerat un
mediu extrem, deoarece temperat ura nu atinge punctul de înghe ț
al apei. Excep ție fac regiunile vulcani ce submarine (exemplu
Galapagos) în care se g ăsesc frecvent izvoare termale cu
temperaturi de 300-4000C.
Mediul marin este populat cu microorganisme psihrofile.
Ele cresc lent pe me dii nutritive la 0-50C, dar virtual, pot s ă se
dezvolte mai re pede la 20-250C (Morita, 198o). Cele mai multe
sunt termosensibile și nu se pot dezvolta la temperaturi mai
ridicate.

362.3.3. Presiune a hidrostatic ă
Este unul dintre factorii majori care afecteaz ă natura
microorganismelor și procesele biologice din mediul marin.
Presiunea hidrostatic ă crește linear cu adâncimea, respectiv cu o
atmosfer ă la fiecare 10 m. Devia ția de la aceast ă valoare este de
+9,4 atm la 5.000 m și de +29 atm la 10.000 m pentru
latitudinea de 300, în principal datorit ă compresabilit ății apei de
mare și modific ărilor gravita ționale. Ca urmare, jum ătate din
suprafața planetei este acoperit ă cu apă supusă unei presiuni de
380-1.100 atm.
Presiunea hidrostatic ă mare are efect complex atât asupra
proprietăților fizico-chimi ce ale apei, modifi cându-i gradul de
ionizare, pH-ul și vâscozitatea, cât și asupra microor ganismelor.
Ea influen țează solubilitatea și viteza de transport ale
nutrienților prin membrane celu lare, cinetica enzimatic ă,
volumul molecular, structurile ter țiară și cuaternar ă ale
proteinelor și morfologia bacteriilor.
Presiunea m ărită întârzie cre șterea microorganismelor
alohtone și determin ă, după câteva zile pi erderea viabilit ății lor
în așa fel încât nu se mai pot d ezvolta sub 200 m (G. Zarnea,
1994).
Unele tulpini de bacterii (Jannasc h, 1984) înceteaz ă să se
dezvolte la 200 atm, în timp ce în cazul celor barotolerante
extreme limita la care presiunea este nociv ă nu este cunoscut ă,
mai mult, o parte din acestea cel mai bine și cel mai rapid se
dezvoltă la presiuni foarte mari, uneori chiar 100 atm (fig. 2.2).
Microorganismele barofile su nt abundente în habitatele
bogate în nutrien ți, ca de exemplu în con ținutul intestinal al
animalelor marine, în carcasele în curs de descompunere, unde
au un avantaj competitiv fa ță de cele din mediul acvatic
oligotrof.
Prezintă avantaj din punct de vedere ecologic, m ărind
viteza de degradare microbian ă a substan țelor organice din
adâncul m ării.
Se admite (Yayanos și Dietz, 1982) c ă adaptarea
microorganismelor la presi unile mari din adâncul m ării, sub
forma unei barofilii combinate cu psihrofilia, are un caracter

37universal și reprezint ă un factor de contro l al vitezei activit ăților
microbiene globale. Este de re ținut însă, că barotoleran ța foarte
marcată a fost întâlnit ă și în cazul unor microorganisme izolate
de la suprafa ța mării și chiar în solul din gr ădină.

Fig. 2.2. Reprezentarea schematic ă a influen ței presiunii
hidrostatice asupra cre șterii microorganismelor: A și A’-
barotoleran ță în grade diferite; B și C-barofilie; C-barofilie obligat ă
cu incapacitatea de a cre ște la 1 atm; D-declinul general al
activităților metabolice pe m ăsura creșterii presiunii. Rela țiile
cantitative între r ăspunsurile A-D, ca și formele curbelor sunt
arbitrare, deoarece reprezentarea grafic ă a fost făcută pe baza datelor
disponibile ob ținute în condi ții nu totdeauna comparabile (dup ă
Jannasch și Taylor, 1984).

2.3.4. Turbiditatea
Acest factor afecteaz ă semnificativ via ța
microorganismelor și este determinat de totalitatea materiei
particulate aflate în suspensie în ap ă, și care în ultim ă instanță,
determin ă formarea sedimentelor.
Sestonul (de la latinescul sessio=ședere, a se depune, a se
așeza) este alc ătuit din:
1. Biosestonul reprezentat de b acteriile liber înot ătoare,
fitoplanctonul și zooplanctonul;
2. Abiosestonul sau triptonul (din englezescul to tripe=a
pluti în ap ă) alcătuit din materie particulat ă neanimat ă:
– particule fine de materiale provenite din sol, desprinse

38prin acțiunea de corodare sau prin solubilizarea exercitat ă de
apă asupra țărmului;
– materiale organi ce derivate din țesuturi prin degradare
ce conțin lignină, celuloză, hemiceluloz ă, chitină, etc.
Turbiditatea este important ă, în primul rând pentru c ă
determin ă adâncimea la care radia țiile solare pot asigura
procesul de fotosintez ă și realizarea productivit ății primare.
Particulele aflate în suspensie reprezint ă straturi la care
microorganismele pot ad era sau pe care le pot metaboliza (fig.
2.3).

Fig. 2.3. Reprezentarea schematic ă a distribu ției verticale a
sestonului și a corela ției cu num ărul bacteriilor saprofite în apa de
mare (dup ă Rheinheimer, 1985)

2.3.5. Curen ții
După prezența sau absen ța curenților, mediile acvatice
sunt clasificate în curg ătoare (izvoare, râuri, fluvii) sau
stătătoare (lacuri, b ălți, mări și oceane). Apele st ătătoare sunt
supuse totu și unor curen ți cu direc ții diferite (verticale,
orizontale, ascendente sau de scendente) care mobilizeaz ă
masele de ap ă, determinând importante efecte ecologice. La
bazinele mai mari se adaug ă efectul vântului și al valurilor.
Curenții sunt genera ți de o serie de cauze, cum ar fi:
gravitația – în cazul apelor curg ătoare, asigurând curgerea la
vale, încălzirea inegal ă a maselor de ap ă, diferen ța de nivel.

39Curenții de adâncime se pot deplasa în sens invers celor de la
suprafață și sunt, de regul ă, mai len ți.
Curenții oceanici, prezintă importan ță deoarece modific ă
relativa uniformitate a condi țiilor de mediu. Realizeaz ă în
funcție de direc ția lor (vertical ă sau orizontal ă) și de nivelul la
care apar (la suprafa ță sau la adâncime) ames tecul unor mase de
apă, amestecul nutrien ților săi și o redistribuire a microbiotei.
Mareea este o form ă de oscila ție regulat ă și ritmică a
nivelului oceanului pl anetar, materializat ă prin cre șterea
nivelului (flux sau maree înalt ă) și scăderea (reflux sau maree
joasă), în fiecare zi și în acela și loc. Evolueaz ă cu o
periodicitate de 12h 1/2 ore și este determinat ă de atrac ția lunii
și a Soarelui ale c ăror acțiuni se combin ă în mod variabil în
cursul unei zile.
Curenții de upwelling (englezescul up- în sus;well-
fântână, izvor) determin ă un amestec al apelor oceanice
provocat de circula ția apelor de la o adâncime mare la una mic ă
spre suprafa ță, sub influen ța unei divergen țe a curen ților din
largul oceanului sau a vântului.
Prezintă importan ță biologic ă deosebit ă deoarece
vehiculeaz ă cantități importante de nutrien ți (resturi de animale
moarte acumulate ca atare, în suspensie sau în solu ție spre
suprafață), mărind fertilitatea regiunilor de mas ă oceanic ă de
suprafață.
Efectele curen ților sunt complexe. Pe lâng ă transportul de
nutrienți ei asigur ă o omogenizare a acestora, împiedicând
formarea zonelor de hiperoligot rofie pentru microorganismele
sedentare. A șa se poate explica consum ul unei mase de nutrien ți
în apele curg ătoare decât în cele st ătătoare (Campbell, 1977).
Curenții determin ă și pătrunderea oxigenului spre
straturile profunde ale bazinelor acvatice, dup ă caz, dispersarea
benefică a unor microorganisme sau îndep ărtarea acestora dintr-
un habitat adecvat cu efec te negative (fig.2.4).

40

Fig. 2.4. Formarea curen ților de “upwelling ” care determin ă
circulația apei din profunzime de-a lungul pantei continentale
pentru a înlocui apele de suprafa ță mobilizate de la țărm de vânt
(după Atlas și Bartha, 1987)

2.3.6. Gazele dizolvate și valoarea pH-ului
În bazinele acvatice naturale se g ăsesc cantit ăți mici de
gaze dizolvate : CO 2, O 2, N 2 și în condi ții speciale H 2, CO, H 2S,
etc. O parte din cele cum ar fi CO 2 și O 2 au o importan ță
deosebită prin influen ța ce o pot avea asupra naturii, num ărului
și activității microorganismelor acvatice.
Dioxidul de carbon (CO 2) provine din atmosfer ă și din
respirația organismelor acvatice. El este necesar pentru
fotosintez ă, pentru activitatea mi croorganismelor chemo-
autotrofe și în mici cantit ăți pentru bacterii le heterotrofe și
fungi.
În lacuri, ca și în alte tipuri de bazine acvatice,
concentra ția CO 2 este mic ă la suprafa ță și fluctuant ă,
determinat ă de contactul cu atmosfera și de consumul prin
fotosintez ă.
În straturile inferioare cre ște cu adâncimea datorit ă
stratificării. Varia țiile concentra țiilor de CO 2 sunt importante și
datorită corelațiilor lor cu valorile de pH ale apelor naturale,
care sunt determinate de natura substan țelor dizolvate, capabile
să producă prin disociere H+.
Valorile pH în apele na turale pot fi influen țate de
concentra ția și natura sursei de car bon anorganic din mediu,
care pot fi ca: CO 2 liber, H 2CO 3, bicarbonat (HCO 3-) și carbonat
(CO 32-).

41 Relația dintre valorile pH și tipurile de carbon anorganic
în apă este prezentat ă în fig. 2.5.

Fig. 2.5. Rela ția dintre pH și tipurile de carbon anorganic
prezent în ap ă. Graficul prezint ă spectrul valorilor de pH, ca și
maximele și minimele posibile în diferite tipuri de medii acvatice.
Curbele se refer ă la ape dulci
(cele marine sunt pu țin diferite – dup ă Riley și Skirrow, 1965)

Oxigenul provine în mediile acvatice din atmosfer ă sau
este produs prin fotosinteza oxigenic ă a algelor și a
cianobacteriilor.
Concentra ția O 2 este variabil ă în mediile acvatice. Este
mai mare în râuri (în general în apele curg ătoare) și scade în
raport cu adâncime a în apele lente și stagnante. Ce le mai mici
concentra ții le întâlnim în apele cu înc ărcătură organică mare
(mai ales cu țesuturi vegetale în cu rs de descompunere dup ă
deversarea apelor reziduale). În general, în lacu rile mai adânci
ca și în mări, concentra ția O 2 este corelat ă invers cu cea a CO 2.
Concentra ția oxigenului dizolvat scade rar sub jum ătate
din nivelul de satura ție al aerului (aproxi mativ 4 mg/l). Aceast ă
situație este determinat ă de consumul redus de O 2, propriu
mediului oligotrof, rece și hiperbaric. Chiar la adâncimea de
10.000 m (Morita, 1976) în unele locuri concentra ția oxigenului
este suficient ă pentru a fi utilizat de unele bacterii aerobe. La
suprafața sedimentelor (Atlas și Bartha, 1987), concentra ția
relativ mare de O 2 este asociat ă cu prezen ța nitraților, a fierului

42feric și cu o concentra ție mică de CO 2. Acești parametri se
modifică progresiv cu adâncimea în a șa fel încât dup ă o zonă
intermediar ă de tranzi ție, se instaleaz ă o zonă de anaerobioz ă
fundamental modificat ă prin dispari ția oxigenului; conversia
CO 2 la metan, a nitra ților și nitriților la ioni de amoniu și a
fierului feric la fier feros. Zona profund ă, anaerob ă este
caracterizat ă prin acumularea de H 2S în concentra ții toxice
pentru cele mai multe microorganisme (leag ă fierul de
citocromoxidaz ă). Aceast ă zonă nu poate fi populat ă decât de
către bacteriile tolerante la H 2S care îl folosesc ca surs ă de
energie (bacteriile su lfuroase chemoautotro fe) sau, în anumite
condiții, ca surs ă de iluminare slab ă de către bacteriile purpurii
sau verzi, care îl folosesc ca donator de H pentru a face
fotosintez ă anoxigenic ă.

2.3.7. Salinitatea și compozi ția ionică
Salinitatea și compozi ția ionică sunt propriet ăți care
diferențiază net mediile acv atice dulci de cele marine și
oceanice, influen țând în mod categor ic natura micro-
organismelor care le pot popula. Sunt pu ține microorganisme
care pot fi întâlnite în ambele tipuri de ape.
Concentra ția medie a s ărurilor în apele oceanice este de
3,5% (3,2-3,8%). Sunt cazuri extr eme, cum este cel reprezentat
de Marea Moart ă, care în condi țiile de iradiere solar ă intensă,
conține 340 g s ăruri/l în special sub form ă de NaCl și MgCl 2.
Spre deosebire de lacurile s ărate și de unele bazine acvatice
mici, în mod normal compozi ția ionică și salinitatea apelor
oceanului deschis sunt relativ constante. Excep ție fac m ările
interioare, care sufer ă în zona estuarelor un proces de dilu ție
masivă, la gura marilor afluen ți, cu formarea unui gradient de
salinitate la interfa ța apelor dulci cu cele marine. Circa 99% din
sărurile dizolvate sunt formate prin combinarea a 10-12 ioni
anorganici (tabelul 2.2.), c ărora li se adaug ă în concentra ții
foarte mici Fe, Mn,Cu, Zn, Mo. Multe dintre elem entele minore
din apele oceanice sunt concentrate de sute de mii de ori, prin
fenomene de bioacumulare în celulele microorganismelor, ale
plantelor sau ale an imalelor marine.

43
Principalii ioni anorganici prezen ți în mod natural în apa de
mare
Tabelul 2..2
Ionii Concentra ția
(g/l) Ionii Concentra ția (g/l)
Cl- 19,630 Ca2+ 0,408
Na+ 10,770 Br- 0,066
Mg2+ 1,295 H 3BO 3 0,027
K+ 0,390 F- 0,0013
SO 42- 2,701 SR2+ 0,014
HCO 3- 0,116 Microelemente 0,005
CO 32- 0,012
TOTAL 35,027

Comportamentul microorganismelor în apa de mare și a
lacurilor s ărate este diferit în func ție de natura lor și de
habitatul lor normal :
– cele provenite di n apele dulci sunt halofobe . Dacă sunt
transferate brusc în mediu s ărat, nu rezist ă decât o scurt ă
perioadă de timp, dup ă care mor;
– cele halotolerante , în special cele eurihaline,
supraviețuiesc dar se dezvolt ă mai lent decât în mediul lor
natural ;
– cele halofile autohtone în mediu salin nu se dezvolt ă în
apă dulce. Salinitatea optim ă preferat ă este de 2,5-4%.
Majoritatea microorgani smelor halofile (R heinheimer, 1985) nu
au nevoie de o presiune osmotic ă mărită. Este probabil c ă unele
au nevoie absolut ă de Na+, iar altele de Cl-. Microorganismele
halofile dispun de sisteme osmoregulatoare de protec ție, care
implică participarea unuia sau mai mu ltor mecanisme (Stewart,
1983).
Unele microorganisme hetero trofe marine, cum sunt
fungii : Dendryphiella salina sau Asteromyces cruciatus ,
precum și microalgele Dunaliella tertiolecta , Dunaliella viridis
realizeaz ă o echilibrare a mediului inte rn în raport cu cel extern
prin acumularea de K+, paralel cu excluderea Na+. Alte

44microorganisme realizeaz ă acest echilibru prin acumularea unor
osmoregulatori organici ca pro lina, glucidele simple, poliolii
(glicerina, manitolul, glucozil-glicerolul) sau betaina (tabelul
2.3).

Exemple de compu și organici acumula ți de microorganisme ca
răspuns la salinitatea crescut ă a unor medii acvatice
(după Stewart, 1983)
Tabelul 2.3.
Microorganismul Compusul acumulat
Bacterii heterotrofe Acidul y-aminobutiric, glutamat
Cianobacterii
Aphanothece
halophilla
Synechococcus sp.
Betaină
Glucozilglicerolul
Fungi
Chaetomium
globosum
Dendryphiella salina
Saccharomyces
cerevisiae
Arabitol, glicerol, manitol
Arabitol, manitol
Glicerol
Alge
Chlorella
pyrenoidosa
Cyclotella sp.
Dumaliella salina
Ochromonas
melhamensis

Phaeodactylum
tricornutum
Sucroză
Prolină
Glicerol, aminoacizi
1,4/2,5-ciclohexantetrol-izofluoridazid,
α-D-galactopiranozil-(1,1)-glicerol
Prolină

Analizând prezen ța halofiliei în lumea microorganismelor
(Stewart, 1983) se aj unge la concluzia c ă această proprietate
este, cel mai ad esea, asociat ă cu capacitatea de utilizare a
energiei solare și de fixare a CO 2 prin fotosintez ă.

45 Ea este frecvent întâlnit ă în cazul algelor, al
cianobacteriilor și al bacteriilor capa bile de fotosintez ă
anoxigenic ă (Anoxybacteria ).
Aceasta demonstreaz ă capacitatea microorganismelor
fotoautotrofe de a se adapta cel mai bine la concentra țiile ionice
mari și de a realiza un ech ilibru osmotic, care le permite s ă-și
desfășoare activitatea metabolic ă într-un mediu în care, în
calitate de produc ători primari ele reprezint ă sursa de carbon
fixat și de energie. Aceast ă proprietate explic ă prezen ța
fototrofelor în apele hipersal ine (halobacteriile în Marea
Moartă) în lacurile alcaline din Ciad și Etiopia ( Spirulina).
Bacteriile chemoheterotrof e marine autohtone sunt
reprezentate (Baumann, 1981) numai de patru genuri: Vibrio ;
Alteromonas, Alcaligenes și Pseudomonas .
Salinitatea apelor marine are influen ță asupra densit ății
apei, asupra comport ării microorganismelor la temperatur ă,
determinând o temperatur ă de înghe ț mai sc ăzută, ceea ce
modifică solubilitatea ga zelor (fig. 2.6).

Fig. 2.6. Influen ța salinității, temperaturii și densității maxime
a apei de mare asupra punctului ini țial de înghe ț al acesteia
(după Gross, 1971)

Apele dulci au o salinitate foarte redus ă, iar compozi ția
lor ionic ă este diferit ă, fiind reprezentat ă în special de Ca2+,
Mg2+, Na+, K+, carbonat, bicarbonat, SO 42-, Cl-.

462.4. Caracteristici le microbiologice și biologice ale
apelor
Cunoașterea caracteristicilor fizi co-chimice ale apelor nu
poate da o imagine complet ă privitoare la calit ățile apei
studiate.
În prezent, aprecierea apelor se face în mod complex,
indicatorii fizico-chimici, biologici și bacteriologici contribuind
împreună la stabilirea cât mai complet ă a caracteristicilor unei
ape.
Din punct de vedere igienico-s anitar, indicatorii biologici
și bacteriologici au o valoare de o importan ță deosebit ă.

Caracteristicile microbi ologice ale apelor
Microbiologia apel or este studiat ă sub diverse și multiple
aspecte. Ea intr ă în sfera de activitate a microbiologiei sanitare,
atunci când studiaz ă microorganismele din ap ă în legătură cu
influența lor patogen ă asupra organismului.
Atunci când microbiol ogia apelor studiaz ă
microorganismele din ap ă în raport cu produc ția piscicol ă, ea
intră în sfera microbiologiei agricole.
Microbiologia apelor intr ă în sfera microbiologiei tehnice
atunci când studiaz ă microorganisimele din ap ă în raport cu
diverse scopuri tehnice, ca produc ția de grăsimi și de proteine
microbiene, explor ări geologice, procese de coroziune, ”topitul"
inului și al cânepii în ap ă, procese microbiol ogice în epurarea
apelor reziduale etc.
Microbiologia apelor studiaz ă, de asemenea, geneza
nămolurilor terapeu tice, sub influen ța microorganismelor din
ape.
În cadrul întreprinderilo r industriale intereseaz ă atât
microbiologia (bacteriologia) sanitar ă a apei cât și celelalte
aspecte enumerat e mai înainte.
După natura apelor cercetate, microbiologia apelor se
poate împ ărți în: microbiologia marin ă, microbiologia apelor
interioare și microbiologia apelor subterane.

472.4.1. Microbiologia ( bacteriologia) sanitar ă a apelor
Microbiologia sanitar ă studiaz ă indicatorii de
contaminare a apelor.
Prin contaminarea apei se în țelege pătrunderea în ap ă a
unor microbi patogeni ca re o fac inutilizabil ă din punct de
vedere potabil.
Prin poluarea apei se în țelege introducerea în ap ă a unor
substanțe care au propriet ăți specifice, astfel încât îi modific ă
caracterele organoleptice sau fizico-chimice. În general,
termenul de poluare este mai util izat decât cel de contaminare,
deoarece el include și posibilitatea de contamimare.
Întrucât speciile de microbi pa togeni, eventual prezente în
ape, pot fi foarte diferite, s-a pus problema unei eviden țieri
indirecte a contamin ării bacteriene.
În acest scop se folosesc i ndicatori, dintre care cei mai
frecvent utiliza ți sunt: – grupul bacteriilor coliforme ;
– num ărul total de germeni.
Grupul bacteriilor coliforme reprezint ă un indicator
suficient de precis al polu ării sau al contamin ării apei, din
următoarele cauze :
– bacteriile coliforme provi n din materiile fecale,
însoțind germeni enterici patogeni (de febr ă tifoidă, dizenterie
etc.); prezen ța colifomilor arat ă, deci, posibilitatea prezen ței
germenilor patogeni;
– fiind prezente în materiile fecale în cantit ăți foarte mari,
se pot sezisa, din punct de ve dere cantitativ, chiar contamin ări și
poluări foarte reduse;
– metoda de determinare a bacteriilor coliforme în ap ă
este metod ă suficient de precis ă și permite efectuarea ei în mod
curent.
Normativele STAS admit ma ximum 3 coli/1 pentru apa
centrelor cu o popula ție peste 70 000 de locuitori, 10 coli/l
pentru alte surse central e de alimentare cu ap ă și 100 coli/1
pentru surse i ndividuale.
Argumentul de baz ă este că bacteriile en teropatogene
sunt mai pu țin numeroase decît E. coli și că o singur ă celulă sau
cîteva bacterii patogene nu pot dep ăși forțele de ap ărare ale

48organismului ( doza infectant ă este de câteva sute pîn ă la cîteva
mii de celule).
Pe bază de practic ă, Olson și Nagy (1984), cita ți de Atlas
și Bartha (1985), men ționează că utilizarea îndelungat ă a unei
ape potabile cu un coliform per 100 ml nu a produs niciodat ă
boala.
Criterii similare sunt aplicate și altor tipuri de ape ca
bazinele de înot (1000 colifor mi/100 ml) (R heinheimer,
1979).
Numărul total de germeni se raporteaz ă, în general, la o
unitate de capacitate (de exemplu 1 ml) la 37°C.
După cum se știe, apele con țin întotdeauna o cantitate mai
mare sau mai mic ă de microorganisme (ger meni), dintre care, în
unele cazuri, și microorganisme patogene.
Pot fi mai susceptibile de contamin ări și poluări în special
apele de suprafa ță.
Apele subterane pot fi uneor i infectate prin infiltra ții,
executarea de foraje în mod necorespunz ător, etc.
Apele de suprafa ță sunt infectate mi crobian prin evacu ări
de ape reziduale, de reziduuri solide, prin p ătrunderea de ape
pluviale, etc.
Folosirea de ape infectate și netratate corespunz ător poate
duce la apari ția de epidemii hidr ice, ca febra tifoid ă, holera,
dizenteria, gastro-enteritele, etc.
Cu cât microbii sunt mai numero și în ape, cu atât ei
trăiesc mai mult. Diluarea apelor contribuie la distrugerea
microbilor.
În diferitele tipuri de ape, num ărul total de germeni, a șa
cum rezult ă și din tabelul 2.4, es te foarte variat.
Numărul total de germeni în diferite categorii de ape
Tabelul 2.4.
Sursa de ap ă Germeni/ml
Apă de izvor protejat ă contra infect ării 0-200
Apă de izvor incomplet protejat ă contra
infectării 0-3000
Apă de puț tip rural, cu zon ă de protec ție
sanitară 10-1000

49Apă de lacuri 10-1500
Apă de râu Pân ă la 125000
Apă potabil ă provenit ă din surse
centrale 0-100

Pentru apa potabil ă normativele STAS admit maximum
300 germeni/ml la sursele indi viduale, maximum 20 germeni/ml
apă la sursele centrale cu peste 70000 locuitori și maximum 100
germeni/ml la alte surse centrale.
De asemenea, foarte variat este și numărul bacteriilor
coliforme. Din analizele de labor ator efectuate s-a constatat
următorul con ținut în bacilli coli a di feritelor categorii de ape
(tabelul 2.5)

Conținutul în bacilli coli al diferitelor cate gorii de ape
Tabelul 2.5.
Categorii de ape Bacili coli la 1 litru
Apă de râu 2×102-1,6 x106
Apă puț tip rural 0-5×103
Apă puț de mare adâncime 0-4×10
Ape reziduri menajere 1012-1016
Apă potabilă surse centrale max.3

În cazuri speciale, afar ă de indicatorii specifica ți se
recurge, din punct de vede re bacteriologic-sanitar și la alte
determin ări cu caracter special.

De ce testarea coliformilo r din fecale este important ă ?
Bacteriile colif orme reprezint ă o adev ărată colecție de
microorganisme relativ inofensive, care tr ăiesc în num ăr mare în
intestinul oamenilor și al animalelor. Ele ajut ă la digestie.
Cel mai comun membru al acestei colec ții este
Escherichia coli. Aceste organisme pot fi separate de grupul
coliformilor prin abilitatea lor de cre ștere la temperaturi ridicate
și sunt asociate numai cu feca lele animalelor homeoterme.
Ele sunt bacter ii care fermenteaz ă lactoza cu formare de
gaze și care cresc în 24 de ore la 44,5 grade Celsius. Aceste

50bacterii pot tr ăi în popula ții ce con țin de la 0 la mii de colonii
pe ml de ap ă.
Diferă de celelalte prin faptul c ă pot fermenta lactoza la
temperaturi mai mari de 35 de grade Celsius.
Populații numeroase de asemenea ba cterii fecale în râuri,
izvoare și lacuri sunt cauzate de contaminarea cu reziduuri
intestinale ale oamenilor sau al e altor animale homeoterme.
Aceste bacterii nu sunt peri culoase dar de obicei sunt
asociate cu alte bacterii sau virusuri ce pot amenin ța viața
omului cauzând boli ca: febra tifoid ă, hepatita A, holera,
dizenteria etc.
Standardele regulamenta re pentru apa potabil ă se bazeaz ă
pe prezenta sau absen ța acestor bacterii și a altora
asemănătoare.
Pentru orice prob ă dovedită pozitivă în ceea ce prive ște
prezența acestor tipuri de bact erii este obligatoriu s ă se
efectueze și un test pentru de terminarea existen ței bacteriilor de
origine fecal ă.
Aceste bacterii sunt folosite ca indicatori pentru prezen ța
altor virusuri sau agen ți patogeni. Mai mult de o colonie de
coliforme de origine fecal ă indică faptul că sursa de ap ă poate fi
vulnerabil ă contamin ării cu fecale uman e sau animale.
Bacteriile de tipul coli formelor fecale exist ă în intestinele
animalelor homeoterme dar se pot aclimatiza și condițiilor din
apele calde. În timpul iernii totu și, aceste bacterii mor repede în
apele cu temperaturi aproape de înghe ț. Astfel prelevarea de
mostre pentru a testa prezen ța acestor bacterii în regiunile
nordice pe timp de iarn ă nu își are rostul.

Impactul asupra mediului
Prezența bacteriei coliforme din f ecale în mediul acvatic
indică faptul c ă apa a fost contaminat ă cu fecale umane sau
animale. La momentul respectiv, sursa de ap ă se poate s ă fi fost
contaminat ă de bacterii și virusuri patoge ne din fecale.
Câteva boli cu transmitere pr in intermediul apei sunt
febra tifoid ă, gastroenteritele virale sau cele pr oduse de bacterii.

51Prezența contamin ării cu fecale este un indicator pentru
existența unui poten țial risc de îmboln ăvire al indivizilor din
apropierea acestei surse de ap ă. Bacteria coliform ă din fecale
poate ajunge în mediul acvatic prin reziduurile menajere sau
prin sursele de poluare difuz ă.

2.4.2. Condi țiile bacteriologice de potabilitate a apei
Datorită posibilit ăților multiple de îmboln ăvire prin ap ă,
s-a simțit nevoia de a stabili anumite condi ții sanitare pe care
trebuie s ă le îndeplineasc ă apa potabil ă.
Sub denumirea de ap ă potabilă, sau bun ă de băut, se
înțelege apa care este consumat ă cu plăcere – dând senza ția de
sațietate și care odat ă consumat ă nu are efecte nocive asupra
consumatorilor.
Primele condi ții de potabilitate au avut un caracter
empiric și au fost legate de carac terele organoleptice : gust,
miros, culoare, u șor de eviden țiat numai cu ajutorul organelor
noastre de sim ț. Apariția unor boli, ca urmare a consumului de
apă cu caracteristici organoleptic e denaturate, a dus la crearea
unor reflexe condi ționate puternice.
Studii recente efectuate în acest sens, au ar ătat că apele
cu gust sau miros particular, colorate sau tulburi inhib ă
secrețiile digestive și opresc senza ția de sete.
Ulterior, o dat ă cu dezvoltarea posibilit ăților de analiz ă
chimică a apei, s-au introdus criterii sau condi ții chimice de
potabilitate.
Printre primii cercet ători care au c ăutat să stabileasc ă
asemenea condi ții a fost Lavoisier.
La început aceste condi ții s-au adresat ex clusiv gradului
de mineralizare a apei. Aceste condi ții au fost stabilite dup ă
caracteristicile natura le ale apei din regi unea Weimar, ele fiind
aprobate ulterior prin lucr ările Congresului de la Bruxelles.
Mai târziu s-a dovedit îns ă a fi insuficiente și
necorespunz ătoare, ceea ce a dus la stabilirea unor condi ții,
privitor la con ținutul în substan țe chimice supraad ăugate, mai
ales de natur ă organică, stabilite pentru prima dat ă de Rubner în
1894.

52Ulterior s-a ad ăugat drept criteriu și limita unor substan țe
nocive – toxice pe baza propun erilor lui Gartner (1911).
Relația apei cu bolile infec țioase a condus la elaborarea
unor condi ții bacteriologice pentru apa potabil ă.
Primele condi ții sub aspect bacterian au ap ărut in 1904 și
se datoresc lui Eijkman, perfec ționate ulterior de al ți mulți
cercetători.
Vincent a fost primul care a stabilit metoda de analiz ă
bacteriologic ă a apei ca și primele medii de cultur ă realizate în
acest scop .
Pentru prima data îns ă, abia în anul 1914 în S.U.A . apare
o lege de stat privitoare la condi țiile de potabilitate. Asemenea
dispoziții au fost adoptate ulterior de ma joritatea statelor din
lume.
În țara noastr ă primul standard de potabilitate a apei a
apărut în anul 1952. Pîn ă la acea data condițiile de potabilitate a
apei fiind cuprinse în cadrul normelo r sanitare privitoare la
calitatea alimentelor și băuturilor.
O.M.S. a elaborat recomand ări sau norme internationale
de potabilitate, norme care sunt valabile pentru toate țările, fapt
pentru care au limite destul de largi de va riabilitate.
În interiorul acestor norme se pot elabora normele
nationale ale statelor.
De altfel , însăși O.M.S. a elaborat și normele europene
de potabilitate ale apei.
Normele de potabilitate nu sunt fixe, ele se pot schimba în
funcție de evolu ția cuno ștințelor noastre medicale, de
posibilitățile de determinare a anumitor componen ți ai apei și de
capacitatea tehnici i de a respecta condițiile cerute de organele
medicale.
Condițiile de potabilitate ale apei se pot împ ărți în mai
multe grupe, respectiv:
• Condiții organoleptice ( gustul apei, mirosul apei);
• Condiții fizice (temperatura, turbiditatea, culoarea,
conductibilitat ea electric ă, radioactivitatea);
• Condițiile chimice (substan țe cu ac țiune nociv ă:
nitrați, plumb, mercur, cadmiu, arsen, pesticide, fluor,

53cianuri, detergen ți, precum și substan țe indezirabile:
Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn, cloruri, sulfa ți, fenoli,
crezoli, ca și substan țe indicatoare ale polu ării;
• Condițiile bacteriologice.

Indicatorii bacteriologi ci de potabilitate
Prima și cea mai important ă condiție bacteriologic ă de
potabilitate este lipsa total ă din apă a germenilor patogeni.
Deoarece îns ă, punerea în eviden ță a acestora este dificil ă
datorită pe de o parte lips ei de metode adecv ate iar pe de alt ă
parte inconstan ței prezen ței lor în ap ă, cea mai mare parte a
autorilor au acceptat utilizarea, ca și în cazul condi țiilor
chimice, a unor germ eni indicatori.
Germeni mezofili
O primă alegere a fost f ăcută asupra num ărului de
germeni din ap ă și care se dezvolt ă la 37°C sau a germenilor
proprii omului și animalelor cu sânge cald.
Cu cât num ărul acestor germeni este mai mare cu atât se
poate presupune c ă între ei se g ăsesc și germeni patogeni.
În apă se găsesc și germeni proprii apei, saprofi ți care se
dezvoltă la 20°C.
Din studiile f ăcute a rezultat c ă între aceste 2 categorii
există un raport de cel pu țin 3 la 1 pentru flora proprie in
condițiile naturale.
Cu cât acest raport se mic șorează sau se inverseaz ă în
favoarea florei supraad ăugate, cu atât nivelul de poluare al apei
este mai mare și pericolul prezen ței germenilor patogeni mai
crescut.
În condiții obișnuite num ărul germenilor din flora proprie
nu trebuie s ă depășească 1 000 pe cm3 de apă ; de aici concluzia
că numărul celor supraad ăugați nu poate dep ăși 300/cm3.
În tabelul 2.6 sunt prezentate limitele num ărului de
germeni din ap ă acceptați în țara noastr ă.

54Limitele admise ale num ărului de germen i care se
dezvolta la 37°C și a numărului de coliformi din apa potabil ă

Tabelul nr.2.6
Nr.
crt. Categoria de ap ă Limita de
germeni
la 370C Limita
numărului de
coliformi
1.

2.

3. Instalația central ă de
alimentarc cu ap ă a
municipiului Bucure ști –

Instalații centrale de
alimentare cu ap ă din mediul
urban și rural
Instalațiile locale de
alimentare cu ap ă (fîntîni și
izvoare) sub 20/cm3

sub 100/cm3

sub 300/cm3
sub 3/dm3

sub 10/dm3

sub 100/dm3

Din tabelul 2.4. se constat ă că în cazul în care num ărul de
locuitori care se aprovizioneaz ă cu apă din aceea și sursă este
mai mare, cu atât num ărul germenilor proprii omului (37°) este
mai redus.
Această idee are la baz ă gradul de extindere al
epidemiilor hidrice car e ar putea izbucni în cazul consumului
unei ape nepotabile.
Deși numărul de germeni este un indicator bun, totu și
s-au descris situa ții când cu toate c ă aceștia s-au g ăsit în limitele
acceptate, au izbuc nit epidemii.
De aici a ap ărut necesitatea adopt ării unor al ți indicatori
mai preci și. Aceștia sunt indicatorii polu ării fecale a apei,
deoarece majoritatea bolil or transmisibile prin ap ă au ca agen ți
etiologici germenii elimina ți prin tubul digestiv.
Pentru ca un germene s ă poată fi utilizat ca indicator al
poluării fecale este necesar s ă îndeplineasc ă anumite condi ții și
anume:
• să se găsească constant și în cantitate mare în
dejectele omului și animalelor cu sânge cald ;

55• să nu se g ăsească în mediul exteri or sau în alte
surse în afara celo r de mai sus ;
• să permită stabilirea unei rela ții cantitative între
numărul lor și nivelul de poluare al apei ;
• să reziste în mediul extern un timp cât mai apropiat
de cel al germenil or patogeni a c ăror prezen ță o
indică;
• să nu sufere fenomenul de variabilitate microbian ă
sub acțiunea factorilor mediului extern ;
• să fie ușor de decelat în ap ă prin examene
bacteriologice simple și rapide.

Germeni coliformi
Pe baza acestor condi ții s-au ales mai multe grupe de
germeni indicatori din care cei mai utiliza ți în prezent sunt
germenii coliformi.
Germenii coliformi reprezint ă un grup relativ heterogen,
găsindu-se în fecalele omului și animalelor cu sânge cald într-un
număr mare, ceea ce permite determinarea lor cu u șurință
(tabelul 2.7.).

Evaluarea excre ției de coliformi la dife rite specii de animale
(după Drapeau și Iancovic)
Tabelul 2.7.
Indicator Om Vacă Porc Berbec Găină
Umiditate %
Milioane coliformi fecali/g
Milioane coliformi fecali în
24 ore 77,0
131

950 83,3
0,235

428 66,7
3,38

510 74,4
1618

080 71,6
1,3

237

În plus viabil itatea lor în ap ă este foarte apropiat ă de a
grupului tifo-paratific înt ărindu-le valoarea de indicator sanitar.
În același timp, rezisten ța lor la clor sau al ți dezinfectan ți
obișnuiți ai apei s-a dovedit mai mare.

56 Cercetări comparative s- au efectuat fa ță de bacilii tifici,
paratifici și dizenterici, vibrionii holerici, leptospire și
pasteurele.
O serie de cercet ători consider ă că în cadrul grupului
coliform trebuie diferen țiate 2 tipuri, unul de origine intestinal ă
– Escherichia coli- care poate servi ca indicator de poluare și
altul – Klebsiella aerogenes – care se g ăsește în mediul extern și
nu poate fi indica tor de poluare.
În schimb, o alt ă serie de cercet ători afirm ă că întreg
grupul coliform are origine fecal ă, dar c ă sub influen ța
factorilor de mediu, ge rmenii coliformi sufer ă fenomenul de
variabilitate microbian ă trecând din tipul in testinal în tipul
aerogen.
Ei își susțin aceast ă teză pe existen ța unor forme
intermediare, respectiv de tr ecere în cele 2 tipuri.
Această controvers ă este de natur ă să scadă din valoarea
de indicator a germenilor coliformi .
În ceea ce prive ște limita germenil or coliformi în ap ă,
aceasta a fost stabilit ă la sub 10/dm3 (lipsă la 100 cm3) pentru
apele care se dezinfecteaz ă pornind de la constatarea c ă la acest
număr toți germenii patogeni din ap ă au fost distru și.
Pentru apele care nu se dezinfecteaz ă, limita acceptat ă
este de sub 100/dm3, limit ă l a c a r e n u a u a p ărut niciodat ă
epidemii.
Aplicând principiul ar ătat anterior al rela ției indirecte
între num ărul popula ției care se aprovizioneaz ă cu apă și
numărul germenilor indicatori accepta ți în apă au fost adoptate
normativele legale.

În afara germenilor coli formi mai sunt cunoscu ți și alți
germeni indicatori ai polu ării fecale și anume :

Enterococii
Enterococii sunt germeni care de asemenea se g ăsesc în
fecale, dar într-un num ăr mai mic decât coli formii, ceea ce îi
face mai dificili de determinat (tabel 2.8.).

57Ei sunt mai rezisten ți în apă decât coliformii fecali și nu
suferă fenomenul de vari abilitate microbian ă; mai mult chiar,
enterococii prezint ă tipuri caracteristice pentru om și pentru
animale, ceea ce permite diferen țierea tipului de poluare a apei.

Tabelul 2.8.
Locul Coliformi
fecali/100
ml Streptococi
fecali/100 mlCF
raport
SF
Easetau (Idako .U.A.)
Fingo (Dakota S.U.A.)
Cincinati (Ohio S.U.A.)
Monroe (Michigan S.U.A)
Denver (Colorado S.U.A.)34 000
1 300 000
10 900 000
10 200 000
49 000 0004 000
290 000
2 270 000
700 000
2 900 000 5,3
4,5
2,4
27,9
16,9

Germenii sulfito-reduc ători
Sulfito-reductorii sunt germeni care în condi țiile
neprielnice din mediul înconjur ător pot trece în forme de
rezistență (spori) și au astfel o viabilit ate foarte mare în ap ă,
lipsa lor din ap ă arătând că aceasta nu a fost foarte mult ă vreme
poluată.
În tubul digestiv îns ă ei se găsesc într-un num ăr și mai
mic ca enteroco cii, ceea ce m ărește dificultatea de a fi pu și în
evidență.
Fiind foarte rezisten ți la clor ei pot fi determina ți ca
indicatori de poluare în apele s uperclorinate în caz de epidemii
hidrice.

Bacteriofagii enterici
Bacteriofagii enterici reprezint ă o ultim ă grupă de
indicatori sanitari ai polu ării fecale a apei.
Inițial ei au fost considera ți ca indicatori specifici, în
sensul că prezența lor ar eviden ția prezen ța germenului omolog.
S-a constatat îns ă că specificitatea nu este general ă pentru
toate tipurile de bacteriofagi (tif ici, dizenterici, holerici etc.).

58De aceea ast ăzi sunt utiliza ți în unele țări, între care și țara
noastră, ca indicatori de poluare fecal ă datorită originii lor
intestinale.
În ultimul timp Organiza ția Mondial ă a Sănătății
consideră utilă și analiza virusologic ă. În acest sens lipsa unei
unități formatoare pe plac ă (plaque-forming unit) la litrul (dm3)
de apă este considerat ă ca suficient ă pentru eliminarea oric ărui
pericol virusologic.

2.4.3. Microbiologi a apelor interioare
În aceast ă grupă intră studiul microorga nisanelor care
populeaz ă apele de suprafa ță curgătoare sau st ătătoare. Ea este
denumită microbiologie a apelor in terioare în raport cu
microbiologia marin ă.
Apele interioare pot fi în mod frecvent utilizate ca surs ă
de apă pentru întreprinderile indus triale, pot constitui obiecte
ale unor amenaj ări ale întreprinderilo r piscicole, etc.
În apele interioare, micr oorganismele reprezint ă un
element indispensabil pentru descompunerea materiei organice
moarte și pentru transforma rea ei într-o form ă asimilabil ă pentru
fauna și flora acvatic ă.
Microorganismele particip ă în mod direct în procesul de
transformare chimic ă a apelor, determinând modific ări ale
substanțelor organice (pri n descompunere), si nteze de substan țe
organice (cazul bact eriilor autotrofe și chiar modific ări ale
substanțelor anorganice (cazul bacteriilor sulfuroase,
feruginoase, manganoase, etc.).
În apele interioare se întâlnesc în mod frecvent
reprezentan ți ai următoarelor familii:
Bacillaceae, Micrococ caceae, Bacteriaceae,
Pseudomonaceae, Mycromonospora ceae, Chromobacteriaceae,
Chromothiorodaceae, Ferribacteriaceae și Spirochaetaceae.
Unele microorganisme pot servi ca indicatori referitori la
caracterul calitativ și cantitativ al polu ărilor.
Astfel, Sphaerotillus indică poluarea cu substan țe
azotoase, Cladothrix indică aportul de hi drocarbonate, iar
Leptothrix indică o apă cu caracter oligosaprob.

59Microbiota apelor curg ătoare
Bazinele naturale cu ap ă dulce prezint ă diferențe fizice și
chimice atât de mari încât creaz ă o varietate enorm ă de condi ții
ecologice, care fac practic s ă nu existe dou ă ape identice (G.
Zarnea, 1994).
Ca urmare, în mod corespunz ător, compozi ția și mărimea
comunităților de microorganisme care le populeaz ă și care
depind de aceste condi ții ca și de interac țiunile cu factorii
biotici și abiotici din mediu sunt tot atât de diferite.

2.4.3.1. Microbi ota izvoarelor
Izvoarele sunt medii acvati ce naturale formate prin
apariția la suprafa ța terestră a apelor subterane.
Ele difer ă mult ca debit, temperatur ă și compozi ție
chimică în funcție de condi țiile geologice specif ice. În apropiere
de sursă sunt oligotrofe datorit ă conținutului foarte redus în
nutrienți.
Microbiota specific ă este foarte redus ă și constituit ă din
acvifere sau sp ălate din straturile subter ane în cursul trecerii
spre suprafa ță. Se g ăsesc bacteriile Gram-negative
(Pseudomonas sp.) . Numărul total este de câ teva mii – zeci de
mii/ml, iar cel al bact eriilor saprofite (coc i sau bacili) de la
câteva zeci la câteva sute/ml.
Izvoarele specializate sunt de dou ă tipuri :
1. Izvoarele minerale care con țin multe s ăruri minerale
dizolvate de apele ce str ăbat diferitele forma țiuni geologice în
drumul lor spre suprafa ță. Izvoarele minerale care con țin
compuși ai fierului dispun fre cvent de bacterii ca : Gallionela
ferruginea, Leptothr ix ochracea, Crenot hris polyspora, etc .
În apele minerale sulfuroase predomin ă bacteriile
minerale sulfuroase purpurii și incolore.
2. Izvoarele termale își au originea în regiunile vulcanice
și provin, în general de la adâncimi mari.
Temperatura lor de peste 500C permite numai dezvoltarea
microorganismelor procariote. Ele pot fi acide (concentra ții
mari de acid carbonic) sau s ărate (săruri de magneziu, fier sau
sulf).

60 Bacteriile mai frecvent izolate sunt : Sulfolobus
acidocaldarius (750C) și Leptothrix thermalis (900C).

2.4.3.2. Microbi ota râurilor
Oferă condiții foarte diferite (fa ță de lacuri) pentru
dezvoltarea microorga nismelor în func ție de un num ăr mare de
factori variabili:
– viteza de curgere ;
– debitul (dependent de temperatur ă și precipita ții);
– adâncimea ;
-conținutul mineral (dependent de condi țiile
geologice).
Mărimea apreciabil ă a interferen ței cu litosfera de-a
lungul malurilor și spălarea acestora de curs ul mai mult sau mai
puțin rapid, determin ă fenomene de eroziune, de îmbog ățire cu
substanțe minerale și organice din sol, de la cele mai simple la
acizii humici, precum și cu microorganisme alohtone.
La acestea se adaug ă efectele sp ălării solului prin
precipita ții și aportul de substan țe al afluen ților. Influen ța
acestor factori variabili de-a lungul râurilor este diferit ă.
După gradul de poluare pot exista trei tipuri majore:
1. Ape oligosaprobe , ce dispun de o concentra ție mare de
O2, un con ținut redus de substan ță oraganic ă dizolvat ă și un
nivel scăzut de depunere organic ă;
2. Ape mezosaprobe , cu un grad mediu de poluare, asociat
cu eliminarea concentra ției de O 2 și un nivel moderat de
degradare a substan țelor organice ;
3. Ape polisaprobe , cu o foarte mare concentra ție de
materie organic ă și o concentra ție redusă sau chiar absen ța O 2.
În general, râurile mari și fluviile tind s ă fie mai uniforme
decât cele mici, care sunt mai profund afectate de factorii locali,
de activit ățile umane, etc (Rheinheimer, 1985).
Diversitatea mare de condi ții oferite de apele curg ătoare,
conduce la o mare variabilita te în structura comunit ăților de
microorganisme.

61Microbiota râurilor este atât de diferit ă în func ție de
condițiile locale, încât nu se poa te sintetiza într-o list ă a
principalelor specii prez ente în mod constant.
Numărul și diversitatea mare a microorganismelor
alohtone provenite di n sol, precipita ții și afluenți, ca și sursele
de contaminare complic ă această situație.
Microorganismele aloht one duc o existen ță efemer ă
datorită incapacit ății de acomodare la condi ția oligotrof ă (în
râurile curate) la efectele radia țiilor UV și ale competi ției,
bacteriofagilor, protoz oarelor bacterivore.
Există un num ăr relativ mic de bacterii liber înot ătoare,
cele mai multe fiind legate de diferite substraturi solide
(particulate plutito are, fotoplanctoni, animale acvatice).
Pe lâng ă bacteriile provenite din sol ( Azobacter sp.,
bacterii nitrificatoare) râurile con țin comunit ăți bacteriene ce se
diversific ă pe măsură îndepărtării de izvoare. Mai frecvent
întâlnite sunt genurile : Achromobacter, Acinetobacter,
Caulobacter, Flavo bacterium, Hyphomicrobium, Moraxella,
Pseudomonas, Gallionella.
În apele eutrofizate predomin ă, în general, Bacillus sp. și
Pseudomonas sp., iar în cele poluate cu o microbiot ă bogată,
extrem de diversificat ă sunt frecvent întâlnite: Escherichia coli,
Proteus sp., Pseudomonas fluorescens, Sphaerotilus natans,
Zooglea ramigera, Clostridium sp., etc.
Biomasa bacterian ă prezentă în râuri și fluvii este corelat ă
cantitativ cu bog ăția de nutrien ți. Rheinheimer (1985) citeaz ă
cazul fluviului Elba în care la nivelul localit ății Lannenburg,
biomasa bacterian ă a oscilat în cursul anului 1975 între 173 și
973 g, respectiv între 84.067 kg/zi și 149.467 kg/zi.
Cantitatea total ă de biomas ă bacterian ă purtată de acest
fluviu în anul 1975 ( 11.000 tone de bacter ii sau 1.100 tone
carbon) reprezint ă o contribu ție major ă de nutrien ți pentru
fluviul respectiv.
Râurile mari și lente sunt mai bogat și mai divers
populate, în timp ce râurile repezi și oligotrofe au o produc ție
primară foarte redus ă.

62În pâraiele curate și repezi este prezent Genul
Sapromyces . În râurile bogate în substan țe organice asimilabile
se adaug ă numeroși fungi imperfec ți și Ascomycetes , iar în cele
poluate, pe lâng ă levuri apar fungi specifici ca: Leptomitus,
Saprolegvia, Phythium. Râurile pot, de asemenea, con ține o
serie de fungi parazi ți pe rădăcinile plantelor acvatice sau pe
animale.

2.4.4. Microbiologia lacurilor
Lacurile sunt bazine acvati ce stagnante, localizate în
depresiuni ale scoar ței terestre cu origine tectonic ă, vulcanic ă,
glacială sau clastocarstic ă.
În funcție de concentra ția sărurilor, con țin apă dulce,
salmastră sau sărată.
Adâncimea lacurilor este variabil ă, de la câ țiva metri pân ă
la peste 1000 metri (lacul Tanganica-145m, lacul Baical-
1741m).
Volumul lacu rilor variaz ă în func ție de suprafa ță și
adâncime. Sursa de alimentare poa te fi din apele subterane sau
din râuri.
În funcție de gradul de ilumina re, lacurile cuprind mai
multe zone cu semnifica ție important ă pentru prezen ța
microorganismelor și activitatea acestora (fig. 2.7).
Zonele de suprafa ță primesc o canti tate de radia ții solare
ce permit dezvoltarea orga nismelor fotoautotrofe și fotosinteza.
Sunt deci zonele cu cele mai favorabile condi ții pentru o
productivitate primar ă mare.
Zona profund ă situată sub nivelul de p ătrundere eficient ă
a luminii include un volum de ap ă dominat de organisme și
microorganisme di n categoria produc ătorilor secundari.
La adâncimi mari se întâ lnesc sedimentele bogate în
nutrienți particula ți, care sufer ă procesul permanent de depunere
din straturile supe rioare. Aici se g ăsesc din abunden ță
microorganisme heterotr ofe, care degradeaz ă materialul organic
în aerobioz ă la suprafa ța sedimentului și în anaerobioz ă în
părțile mai adânci ale acestuia.

63Deși sunt considerate ca ape st agnante, în realitate sunt
supuse unor curen ți cu orient ări diferite și complicate
(ascendente, descendent e, orizontale, vertic ale, valuri, etc).
Aceste deplas ări sunt corelate cu schimb ările sezoniere de
temperatur ă. Ca urmare, în lacurile su ficient de adânci (10 m)
din regiunile temper ate se realizeaz ă o stratificare, fenomenul
fiind important deoarece influen țează natura, r ăspândirea și
activitatea microorganismelor din mediul respectiv.

Fig. 2.7. Zonele ecol ogice ale unui lac
(după Lincoln, Boxshall și Clark, 1982)

În lacurile cu ap ă dulce microbiota in clude practic toate
categoriile de microorganisme: eubacterii, actinomicete, ciano-
bacterii, microfungi, microalge și protozoare.
Bacteriile sunt în cea mai mare parte Gram-negative (85-
95%), mobile, cu o morfologie diferit ă (coci, bacili, vibrioni,
spirili, filamente), izolate sau grupate, cel mai adesea
nesporulate.
Brock (1966-1974) consider ă că majoritatea bacteriilor
autohtone sunt asociate cu alte organisme. Cele libere sunt în
special alohtone, aflate “în drum” dintr-un loc în altul, apa
jucând, ca și aerul, un rol important în dispersarea
microorganismelor. Circula ția bacteriilor pe distan țe mici este
asigurată de propria lor mob ilitate, iar pe distan țe mari de
curenții orizontali, vert icali, de convec ție, etc.

64Alte cercet ări (Pomeroy, 1980) sus țin o concluzie complet
diferită : numărul bacteriilor asociate cu particulele în mediile
acvatice este mult mai mic decât al bacteriilor libere, aceasta
fiind pus ă pe seama hr ănirii ciliatelor pr in filtrare cur ățind
particulele de bacterii și pe faptul c ă cele mai multe particule ar
fi inerte.
Numărul bacteriilor și distan ța lor pe vertical ă
înregistreaz ă variații sezoniere mari. În lacurile curate, num ărul
este maxim în momentul produc ției maxime de fitoplancton
(primăvara și respectiv la sfâr șitul verii și începutul toamnei în
regiunile temperate). Vara distribu ția este influen țată de
stratificarea termal ă. În lacurile poluate , saprofitele cresc
toamna și iarna.
Dintre genurile mai frecv ent întâlnite sunt urm ătoarele:
Achrobacter, Acinetobacter, Bacillus, Brevibacterium,
Cytophaga, Flavobacterium, Mi crococcus, Micromonospora,
Nocardia, Pseudomonas, Spiri llum, Streptomyces, Vibria.
Se adaug ă microorganismele implicate în ciclurile N, S,
Fe, etc.
Bacteriile fototrofe sulfuroase purpurii ( Chromatiaceae)
și verzi ( Chlorobiaceae) sunt prezente în regiunile din
adâncurile lacurilor dac ă acestea con țin H 2S și sunt înc ă
suficient iluminate pentru a asigura fotosinteza anoxigenic ă.
Cianobacteriile prezint ă o mare diversita te de specii în
straturile supe rficiale de ap ă.
Microfungii prezint ă o mare diversitate. Speciilor
autohtone li se adaug ă fungii din sol ( Penicillium sp.,
Aspergillus sp.) asociați cu materia organic ă străină. Foarte
mulți fungi sunt saprofi ți (Phycomycetes).
Levurile sunt reprezentate de specii de Candida ,
Cryptococcus, Rhodot orula, Torulopsis, etc.
Rheinheimer, 1985 adaug ă listei microfungilor întâlni ți
frecvent în lacurile cu ap ă dulce numero și fungi imperfec ți, care
se dezvolt ă pe resturile vegetale în curs de descompunere.
Algele reprezint ă principalii produc ători primari din
lacuri ( Chlorophyta, Bacillar iophyta, Chrysophyta,
Euglenophyta, Xanthophyta) .

65Dintre protozoare mai frecvent întâ lnite amintim :
Amoeba, Paramecium, Didini um, Stentor, Vorticella, etc, ele
având o dezvoltare corelat ă cu numărul bacteriilor.
Lacurile s ărate sunt populate de un num ăr limitat de
bacterii halotolerante și în special halofi le (optimum de
salinitate 20-30%), care con țin vacuole cu gaze ce le permit
modificarea pozi ției pe verticala coloanei de ap ă și pigmen ți
carotenoizi, cu rol protector fa ță de intensitatea prea mare a
luminii solare, ca re le coloreaz ă coloniile în ro șu sau orange
strălucitor.
Speciile frecvent în tâlnite sunt : Halobacterium halobium,
Halococcus morrhuae, Chrom obacterium maris-mortui, etc.

66În fig. 2.8. sunt prezentate o serie de cianobacterii și alge
prezente în diferite comunit ăți de apă dulce., clasificate în :
Epilitice, Epifitice, Planct onice, Epipsamice, Epipelice
(Round,1977).

67
Supravegherea ecologic ă a ecosistemelor acvatice, în
condițiile amenaj ărilor hidrotehnice și creșterii polu ării
industriale și urbane a devenit o necesitate în ul timele decenii.
Asemenea amenaj ări sunt destul de extinse în bazinele
hidrografice, unele av ând deja o existen ță de aproape patru
decenii.
De exemplu, cercetarea ecosistemelor lotice și lentice,
care au rezultat în urma bar ării râurilor Bistri ța, Siret si Trotu ș
are o tradi ție de peste 40 de ani, observa țiile vizând impactul
barării demarând anterior form ării lacurilor, pent ru a exista un
termen de compara ție.
Studiile de microbiologie, vi zând mai ales activitatea
microbiotei acvatice implicate în circuitul elementelor biogene
și mineralizarea substan țelor organice au in ceput din primul
deceniu de existen ță a lacului de acumula re Izvorul Muntelui,
extinzându-se ulterior asupra lacu rilor de baraj de pe valea
Bistriței, Troto șului și Siretului pe masura form ării acestora.

2.4.4.1.Structura si dina mica populatiilor bacteriene
din lacurile de baraj

Productia bacterioplanctonului
Folosirea metodelor dire cte de determinare permite
evaluarea num ărului total de bacterii pe grupe morfologice,
precum si calcularea vitezei de înmul țire și a produc ției
bacteriene.
Dinamica num ărului total de bacterii
Cercetările asupra num ărului total de bacterii au fost
realizate în 1966, ele reprezentând și debutul cercet ărilor
microbiologice (în cazul bazi nului râului Siret).
Investiga țiile efectuate în perioada de var ă iunie-august
au pus în eviden ță populații de bacterii relativ s ărace prin
comparație cu alte ecosisteme.

68Numărul germenilor a variat între 70.000 si 920.000
celule/ml, situa ție ce încadra lacul, în acea perioad ă, între
bazinele acvatice oligotrofe.
Sub raportul dispersiei popula țiilor bacteriene se pot
remarca trei aspecte mai importante:
1. creșterea num ărului de bacterii de la baraj spre
coada lacului;
2. densități superioare în epilimnion și în
orizonturile profunde;
3. un maxim cantitativ la în ceputul lunii august.
În acelasi ti mp, se remarc ă două maxime suplimentare:
unul de prim ăvară, în luna mai și unul de toamn ă, în luna
octombrie. Aceste maxi me, mai ales în prim ăvară și vară,
însoțesc dezvoltarea abundent ă a fitoplanctonului.
In decursul anilor, cercet ările efectuate au demonstrat c ă
abundența absolut ă a numărului de bacterii este net superioar ă
după un interval de 15-16 ani.
Cu foarte pu ține excep ții, abunden ța absolut ă depașește
1.000.000 celule/ml, intalnindu- se si densitati de peste
2.000.000 celule/ml, mai ales în orizontul apropiat
sedimentelor.
Viteza de înmul țire și producția bacterian ă
Bacteriile se multiplic ă în mediile acva tice cu viteze
diferite, în func ție de specie și condițiile biotice și de biotop.
Determin ările efectuate de diver și speciali ști atestă un ecart
amplu al acestei vit eze, cuprins între urm ătoarele limite: 2,3 –
281 ore pentru apele interioare, 11,4 – 110 ore în mediul marin
și 4,2 – 150 ore în intestinul unor animale (Aizaki, 1979).
Literatura de spec ialitate semnaleaz ă determin ări ale
vitezei de multiplicare a bacter iilor planctonice, prin metoda
lamelor imersate, în peri oada de debut a structur ării
biocenozelor (1966) și într-o faz ă de consolidare a acestora
(1982). In acest scop s-a cal culat durata unei genera ții
bacteriene în zona central ă și de golf, în prof unzimea masei de
apă.

69In intervale lungi de timp , durata medie a unei genera ții
bacteriene la suprafa ța lacului ( 0, 20 cm) a fost de 21,6 ore,
crescând progresiv în epilimnion.
In metalimnion timpul genera ției rămâne relativ constant,
pentru a cre ște semnificativ în hipolimnion (122 ore).
Creșterea vitezei de multipli care în apa adiacenta
sedimentelor se explic ă prin resursele nutri tive superioare la
interfața apă/sedimente.
Coeficientul zilnic P/B (produc ție/biomas ă) arată că
turnoverul are valoarea de 1,1 genera ții la suprafa ța apei, 0,8 în
apropierea sedimentelor și numai 0,19 la 55 m adâncime
(C.Mazareanu, 1999).
Biofilmul bacterian
Lamele de sticl ă imersate în ap ă oferă condiții optime de
viață pentru microorganisme, suprafa ța lor prezentându-se ca
limita de separare între dou ă medii cu consisten țe diferite
(lichid și solid).
Deși nu toate bacteriile ader ă la aceste lame, se poate
aprecia cu aproxima ție apartenen ța lor la cele trei grupe
morfologice principale: bacill i, coci si spirili.
De obicei, cercet ările au demonstrat c ă bacilii predomin ă
ca numar absolut. De și procentual reprezint ă peste 50% din
numărul total de bacterii la cele 7 orizonturi, cocii sunt mult în
inferioritate numeric ă pe ansamblul sec țiunii; și mai rari, dar
totuși prezenți, sunt spirilii și vibrionii.
La suprafa ța apei, biofilmul bacterian este foarte variat,
fiind completat cu specii din alte grupe de microorganisme
(alge, ciuperci, levuri). Pe lame le imersate timp de trei zile,
cercetările au demonstrat c ă se formeaz ă numeroase colonii
bacteriene, marea majoritate di n celule bacilare cu lungimi
variind între 0, 5 – 6 microni, a șezați în diplo sau streptobacili,
adesea fără vreo ordine.
Pe lamele aflate în epilim nion, numeroase colonii pot
cuprinde peste 50 de celule, unele dep ășind chiar cifra de 100.
Pe lamele imersate la 0 m si 5 m adâncime se pot observa
bacterii ciliate în pozitie clar ă de mișcare, bacterii cu incluziuni
dispuse polar, central sau nere gulat. Doar aici apar formele

70spiralate si vibrionii. Orizont urile cuprinse între 15 si 65 m
profunzime sunt mult mai s ărace în bacterii, predominând cocii
izolați si diplococii.
Înregistrarea unor valori mult inferioare, în timp, în ceea
ce prive ște evolu ția vitezei de multiplicare a
bacterioplanctonului, ca parame tru în profunzimea pelagosului,
evidențiază creșterea resurselor trofice al e lacurilor în intervale
mai mari de timp.
Viteza de multipli care influenteaz ă în mod direct
turnoverul și productia bacterian ă.
În perioada stagna ției estivale, corelat cu declinul termic
în profunzime, turnoverul este ma xim în orizontur ile superioare
(0 – 5 m); el are valori relative uniforme în cursul toamnei, când
se produce circula ția general ă a masei de ap ă, ca urmare a
uniformiz ării termice.
Se pot oberva valorile s uperioare ale turnoverului din
anul 1982 fa ță de anul 1966, evidentiind o produc ție bacterian ă
superioar ă, susținută de creșterea resurselor trof ice ale lacului.

2.4.4.2.Ecologia principalel or grupe de microorganisme
care particip ă la circuitul elementelor biogene
A. Microorganisme care particip ă la circuitul azotului
Fiind unul dintre principalele elemente biogene, azotul,
sub diferitele sale forme, are un rol extrem de important in
circuitul trofic al ecosistem eleor acvatice (Kuznetzov S.I.,
1952), Rodina 1965; Botan si col. 1960; Kaiser si Laurtent,
1964; Niewolak, 1966).
Aportul microorganismelor la circuitul biogen al azotului
este esen țial, în special în faza de mineralizare a substan țelor
organice azotate, intervenind activ
și in procesele de nitrificare,
denitrificare și fixare a azotului molecular.
Determinate cantitativ, grupe le fiziologice de germeni
care sunt r ăspunzatoare de aceste tr ansformari biochimice
prezintă caracteristici ecologice in teresante, legate de tr ăsăturile
limnologice ale ecosistemului.

71Microbiota proteolitica
Mineralizarea compu șilor organici azota ți parcurge doua
etape importante:
• hidroliza prot einelor pân ă la acizi aminici;
• dezaminarea aminoacizilor (Botan si col., 1960).
Răspunzatoare de declan șarea și realizarea primei etape
sunt bacteriile proteo litice, faza ulterioar ă fiind legat ă de
activitatea germenilor amonificatori.
Ambele grupe de mi croorganisme sunt pr ezente atât în
apă cât și în sedimente.
In masa apei, bacteriile proteolitice sunt r ăspândite
uniform (nu dep ășesc sute de celule/ml ap ă), fiind îns ș mult mai
numeroase la coada lacului (v alori de ordinu l miilor de
celule/ml), aflat ă sub inciden ța aportului de ma terie organica.
Evoluția sezonial ă a acestor bacterii este determinat ă în
mare masur ă de varia ția substratul ui organic și de anotimp.
Densitatea maxim ă se întâlne ște în lunile calde (mai-
noiembrie), în timp ce minimele can titative corespund sezonului
rece (decembrie-aprilie).
In masa apei bacteriile proteolitice nu au o r ăspândire
uniformă, fiind mai numeroase la suprafa ță, situație care se
accentueaz ă în sezonul cald.
Sedimentele con țin un num ăr net superior de bacterii
proteolitice fa ță de masa apei.
Concentra ția lor maxim ă este de ordinul milioanelor de
celule la un gram de mal , deta șându-se, ca biotop mai bine
populat.
S-a constatat, de asem enea, în cadrul evolu ției sezonale,
creșterea valorilor cantita tive în perioada cald ă și reducerea lor
în cursul iernii.
Variațiile cantitative dintre sta ții diferite s unt determinate
de concentra ția substan țelor organice, mai ridicat ă la coada
lacului și mai redus ă spre baraj.

72Microbiota amonificatoare
Intensitatea procesului amonific ării nu este egal ă pe toată
lungimea lacurilor, deta șându-se, ca amploare (num ăr de
bacterii), zona de influen ță alohtonă de la coada lacului și semi-
influența.
In aceste zone valo rile cantitative cele mai ridicate pot
atinge valori de 22.000 celul e/ml, în timp ce în jum ătatea
inferioar ă a lacurilor concentra țiile pot fi sub 10.000 celule/ml
(repartiție ce poate fi corelat ă cu cantitatea de alge prezente).
In evoluția sezonal ă se remarc ă valorile sc ăzute din lunile
reci (noiembrie – martie), cu zeci și sute de celule/ml și
maxime: unul de prim ăvară-vară și unul de toamn ă (octombrie).
In funcție de condi țiile climatice, primul maxim poate fi
chiar și mai timpuriu – începe în aprilie și are valoarea cea mai
ridicată în luna mai.
De asemenea, maximul de la coada lacului este
determinat, în mare masur ă, de viiturile de primavar ă, din ce în
ce mai numeroase în ultimii ani în Româ nia, care transport ă
cantități însemnate de substan țe organice și alge reofile.
In majoritatea cazurilor studiate, s-a constatat c ă valorile
ridicate ale num ărului de amonificatori apar pe fondul unor
concentra ții crescute de alge (î n lunile de primavar ă–vară) sau
urmează după dezvoltări abundente ale fitoplanctonului.
In ceea ce privesc golfu rile, s-a constatat c ă ele se apropie
mult de situa ția caracteristic ă zonelor centrale ale lacului, în
special în jum ătatea inferioar ă a acestuia, num ărul bacteriilor
amonificatoare având va lori cuprinse intr e 1.000 – 2.000/ ml
(media geometrica anual ă).
Dinamica amonificatorilor este determinat ă de mai multi
factori:
Temperatura are un rol limitant în perioada rece a anului
(decembrie-februarie) și în orizonturile pr ofunde (sub 25 m).
Consumul biochimic de oxigen, cu valori ridicate in
lunile aprilie- iunie, se suprapune destul de clar peste maximul
germenilor amonificato ri din aproape acela și interval (martie-
iunie).

73Dacă se urmărește mai în detaliu, se constat ă că maximul
bacterian de la orizontul supe rificial din lunile amintite
corespunde cu valorile maxime ale consum ului biochimic de
oxigen, determinate la acela și orizont.
In profunzime se deta șează două perioade de dezvoltare
intensă a amonificatorilo r, cea din iulie și cea din octombrie.
Ele sunt atestate și de prezen ța amoniacului, care atinge
maximul absolut din cursul într egului an (0,450 mg/l la 30 m
adâncime, fiind de altfel abunde nt la toate orizonturile).
Degajarea amoniacului este sesizabil ă și în lunile
februarie și octombrie.
Prezența amoniacului în luna fe bruarie, pe fondul unei
populații restrânse de amoni ficatori în masa apei poate fi
explicată, cel putin par țial, prin intensa degajare de amoniac
din sedimente, unde s-a de terminat cel mai mare num ăr de
bacterii amonificatoare.
Din punct de vedere al substr atului nutritiv, se poate
remarca faptul c ă populațiile algale, în cre ștere continu ă în
intervalul apri lie-iulie, asigur ă surse importante trofice
bacteriilor amonificatoare.
De altfel, dezvoltarea exploziv ă a algoflorei din luna
iulie la majoritatea orizonturil or, corespunde cu dezvoltarea
abundent ă a bacteriilor amonificatoar e, iar maximul absolut al
amonificatorilor din aceea și lunî se suprapune peste
concentra ția maxim ă absolută a fitoplanctonului la orizontul de
0 m.
În general, dinamica sezonal ă a bacteriilor amonificatoare
din sedimente este similar ă celei din masa apei, fiind
determinat ă de ritmul de sedimentare a biosestonului algal, în
lunile de prim ăvară-vară și de biosestonul total, în toamn ă.
Numărul mare de bacterii din cursul toamnei, cât și
maximul de iarn ă (la stațiile centrale) corespunde și cu o
dezvoltare abundent ă a macrofaunei de neve rtebrate bentale, în
acest caz rela ția trofică fiind reciproc ă: bacteriile intr ă în hrana
nevertebratelor detritofage, iar resturile acestora, dup ă moarte,
constituie suportul organic pe baza c ăruia de dezvolt ă
microbiota saprofit ă.

74Bacteriile nitrificatoare
Ca și germenii autotrofi, bacter iile nitrificatoare depind
de prezen ța și activitatea altor grupe de microorganisme,
respectiv a bacteriilor am onificatoare, care le ofer ă substratul
primar de oxidare (amoniacul). Astfel, urm ărind evolu ția în
timp a celor dou ă grupe de bacterii (amonificatoare și
nitrificatoare) se constat ă o corela ție direct ă a varia ției lor
cantitative (fig.2.9.)

Fig. 2.9. Corela ția dintre dinamica cantitativ ă a bacteriilor
amonificatoare și nitrificatoare din sedimente
(Măzăreanu C., Jâpa F., 1999)

Cele dou ă etape ale procesului de nitrificare – oxidarea
amoniacului la nitri ți și apoi la nitra ți sunt realizate de dou ă
grupe fiziologice de bacterii, respectiv: nitrit-bacteriile și
nitrat-bacteriile .

75Din prima categorie, bacteriile nitrificatoare, în general se
regăsesc doar pu țini reprezentan ți în apele lacu rilor (chiar o
celulă/ml), în schimb, în sediment e, acestea sunt prezente tot
timpul anului și la toate sta țiile, în concentra ții de zeci, sute și
mii de celule/g mâl umed.
Ambele faze ale nitrific ării sunt apropiate ca intensitate,
dat fiind c ă numărul bacteriilor ce le realizeaz ă este aproximativ
identic.
Variația sezonal ă a numărului de bacterii nitrificatoare
este similar ă la toate sta țiile, diferen țele dintre ele fiind
nesemnificative.
Valori maxime se înregistreaz ă în perioada de var ă,
uneori chiar pân ă în noiembrie, iar mini mele în sezonul rece
(decembrie-februarie).
Evoluția lunar ă a nitrificatorilor (media geometric ă
multianual ă) urmeaz ă același sens ca și la bacteriile
amonificatoare.

Bacteriile de nitrificatoare
În cadrul circuitului biogen al azotului, acest tip de
bacterii au un rol deosebit de important, ca urmare a reducerii
sărurilor azotate din mediu; se pierd astfel cantit ăți importante
de azot sub form ă de N 2.
Desfășurându-se ca un proces heterotrof și anaerob
(facultativ aerob), den itrificarea este activ ă în condi țiile
abundenței substratului oxida t, respectiv a azota ților. Acestea
sunt condi țiile ce determin ă particularit ățile ecologice ale
bacteriilor denitrificatoare.
Dezvoltarea optim ă a denitrificatorilor s-a constatat, în
masa apei ca având loc în condi ții termice superi oare valorii de
7oC pentru hipolimnion și 10oC pentru epi- metalimnion.
Maximul dezvolt ării cantitative a deni trificatorilor în
toată masa apei cores punde cu concentra ția minim ă de oxigen.
Cantitatea de azota ți pare a influen ța în mod decisiv
amploarea dezvolt ării denitrificatorilor.
Astfel, în condi țiile în care ceilal ți factori sunt optimi,
gradientul cantitativ al azota ților determin ă densitățile minime

76sau maxime ale popula țiilor acestor bacterii : maximul din lunile
iulie și octombrie.
Activitatea bacteriilor den itrificatoare este favorizat ă, în
mod indirect și de intensitatea dezamin ării microbiene a
materiilor proteice.
Reducerea continu ă a rezervei de azota ți din masa apei,
consuma ți în cursul fotosintezei fitoplanctonului este
compensat ă de amonificatori, care elimin ă azotul amoniacal în
procesul mineraliz ării.
Oxidarea acestuia pe cale chimic ă și biochimic ă (prin
activitatea bacteriilor nitrifi catoare) reface rezerva ini țială de
azotați.
Cvasisimultaneitatea pro ceselor de amonificare,
nitrificare și denitrificare determin ă intense procese de oxido-
reducere; dintre aces tea, în special oxid ările intense din luna
iulie au un rol important în re gimul oxigenului, contribuind în
măsură însemnat ă la apariția și extinderea minimului metalimnic
de oxigen la orizont urile de 20-30m.
În ansamblul evolu ției sezonale, prin cercet ările efectuate
s-a remarcat o perioad ă cu valori cantitative sc ăzute,
corespunz ătoare primului seme stru al anului și o alta perioad ă,
cu concentra ții ridicate ale popula țiilor denitrificatorilor,
cuprinzând a doua jum ătate a anului.
Această evoluție sezonal ă este legat ă, în mare m ăsură de
condițiile de aerare al e sedimentelor.
Reducerea oxigen ării masei de ap ă în intervalul iulie-
noiembrie se r ăsfrânge în mod corespunz ător asupra
potențialului redox din sedimente, care devi ne favorabil
dezvoltării germenilor anae robi, între care și denitrificatorii.
În acela și timp trebuie luat ă în considerare dinamica
formelor de azot din an samblul ecosistemului.
Astfel, în urma circula țiilor de toamn ă și primăvară,
despărțite de un interval scurt de timp și cu produc ție primar ă
redusă, deci cu un consum redus de azota ți, se ajunge la
concentra ții relativ ridicate ale azota ților din masa apei (peste
l mg/1).

77 Transferul fotochimic și apoi biochimic al azota ților din
apă în fitoplancton și apoi în consumator ii de diferite grade
duce la sc ăderea concentra ției acestora în masa apei.
În acela și timp, sedimentarea biosestonului determin ă o
acumulare a masei protei ce în sedimente, în special în cursul
verii și la începutul toamnei, ca uzând procese intense de
amonificare și nitrificare, în urma c ărora crește rezerva de
azotați din sedimente.
În acest fel, în a doua jum ătate a anului dezvoltarea
bacteriilor denitrific atoare este favorizat ă și de etapele
anterioare ale circuitu lui biogen ale azotului.

Bacteriile fixatoare de azot molecular
Compensarea efectului d ăunător al activit ății bacteriilor
denitrificatoare este realizat ă de grupa bacteriilor care fixeaz ă
azotul liber.
Ca și în cazul nitrificatorilor, num ărul lor în masa apei
este redus și doar în sedimente realizeaz ă procese mai intense.
Din punct de vedere ecol ogic, fixarea bacterian ă a
azotului este realizat ă de dou ă grupe de bacterii: aerobe și
anaerobe.
Fixarea aerob ă se datoreaz ă speciilor genului
Azotobacter , în timp ce specia Clostridium pasteurianum este
principalul agent al fix ării anaerobe.
Un proces antagonist important este eviden țiat de
variațiile cantitative sezonale ale bacteriilor denitrificatoare și
fixatoare de azot.
Evoluția, uneori identic ă, a num ărului de bacterii
denitrificatoare și fixatoare de azot anaerobe sugereaz ă, pe
lângă dependen ța ecologic ă interspecific ă, și caracterul
compensator al proceselor me tabolice realizat e de cele dou ă
grupe de microorganisme.

78 B. Microorganismele care particip ă la circuitul
carbonului
Circuitul carbonului este de foarte mare importan ță în
evoluția ecosistemelor acvatice, fiind strâns întrep ătruns cu
dinamica celorlalte elemente biogene și in primul rând cu
dinamica azotului.
El comport ă câteva etape princi pale: sinteza primar ă a
materiei organice, transform ările metabolice caracteristice
transferului de materie și energie la urm ătoarele verigi ale
circuitului trofic și în final mineralizarea resturilor organice ale
biosestonului și detritusului; rolul mi croorganismelor este
esențial în finalul circuitului, în eliberarea elementelor biogene
și repunerea lor în circuit.
Dat fiind caracterul variat al compu șilor organici
hidrocarbona ți care alc ătuiesc structuri celulare sau reprezint ă
substante de rezerv ă la organismele acvatice (celuloz ă, pectină,
chitină, amidon, hemiceluloz ă, etc.), cercetar ea microbiologic ă
orientată spre cunoa șterea circuitului biogen al carbonului
urmărește cu prec ădere procesele de descompunere a hidra ților
de carbon, realizate de numeroase și variate grupe de
microorganisme (Kaiser și Laurent, 1964; Jannasch, 1964;
Rodina, 1965; Ruschke și Rath, 1966; Kuznetzov, 1970;
Overbeck, 1974).
Germenii amilolitici
Datorită substratului u șor asimilabil pe care se dezvolt ă,
germenii amilolitici sunt foarte numero și, egalând adesea sau
chiar dep ășind num ărul total de bacterii ob ținute pe medii de
cultură având la baz ă extractul de sol (Kaiser P. și M. Laurent.,
1964).
Numărul lor se apropie, uneori, de num ărul total de
bacterii ob ținute prin metodele directe, ceea ce spore ște
importan ța determin ării lor în ecosis temele acvatice.
Literatura de specialitate indic ă o evoluție spectaculoas ă a
acestora, atât în ap ă cât și în sedimente.

79Astfel, în orizontul superficia l (0-30 cm) al apei, valorile
de ordinul miilor și zecilor de mii de ce lule/ml, au fost mult
depășite în timp, situa ție similar ă și pentru sedimente.
În acela și timp, în evolu ția lor anual ă și multianual ă s-au
întâlnit densit ăți extrem de variate, diapazonul valorilor
cantitative dep ășind ordinul sutelor de mii.
În evoluția sezonal ă a bacteriilor amilolitice planctonice
se poate remarca de zvoltarea mai abundent ă din perioada cald ă
(mai-septembrie), și mai slab ă din lunile reci (decembrie-
martie). Aceast ă particularitate ecologic ă este mai clar ă în zona
lacustră tipică și mai pu țin evident ă în sectorul dinspre coada
lacului.
Odată cu declan șarea intenselor procese de fotosintez ă,
care asigur ă un surplus de amidon elim inat de fitoplancton în
mediul înconjur ător, are loc o evolu ție rapidă a numărului de
germeni amilolitici astfel c ă, de la concentra ții de zeci și sute de
mii celule/g mâl în lunile februarie-mart ie, se ajunge la
milioane și zeci de milioane celule/g mâl în lunile de prim ăvară-
vară.
În a doua jum ătate a anului, cu unele excep ții, are loc o
scădere a concentra ției germenilor amilolitici.
În evoluția sezonal ă este cert c ă rolul primordial îl joac ă
dinamica substratului nutritiv, care abund ă în perioada
activității optime a produc ătorilor primari.
În acela și timp, pe baza determin ărilor cantitative
multianuale se constat ă că se repet ă un minim de toamn ă
(septembrie-octombrie) mai pronun țat la baraj și mai redus la
stațiile din amonte, în mod progresiv.
Acest fenomen trebuie pus, f ără îndoial ă, pe seama
caracterului aerob al mineraliz ării amidonului.
In zonele adânci ale la cului, perioada stratifica ției
estivale este caracterizat ă prin reducerea oxigen ării stratelor
profunde ale apei, datorate oxid ărilor hipolimnice și a celor din
sedimente.
Degajarea de bioxid de carbon din mâl, în lunile de var ă-
toamnă, decelabil în orizont urile apropiate sedi mentelor, este un
argument în acest sens. As tfel, prin reducerea poten țialului

80redox, condi țiile abiotice ale mediului devin mai pu țin
favorabile germenilor amilolitici, al c ăror număr regreseaz ă în
această perioadă.
Germenii pectinolitici
Abunden ța pectinelor în regnul vegetal, inclusiv la
organismele acvatice, a de terminat adaptarea unor
microorganisme la elaborarea de enzime sp ecifice metaboliz ării
acestui carbohidrat.
Dat fiind caracterul insolubi l al pectinei, mineralizarea
ei decurge în condi ții partial diferite de ale amidonului, în
special sub aspectul nivelu lui de aerare a mediului.
Există unele asem ănări cu reparti ția amiloliticilor, mai
ales sub aspect cantitativ.
S-a determinat o gam ă foarte larg ă de varia ție a densit ății
acestor germeni, manifestat ă în special în evolu ția sezonal ă, cu
amplitudini care ajung la valoare de un milion.
Cel mai mic num ăr de pectinolitici se întâlnesc în lunile
reci și în special în martie. Ma ximul de prim ăvară coincide cu
luna aprilie la toate sta țiile.
După o perioad ă de restrângere a activit ății pectinolitice
(mai -iulie) are loc o revenire puternic ă a concentra ției de
pectinolitici care ajung la zeci și sute de mii de celule.
Trebuie s ă remarcăm că în spatele mediei geometrice,
care dă o imagine asupra evolu ției generale multianule, exist ă o
serie de fluctua ții care nu se abat, de obicei, de la
caracteristicile amin tite, ci accentueaz ă adesea, aces te valori.
Pentru a în țelege particularit ățile eco-fiziologice ale
acestor germeni trebuie s ă avem în vedere substratul asupra
căruia acționează (pectinele), caracterul anaerob, facultativ
aerob al procesului pe care îl realizeaz ă și capacitatea de
sporulare a speciilo r pectinolitice.
Astfel, se constat ă că dezvoltarea cea mai intens ă a
bacteriilor pectinol itice, în luna august corespunde cu
concentra ția cea mai ridicat ă a popula țiilor algale.
Interdependen ța apare și mai evident ă dacă, drept factor
de corela ți e s e i a n u m ărul de exemplare de Oscilatoria

81rubescens, (înfloriri repetate) specie care con ține cantit ăți
importante de pectin ă, cu alte cuvinte exac t substratul nutritiv
pe care se dezvolt ă germenii pectinolitici.
Abunden ța acestor alge determin ă o cre ștere a
concentra ției de rubescein ă din mediul înconjur ător, metabolit
ce pare a avea o ac țiune toxic ă asupra unor organisme acvatice
(Kuznetzov S.I., 1970).
S-ar putea ca aceasta s ă fie și una din explica țiile
restrângerii cantitative a popula țiilor altor grupe de germeni, ca
amonificatorii și amiloliticii, în toat ă coloana de ap ă, în lunile
august-septembrie (M ăzăreanu C., Jâpa F., 1999).

Germenii celulozolitici
Caracterul stabil al celulozei face ca sp ectrul bacteriilor
care se dezvolt ă pe acest substrat s ă fie mai restrâns, iar
activitatea lor mai slab ă.
Ca urmare, num ărul germenilor celulozolitici este infim
în compara ție cu celelalte grupe de microorganisme care
descompun hidra ții de carbon (amilolitici și pectinolitici).
În apă numărul lor este cel mai adesea de ordinul
unităților la un mililitru; s-a dete rminat un maxim absolut de
450 celule/ml.
Actinomicetele
În număr neînsemnat în masa apei, actinomicetele
reprezint ă componente permanente al e biocenozelor bentale,
unde iau parte la importante procese de mineralizare.
Dezvoltarea lor pe baza compu șilor organici cu structur ă
complexă, greu decompozabili (Silvey, 1964), determin ă
anumite particularit ăți ecologice de reparti ție și dinamic ă.
Concentra ția actinomicetelor poate fi de ordinul zecilor și
sutelor de mii de exem plare/g mâl. Ca frecven ță a valorilor mari
se detașează zonele din sectorul inferior al lacurilor și în special
zona de lâng ă baraj.
Evoluția sezonal ă este neuniform ă în diferite sectoare ale
lacului, mai constant ă la baraj și cu fluctua ții pronun țate la
celelalte sta ții.

82 Este interesant de remarcat faptul c ă sezonul rece nu
influențează în mod negativ asupra dezvolt ării actinomicetelor.
Cele mai sc ăzute valori ale num ărului de actinomicete au
fost găsite în perioada cald ă (iulie-septembrie) și în lunile
aprilie-iulie.
Acest specific al evolu ției sezonale, diferit de al
celorlalte grupe de descompun ători, demonstreaz ă faptul c ă
actinomicetele, mi neralizând substan țele organice greu
decompozabile, sunt mai pu țin exigente la condi țiile de nutri ție
și se pot dezvolta și după epuizarea compu șilor organici mai
simpli.

C. Microorganismele care particip ă la circuitul sulfului
Circuitul sulfului din ecosistemele acvatice este vizibil
influențat de microorgani sme care realizeaz ă principalele
transform ări ale compu șilor sulfura ți.
Activitățile specifice bacteriilo r sulfuroase, bacterii
grupate de unii autori într-o forma ție ecologic ă numită
sulfuretum (Lakey și colab., 1965, Gemerd en, 1967), sunt legate
de circuitul redox al sulf ului, la care particip ă câteva grupe
principale de micr oorganisme: bacterii sulfatoreduc ătoare,
bacterii sulfuroase purpurii, bacterii sulfuroase verzi și bacterii
sulfuroase incolore, ultimele trei grupe fiind promotorii oxid ării
compușilor redu și ai sulfului. La ac estea se mai adaug ă o grupă
de microorganisme, mai pu țin specific ă, specializat ă în
eliberarea sulf ului din compu șii organici sulfura ți, cu degajare
de H 2S.

Bacteriile sulfato-reduc ătoare
Între activit ățile realizate de microorganisme procesul
sulfato-reducerii are un rol deosebit, datorit ă modific ărilor
profunde pe care le poate imprima ecosistemului.
Degajarea hidrogenului sulfurat cauzeaz ă adesea
schimbări importante în raportul gazelor dizolvate, ducând la
apariția unor microorganisme st rict adaptate la via ța anaerob ă.

83Germenii sulfato-reduc ători se întâlnesc foarte rar și în
număr neînsemnat, situa ție de altfel normal ă bazinelor
oligotrofe și mezotrofe (Kuznetzov S.I,. 1970).
Aceasta se datore ște atât unei concentra ții moderate a
sulfaților (zeci de miligrame/1) cât și condițiilor bune de
oxigenare.
In sedimente, în schimb, sulfato-reduc ătorii se dezvolt ă
mult mai bine, num ărul lor fiind aici de zeci și sute de mii de
germeni/g mâl.
În ceea ce prive ște râspândirea acestor bacterii în diferite
sectoare ale lacului, ea este oarecum uniform ă, în sensul c ă atât
în zonele superioare cat și inferioare valorile cantitative se
încadreaz ă între acelea și limite.
Se poate aprecia, de asemenea, c ă evoluția lunară a
numărului de germen i sulfato-reduc ători nu reflect ă
modificările sezonale de ansamblu ale ecosistemului, supus
evoluției anuale a climatului re giunii, valori ridicate și coborâte
ale concentra ției acestor bacterii întâlni ndu-se atât în perioada
caldă cât și în cea rece.
Ca rezultat al procesului sulfat-reducerii ar putea s ă se
acumuleze, în apropier ea sedimentelor, cantit ăți variabile de
hidrogen sulfurat.
In analizele hidrochi mice efectuate pân ă in prezent nu
s-au depistat înc ă urme de H 2S, ci doar o reducere pronun țată a
concentra ției oxigenului în stratu rile profunde ale apei,
concentratie care poate cobor i uneori sub 2 mg/1 oxigen.
În sedimente îns ă, are loc, indiscutab il, o degajare de
hidrogen sulfurat; fenomenul es te confirmat de intercala țiile de
culoare albastr ă-cenușie care apar în gr osimea sedimentelor și
care reprezint ă sulfura de fier format ă prin oxidarea
hidrogenului sulfurat de gajat de sulfato-reduc ători.
Bacteriile fototrofe
Substratul esen țial pentru dezvoltarea bacteriilor
fotosintetizante îl reprezint ă compușii reduși ai sulfului și în
special hidrogenul sulfurat (Kondratieva E. N., 1963).

84 În condi ții optime, în special în lacurile eutrofe și cele
meromictice, fototrofii bacter ieni cunosc o d ezvoltare masiv ă la
limita superioar ă a orizontului cu hidr ogen sulfurat, realizând
însemnate produc ții de materie organic ă (Kuznetzov S. I.,1970;
Pfening N., 1967; Czceczuga B., 1968).
Urmărindu-se dezvoltarea fototr ofilor bacterieni în
diferite culturi s-a constata t o particularitate interesant ă și
anume, cre șterea mult mai abundent ă a acestora în culturile cu
germeni sulfato-reduc ători, acolo unde hidrogenul sulfurat
necesar este eliminat în concentra ții mai sc ăzute și treptat, în
comparație cu mediile ce con țin sulfur ă de sodiu, ca singur ă
sursă de H 2S.
În aceste condi ții s-au dezvoltat bine speciile
Thiopolicoccus ruber și Thiospirillum rosenbergii, ultima fiind
cunoscut ă ca foarte activ ă în oxidarea hidr ogenului sulfurat și
depozitarea granulelor de sulf în interiorul celulei (Kondratieva
E.N., 1963).
Abunden ța relativ ă a fototrofilor bact erieni în lunile
iulie-octombrie este legat ă, fără îndoială, de caracterul mai
pronunțat reduc ător al mediului (sedimentelor) din aceast ă
perioadă, deoarece al ți factori favorizan ți (germenii sulfato-
reducători care s ă le asigure substratul de oxidare) sunt prezen ți
și în alte sezoane ale anului, ia r bacteriile fotosintetizante
preferă condițiile anaerobe.
Cercetările calitative au pus în eviden ță următoarele
specii de bacterii fototrofe sulfuroase: Tiopolycoccus ruber,
Thiospirillum rosenbergii, Thio spirillum rufum, Thiocystis
elegans, Chromatium okenii și Thiocapsa floridana.
Prezența a numeroase specii de Thiorhodaceae, în lipsa
luminii (în sedime nte) este posibil ă datorit ă capacit ății
reprezentan ților acestei familii de a se hr ăni în sistemul
heterotrof, atunci când nu au condi ții optime pentru fotosintez ă.
Ca factori determinan ți ai limit ării dezvolt ării bacteriilor
fototrofe din masa apei și la suprafa ța sedimentelor pot fi
enumerați:
– lipsa hidrogenului sulf urat în masa apei;

85- lipsa luminii la nivelul sedimentelor (acolo unde se
găsește hidrogen sulfurat);
– oxidarea chimic ă a hidrogenului sulfurat ca urmare a
bunei oxigen ări a masei de ap ă până în apropierea sedimentelor.

Tiobacilii
Principalele specii de tioba cili sunt strict autotrofe și
folosesc energia rezultat ă din oxidarea compu șilor redu și ai
sulfului, utilizând CO 2 ca singur ă sursă de carbon (Sokolova A.
G. și G.I. Karavaiko, 1964).
Activitatea lor este dependent ă de prezen ța sulfiților și
hidrogenului sulfurat, ca substrat de oxidare.
In sedimente se întâ lnesc în concentra ții care nu
depășesc, în medie, zeci de germeni/g mâl.
Ceea ce re ține atenția este evolu ția sezonal ă a bacteriilor
din grupul Thiobacillus, diferită de caracteristicile evolu ției
altor grupe de germeni.
Astfel, s-au g ăsit trei maxime , la toate sta țiile, în lunile
august și decembrie și în aprilie-mai.
În sezonul rece num ărul tiobacililor coboar ă la valori
minime, dar asemenea reduceri cantitative se întâlnesc și în
sezonul cald.
Corelând evolu ția sezonal ă a tiobacililor cu cea a sulfato-
reducătorilor se constat ă o similitudine aproape perfect ă.
Sokolova și Karavaiko, (1964) indic ă pe Thiobacillus
thioparus ca singura specie capabil ă să oxideze hidrogenul
sulfurat penlru ob ținerea energiei necesare proceselor
metabolice.
Din cercet ările făcute asupra procentulu i diferitelor specii
în totalul tiobacililor rezult ă că cea mai numeroas ă este grupa
Th. ferooxidans care deține cca. 50-90 % din numărul total de
tiobacili, ajungând la concentra ții maxime de 450 germeni/g
mâl.
Bacteriile din grupurile Th. thioparus și Th. thiooxidans
se găsesc în num ăr mai mic, maximul de terminat în ambele
cazuri fiind de 25 celule/g mâl umed.

86Privind în ansamblu circuitul microbian al sulfului se
poate aprecia c ă doar germenii sulfato-reduc ători reprezint ă un
element activ și continuu, celelate grupe de bacterii fiind slab
reprezentate sub raport cantitativ.
În acest context, activit atea germenilor din forma ția
ecologică "sulfuretum" se manifest ă doar prin degajarea
hidrogenului sulfurat în procesul sulfato -reducerii, la nivelul
sedimentelor.
În absen ța unei dezvolt ări semnificativ e a bacteriilor
oxidante ale compu șilor redu și ai sulfului, oxidarea
hidrogenului sulfurat nu se face decât în mic ă măsură pe cale
biochimic ă, sugerând astfel carac terul ei pur chimic.

2.4.4.3. Microdistribu ția popula țiilor la interfa ța
sediment-ap ă
Este știut că cele mai importante procese fizico-chimice
și biochimice dintr-un ec osistem acvatic se desf ășoară la
interfețe (Stamn, 1973).
Între acestea, reac țiile la interfa ța sediment-ap ă sunt de
cea mai mare importan ță pentru echilibrul dinamic și evoluția
calității apelor stagnante, cu rol decisiv în compozi ția definitiv ă
a sedimentelor (Oce vski, 1966; Olah, 1973).
Analizele bacteriologice orientate în scopul cunoa șterii
dinamicii elementelor vii și moarte ale ecosis temului la acest
nivel au urm ărit determinarea simultan ă a unor grupe ecologice
de germeni în apa adiacent ă sedimentelor, pân ă la 30 cm
distanță de suprafa ța acestora.
Pe baza datelor consemnate se constat ă că în primii 20 cm
de apă de deasupra sedimentelor se produce o spectaculoas ă
creștere cantitativ ă a tuturor grupelor de germeni.
Astfel amonificatorii , de la concentra ții de ordinul miilor
de celule/ml la orizonturile de 20-30 cm de fund ating în apa
adiacentă sedimentelor valori de ordinul zecilor de mii și chiar
peste 100.000 celule/ml (fig. 29).
Nitrificatorii au acela și sens de evolu ție, cu deosebirea
că diferențele între orizonturile de 20-30 cm, și cel profund (10
cm) sunt ceva mai mici.

872.4.4.4. Aportul bacte riosintezei la produc ția primar ă
Sinteza primar ă a materiei organice este, de obicei,
factorul determin ant al productivit ății biologice a ecosistemelor
acvatice. Excep țiile exist ă totuși și ele se refer ă, în primul rând,
la lacurile de acum ulare unde, ca urmare a aportului alohton de
substante organice și bioseston, minera lizarea poate dep ăși,
uneori, produc ția primar ă autohton ă (Wimberg G.G., 1972).
Principalii rea lizatori ai produc ției primare îi constituie
cenozele algale (fitoplanctonul, perifitonul și microfitobentosul)
și macrofitele acvatice.
În acela și timp, în anumite condi ții ale mediului,
determinate de caracteristicel e fiziografice primare, de
amploarea și caracterul circuitului biogen al nutrien ților,
anumite grupe sistematice de b acterii pot contribui, în m ăsură
variabilă, la ridicarea nivelului si ntezei organice primare.
Aceste bacterii pot fi reunite în dou ă mari categorii, dup ă
sursa de energie pe car e o folosesc: fototrofe și chimiotrofe.

Bacteriile fotosintetizante
Modul de via ță fotoautotrof al bact eriilor, spre deosebire
de ceilalți fototrofi, se întâlne ște în lipsa oxigenului, în condi ții
anaerobe.
Bacteriile fototrofe sunt r ăspândite în natur ă, în fiecare
bazin acvatic și în sol (Kondratie va E.N., 1963).
Winogradsky ar ăta încă din 1888 c ă germenii din grupul
bacteriilor fotosintetizante sunt r ăspândiți în toate bazinele
acvatice dar nu atrag aten tia decât la o abunden ță deosebit ă.
Prezența lor în cantitate apreciabil ă este posibil ă doar în
bazinele de tip stagna nt în care se degaj ă o mare cantitate de
hidrogen sulfurat și se menține o zon ă profundă anaerobă.
Aportul fotosintezei bacteriene la produc ția primar ă nu
este în momentul de fa ță acceptat.
Lackey (1965), f ăcând o sintez ă asupra bacteriilor
sulfuroase din diferite ecosiste me acvatice, ajunge la concluzia
că "la primul nivel trofic este greu a atribui bacteriilor
sulfuroase un rol specific" . El folose ște în acest scop
argumentul c ă sulfobacteriile foto trofe din Marea Neagr ă, de

88exemplu, abundente în orizonturi inferioare adâncimii de 180 m,
se dezvolt ă în întuneric și ca atare nu pot fotoasimila bioxidul
de carbon, pe baza oxid ării hidrogenului sulfurat. De altfel, și
alți autori acord ă importan ța cuvenit ă factorului lumin ă
(Czeczuga B., 1968; Gemerden Van H., 1967; Kondratieva
E.N., 1963; Pfening N., 1967), dar accept ă că în bazinele de
mică adâncime, în special în cele eutrofe și meromictice, pot
apare condi ții favorabile unei dezvolt ări masive a acestor
microorganisme.
Producția lor, considerat ă de o serie de autori ca produc ție
primară (Czeczuga B., 1968; Davis CH., 1963; Dussart B.,
1966), poate atinge valori înse mnate, comparabile cu ale
fitoplanctonului.
La nivelul actual de informat ii, este greu de stabilit
adâncimea limit ă la care se pot dezvolta bacteriile fototrofe în
bazinele acvatice.
Se știe că intensitatea luminii determin ă capacitatea de
asimilare a bioxidului de car bon. Astfel, d ezvoltarea lui
Rhodopseudomonas la intensitate redus ă a luminii se face în
sistemul fotoheterotrof, iar la intensitate mare în istem autotrof.
La Chromatium viteza de înmul țire este mai mare la o
intensitate ridicat ă a luminii.
Totuși, unele cercet ări de laborator au dus la rezultate
diferite în problema utiliz ării radia țiilor luminoase de c ătre
fototrofii bacterien i; astfel, consumul de energie luminoas ă
pentru reducerea unei molecule de bioxid de carbon de c ătre
Chromatium ar fi de 4 cuante dup ă Wassink și doar de 0,1-0,8
cuante dup ă Roelofsen.
De asemenea, eficac itatea transform ării energiei cuantice
în energie chimic ă ar fi de 0,5% dup ă Griffon și de 8% dup ă
Duysens, valori care difer ă foarte mult și care demontreaz ă
greutatea aprecierii exacte, a intensit ății limită la care se pot
dezvolta fototrofii obliga ți (Kondratieva E.N., 1963).
În ceea ce prive ște capacitatea de penetra ție a radia țiilor
luminoase în ap ă se știe că în bazinele acvatice lumina p ătrunde
mai mult sau mai pu țin în profunzime, în func ție de caracterul
bazinului și de pozi ția lui geografic ă.

89 Teoretic vorbind, di fuzia ar trebui s ă se facă, într-un
mediu optim, pân ă la 173 m (Dussart B. , 1966), dar practic ea
nu depășește 60 m.
În plus, pân ă la aceast ă adâncime nu p ătrund decât
radiațiile cu lungime de und ă mică (sub 600 nm), intensitatea
limită pentru men ținerea unei activit ăți fotosintetice p ăstrându-
și numai radia țiile cu lungime de und ă de 450-470 nm, și
aceasta doar în cazul apei ma rine, mult mai transparent ă decât
cea a lacurilor.
În bazinele contin entale zona eufotic ă este mult mai
redusă pe vertical ă, prezența și dezvoltarea bact eriilor fototrofe
fiind cantonat ă la adâncimi care nu dep ășesc 20 m (Kuznetzov
S.I., 1970).

Bacteriile chimiosintetizante
O serie de produ și metabolici elimina ți de organisme în
apă și sedimentele bazinelor acva tice constituie substratul
pentru ob ținerea energiei necesare în desf ășurarea activit ăților
vitale la o serie de microorganisme.
Biosinteza primar ă, în acest caz, se datoreaz ă unor
bacterii autotrofe care fixeaz ă bioxidul de car bon cu ajutorul
energiei ob ținute prin oxidarea unor elemente și compu și
anorganici (H 2, NH 4, H 2S, S, S 2O3, Fe++) și organici (metanol,
acid formic, etc.).
Asimilația bioxidului de carbon în lipsa luminii este
realizată de trei grupe de microorga nisme, care se deosebesc
prin consumul diferit de bioxid de carbon utilizat in biosinteza
(Sorokin Y.I., 1965).
În primul grup intr ă microbiota heterotrof ă curentă, care
realizeaz ă descompunerea substan țelor organice solubile
folosind pentru sinteza primar ă CO 2 în procent de 3-5% din
carbonul necesar. Acest tip de b acterii se poate întâlni la
suprafața bazinelor eutrofe și mezotrofe, sau în întreaga coloan ă
de apă în bazinele oligot rofe, care nu au o zon ă anaerobă.
În a doua grup ă intră bacteriile care oxideaz ă produșii
organici simpli, rezulta ți din descompunerea anaerob ă (metan,
metanol, acid formic, etc.).

90Ele folosesc CO 2 în procent de 30-90% din carbonul
necesar în biosinteza , fiind un grup intermed iar între heterotrofi
și autotrofi.
Al treilea grup de bacterii chimiotrofe sunt strict
autotrofe, sintetizându- și toți compu șii necesari pe baza
bioxidului de car bon necesar ca singur ă sursă de carbon.
Din punct de vedere sistematic, bacterii le chimioautotrofe
care pot juca un anumit rol în produc ția primar ă a lacurilor
aparțin la urm ătoarele grupe (genur i sau familii):
4. nitrobacteriile, bacterii care oxideaz ă
amoniacul la s ăruri azotoase și apoi azotice;
5. thiobacilii, bacterii care oxideaz ă compușii
reduși ai sulfului;
6. ferobacteriile, hidroge n-bacteriile, metan-
bacteriile, cu un aport redus la produc ția
primară a bazinelor acvatice.
Procesul chimiosintezei bacterie ne în lacuri este deosebit
de activ la zona de interfa ță a straturilor aerobe și anaerobe ale
apei și depinde de intens itatea procesului de descompunere a
materiei organice, în urma c ăruia se elibereaz ă compuși reduși
cu molecul ă mică.
Sursa principal ă de energie pentru organismele
chimioautotrofe o reprezint ă hidrogenul sulf urat, hidrogenul,
metanul și amoniacul.
Oxidarea acestora de c ătre bacterii este un factor
recunoscut nu numai în ce prive ște dinamica oxigenului în
bazinele acvatice ci , în anumite situa ții, poate avea un rol
important în produc ția primar ă, mai ales în lacu rile meromictice
și în cele cu o zon ă anaerobă constant ă.
Masa apei este, în general, lipsit ă de bacterii chimiotrofe
și doar în sedimente le-a fost semnalat ă prezența.
Dintre bacteriile strict autotrofe, ferobacteriile se
întâlnesc foarte rar și doar thiobacilii și mai ales nitrobacteriile
reprezint ă componente consta nte ale bioceno zelor bentale.
Deși grupele func ționale de thiobacili și nitrificatori sunt
relativ mai numeroase decât bact eriile fototrofe, amploarea și
arealul dezvolt ării lor scot în eviden ță rolul minim în biosinteza

91primară, în cre șterea rezervei de materie organic ă figurată,
activitate specific ă organismelor acvatice încadrate la primul
nivel al circuitului tr ofic al ecosistemului.

2.4.4.5. Rolul microorganis melor în mineralizarea
substanțelor organice
Materia organic ă, solubil ă sau figurat ă, nu se poate
menține intact ă în mediile naturale.
Germenii microbieni, prezen ți în toate bazinele acvatice,
însoțesc corpul vie țuitoarelor înc ă din perioada deplinelor
capacități vitale (Lear W.D., 1967; Rigomier D., 1967; Ruschke
R., 1967) astfel c ă inocularea cadavr elor organismelor
plactonice are loc înc ă înainte de pi eirea acestora.
Situația este similar ă pentru biocenozele bentale, poate
chiar mai pregnant decât la cele planctonice, concentrarea
germenilor în aceste zone f ăcând imposibil ă sterilitatea
organismelor.
Unele cercet ări efectuate cu scopul de a determina
aportul zooplanctonului la r ăspândirea microorganismelor în
ape au constatat prezen ța unui mare num ăr de germeni de
copepodele vii (Ruschke R., 1967).
La aceasta se poate ad ăuga si că foarte multe organisme
zooplanctonice filtreaz ă cantități apreciabile de ap ă care con țin
și microorganisme vi i, multe saprof ite, astfel c ă în momentul
pieirii acestor nevertebrate inocularea este atât extern ă cât și
internă.
Fără îndoială, o parte din ele sunt afectate de fermen ții
gastrici ai acestor larve, dar nu în to talitate, astfel c ă porțiunea
posterioar ă a tractusului dige stiv cuprinde înc ă numero și
germeni în stare viabil ă.
Sintetizând o serie de cuno ștințe în problemele
descompunerii materiei or ganice în hidrosfer ă, Vallentyne
(1962) a formulat teoria selec ției gravita ționale , ca prim factor
în determinarea cursul ui acestui proces.

92Conform acestei teorii, compu șii organici sunt încadra ți
în trei grupe:
• molecule dizolvate, influen țate puțin de for ța de
gravitație a pământului;
• substanțe insolubile, mai u șoare decât mediul
lichid, care stau în zona de suprafa ță a hidrosferei;
• particule dense, ce se depun și se acumuleaz ă în
sedimente.
Deoarece procesele biochimice sunt mult mai intense la
contactul cu oxigenul atmosferic, substan țele organice din
grupele a și b tind spre descompunere complet ă, în timp ce
acelea din grupa c r ămân parțial nedescompuse.
Din punct de vedere chimic factorul principal ce
condiționează gradul de mineralizare este solubilitatea.
Substanțele organice solubile au mai multe șanse de a se
menține în zona activit ății biochimice (masa apei), în timp ce
compușii insolubili ajung, mai de vreme sau mai târziu, s ă se
acumuleze în sedimente, unde mineralizarea este par țială.
În sfârșit, din punct de vedere biochimic, descompunerea
este posibil ă numai în prezen ța microorganismelor vii, intacte.
Deși s-au găsit o serie de enzime în soluri și în ape, nu
este evident ă stabilitatea lor, în primul rând, și concentra ția
necesară unei activit ăți biochimice, în al do ilea rând, pentru a li
se acorda importan ță în procesul mineraliz ării (Jannasch ,
1964).
De aceea, procesele de mine ralizare se da toresc, direct
sau indirect, activit ății microorganismelor.
Excepțiile sunt pu ține și ele se refer ă la autoliz ă și
degradare prin digestie animal ă.
Rolul bacteriilor în descompunera substan țelor organice
este determinant, de și s-a constatat o anumit ă contribu ție din
partea algelor planctonice și bentonice, a flagelatelor și fungilor
(Wood , 1963).
În studiul proceselor de mi neralizare principala aten ție
s-a acordat determin ării unor grupe fizi ologice de germeni
capabili s ă descompun ă diferiți compuși organici.

93Din acest punct de vede re a interesat mai pu țin
apartenen ța sistematic ă a speciilor, privit ă și prin prisma
dificultăților de determinare, ceea ce a avut ca rezultat o
informare mai restrâns ă asupra compozi ției specifice a
microorganismelor.

2.4.4.6. Impactul proces elor microbiene asupra
regimului chimic al apei
Chimismul apei și sedimentelor din ecosistemele acvatice
este dependent de o se rie de factori biotici și abiotici, autohtoni
și alohtoni: substrat ul geochimic al cuvetei lacustre și bazinului
de alimentare al afluen ților, regimul hidrologic și climatic al
zonei, amploarea dezvolt ării biocenozelor și a aportului alohton
de organisme și substan țe organice din râurile tributare și
versanții lacului.
Manifestarea acestor fact ori este strâns legat ă de
caracteristicile morfome trice ale bazinului lacustru, de zona
geografic ă în care se afl ă amplasat, de intensitatea și direcția de
acțiune a factorului antropic, mai ales în cazul lacurilor
artificiale.
În dinamica regimului chimic al ecosisteme lor lacustre,
procesele biochimice realiz ate de microorganisme de țin un rol
preponderent în regimul prin cipalelor elemente biogene
(Wimberg, 1972).
Prin cunoa șterea ecologiei microor ganismelor acvatice,
s-au găsit explica ții la numeroase fe nomene particulare
specifice ecosistemelor lentice.
Un element indispensabil vie ți i d e c a r e s e l e a g ă toate
activitățile vitale ale or ganismelor aerobe este oxigenul.
Concentra ția acestuia este în general suficient ă pentru a
asigura procesele meta bolice specifice organi smelor aerobe, cu
valori maxime care urc ă până la 13 mg/1, iar minimele nu
coboară in masa apei sub 5 mg/1 O 2.
Distribuția lui în diferitele ar eale ale lacului, cât și
evoluția sezonal ă demonstreaz ă o strâns ă dependen ță de
procesele biochimice au tohtone, aces tea din urm ă fiind

94dependente la rândul lor de ansa mblul factorilor fizico-chimici
caracteristici ecosistemului.
În regimul hidrochimic al lacu rilor un rol foarte important
pentru amploarea fenomenelor biologice revine dinamicii
formelor organice și anorganice ale azotului, în primul rând a
azotiților, azota ților și amoniului.
Evoluția lor este strâns legat ă de activitatea organismelor
cu rol esen țial la prima și ultima verig ă a lanțului trofic,
respectiv a produc ătorilor primari și descompun ătorilor.
Azotații reprezint ă un constituient chimic permanent, cu
oscilații cantitative în juru l valorii de 1 mg/1.
În evolu ția lor sezonal ă în masa apei in tervin activ mai
multe grupe de microorganisme.
În primul rând fitoplanctonul și bacteriile denitrificatoare,
răspunzătoare de reducerea concentra ției azota ților; în al doilea
rând bacteriile nitrific atoare, care realizeaz ă un proces opus.
Ca urmare a fenomenelor intense de fotosintez ă a
fitoplanctonului declan șate în prim ăvară, din luna mai are loc o
scădere a valorii azota ților din masa apei, care se men țin la
concentra ții sub 1 mg/1 în zona trofogen ă, în lunile iulie-
septembrie.
În sezonul cald și în special în interv alul iulie-octombrie,
la reducerea concentra ției azota ților contribuie și
microorganismele denitrific atoare, care se dezvolt ă abundent în
această perioadă.
Rolul lor în s ărăcirea lacului în azota ți este îns ă mult mai
slab, dat fiind c ă se dezvolt ă intens mai ales la concentra ții ale
NO 3 superioare valorii de 1 mg/1.
Datorită faptului c ă atât denitrif icatorii cât și mai ales
fitoplanctonul consum ă azotații în stratul trofogen și în general
în epi-metalimnion, în zonele profunde ale apei (sub 30 m),
variația concentra țiilor sărurilor azotate este mult mai slab ă și
nu coboar ă sub 1 mg/1.
În anotimpul rece (noiembrie-februarie), când atât
producția primar ă cât și denitrificarea se reduc mult ca
intensitate, concentra ția azotaților se uniformizeaz ă în toat ă

95coloana de ap ă sub influen ța procesului de nitrificare și a
amestecului apei în interv alul homotermiei de toamn ă.
În ceea ce prive ște azotiții și amoniul, dinamica lor este
strâns legat ă de procesele bacterie ne de mineralizare a
substanțelor organice azotat e, oxidarea amoniacului și
denitrificarea.
Datorită solubilit ății și difuziei în ap ă, amoniacul este
decelabil numai în urma unor active metaboliz ări ale
substanțelor proteice, aminoacizi, uree, etc. realizate de
microorganismele amonificatoare.
În asemenea condi ții, specifice pe rioadei de var ă, amoniul
ajunge în masa apei la valori medii de 0,2 mg/1, în cazuri
izolate dep ășind chiar 0,4 mg/1.
Este interesant de remarcat c ă simultan sau ulterior
degajării intense a amoni ului se realizeaz ă și oxidarea acestuia
la azotiți.
Faptul că numărul bacteriilor n itrificatoare este în general
foarte mic (sub o celul ă/ml în masa apei), chiar atunci când
nitriții apar în concentra ții ceva mai ridica te, se datoreaz ă
probabil unor cauze metabolice, bacteriile nitrificatoare
dezvoltându-se greu în condi ții statice (Jannach H.W., 1962),
caracteristice metodelor utiliz ate pentru determinarea lor.
Un indicator hidrochimic st râns legat de activitatea
organismelor acvatice este bioxidul de carbon.
În urma circula ției de toamn ă el este prezent în toat ă
masa apei lacului.
Odată cu instalarea proces elor intense de produc ție
primară el dispare, fiind inte grat în materia organic ă nou
formată.
Pe toat ă durata stagna ției de var ă (mai-noiembrie)
concentra ția bioxidului de carbon din masa apei este sub limita
de decelare. Doar în l unile iulie-august, în sta țiile profunde (sub
40 m) el reapare ca urmare a pr oceselor intense de metabolizare
din zona trofolitic ă (în lipsa produc ției primare de la aceste
orizonturi) și mai ales din sediment e. În ceea ce prive ște
hidrogenul sulfurat, acesta nu a fost g ăsit în concentra ții
decelabile în apa lacurilor de și, prezen ța uneori abundent ă a

96bacteriilor sulforeduc ătoare, sugereaz ă degajarea lui la nivelul
sedimentelor.
Dat fiind c ă microbiota oxidant ă a compu șilor redu și ai
sulfului, inclusiv a hidrogenului sulfurat, este slab reprezentat ă
atât în sedimente cât și în masa apei, se impune concluzia c ă
H2S este oxidat pe cale chimic ă, ca urmare a prezen ței
oxigenului pân ă în straturile cele mai profunde ale apei.

2.4.4.7. Mi crobiota saprob ă
Studiile microbiologice ale ecosistemelor acvatice bazate
pe determinarea germenilor saprofi ți dețin un loc aparte datorit ă
faptului c ă reprezint ă grupa cea mai larg studiat ă, atât ca areal
geografic cât și ca frecven ță.
Analizele bacteriologice sanitare și cercetările efectuate
în cadrul studiilor hidrobiologice complexe au ca obiectiv, în
mod curent determinarea bacteriilor saprofite și coliforme.
În unele lucr ări sanitare, bacteriile saprofite determinate
pe medii cu pepton ă ca sursă pricipală de azot sunt considerate
chiar ca reprezentând "numărul total de germeni" (Bălteanu E.,
1963).
În cercet ările limnologice, bacter iile saprofite sunt
asimilate adesea cu microbiot a amonificatoare (Kuznetzov,
1970), dat fiind c ă mediile de cultur ă folosite nu difer ă prea
mult.

2.4.4.7.1. Indicatori micr obieni de poluare fecalo-
menajeră a lacurilor
Aprecierea calit ății bacteriologice sa nitare se poate
realiza prin determinarea simultan ă a următorilor indicatori de
poluare fecalo-menajer ă:
– numărul total de germeni saprofi ți psichrofili
dezvoltați la 22°C;
– numărul total de germeni saprofi ți mezofili care se
dezvoltă la 37°C;
– numărul probabil de germen i coliformi totali.
Bacteriile saprofite psihrofile alcătuiesc microbiota
proprie a ecosistemel or acvatice în condi ții naturale, fiind

97implicate în descompunerea și mineralizarea materialului
organic. Rail și Hil (1981) arat ă că bacteriile saprofite se
remarcă printr-o activitate metabolic ă ridicată, reacționând
foarte rapid la schimb ările survenite în mediu fa ță de restul
bacteriilor. Ele reflect ă, indirect, con ținutul de substan țe
organice biodegradabile.
Numărul de germeni saprofi ți psichrofili, ca valori
absolute, este asem ănător cu cel al bacter iilor heterotrofe,
datorită compozi ției chimice apropiate a mediilor de cultur ă
folosite pentru evaluarea celor dou ă grupe de bacterii.
Din acest punct de vedere es te interesant de observat și
comparat valorile cantitative ale germennilor psichrofili și
mezofili, știut fiind c ă cea de-a doua grup ă reflectă nivelul de
impurificare a apelor cu substan țe și microorganisme alohtone
(tabelul 2.9.).
În lacul Vaduri media geometric ă a valorilor lunare indic ă
o apropiere cantitativ ă a celor dou ă grupe de bacterii, raportul
fiind de 1,3 in favoa rea psihrofililor (M ăzăreanu C., Jâpa f.,
1999).
Se cunoa ște faptul c ă un raport mai mare ca 3 între
bacteriile psihrofile și cele mezofile indic ă o apă pretabil ă
pentra alimentarea popula ției, dacă nu con ține alți indicatori
fizico-chimici și biotici restrictivi.

Bacterii indica toare ale calit ății sanitare din ap a unor lacuri de
baraj de pe cursul infe rior al râului Bistri ța (media
geometric ă anuală) (Măzăreanu C., Jâpa F., 1999)
Tabelul 2.9
L a c u I Grupa de bacterii Stația
Vaduri Gârleni Șerbănești
Coadă 9.000 39.000 16.000
Centru 10.000 122.000 21.000 Germeni saprofi ți
psihrofili (22°C)
(celule/ml ) Bara j 9.500 36.000 30.000
Coadă 7.000 50.000 6.000
Centru 5.500 48.000 3.000 Germeni saprofi ți
mezofili (37°C)
(celule/ml) Bara j 2.500 23.000 3.600
Coliformi Coadă 3.000 7.000 13.000

98Centru 800 3.000 39.000
Baraj 100 6.000 9.000
Germenii coliformi, indi catori fideli ai polu ării fecale,
sunt prezen ți în planctonul lacurilor în num ăr moderat,
corespunz ător nivelului oligosaprob de poluare (Sladecek,
1973).
Coliformii totali au o inciden ță redusă în lacul Vaduri; în
orizontul de 0 m num ărul lor este de ordinul sutelor și miilor de
celule/1, rareori dep ășind aceste valori. Ei se încadreaz ă sub
limita maxima admisa de STAS 4706-88 pe ntru apa din
categoria I -a de folosin ță (Mazareanu C., Japa F., 1999)
Nivelul de impurificare fecalo-menajer ă este redus și în
lacul Gârleni, unde num ărul coliformilor este de ordinul sutelor,
miilor și zecilor de mii, nedep ășind valorile maxi me admise de
STAS-ul amintit.
În limite acceptabile se g ăsesc coliformii și în lacul
Șerbănești, chiar dac ă numărul lor absolut este superior fa ță de
cel determinat în lacurile Vaduri și Gârleni. (Mazareanu C.,
Japa F., 1999). În aprecierea ni velurilor de saprobitate a
bazinelor se utilizeaz ă unii indicatori bacter iologici (coliformi,
germeni psichrofili) și hidrochimici ( oxigen dizolvat, H 2S)
propuși de Sladecek (1973) – tabelul 2.10.
Valori ale unor parametrii ba cteriologici si hidrochimici
corespunzatoare nivelurilor de saprobitate (dupa Sladecek,
1973)
T a b e l u l 2 . 1 0 .
Nivel de
saprobitate Coliformi/l Psichrofili/
ml CBO5 mg/l O2 mg/l H2S mg/l
Limnosaprob xenosaprob oligosaprob
ß mezosaprob
α mezosaprob
polisaprob
10.000
50.000
100.000
1.000.000
30.000.000
10.000 10.000
50.000
250.000
2.000.000
1
2,5
5
10
50
8(2) 6(5)
4(10)
2 15) 0,1(100)
0
0
0
0
0,1
Valorile din paranteze sunt pentru apele statatoare

992.4.4.8.. Evalua rea troficita ții ecosistemelor lacustre
Încadrarea bazinelor acvatice în diferite clase de
troficitate, pe baza caract eristicilor fi zico-chimice și
hidrobiologice, constituie o preo cupare a studiilor limnologice,
cu reale implica ții teoretice și aplicative (Vollenweider R.A.,
1971).
Valorificarea, în aces t scop, a tuturor observa țiilor și
determin ărilor hidrobiologice este, f ără îndoială, calea spre
concluzii valabile, conf orme cu realitatea.
În același timp, fiecare aspect st udiat în parte, fiecare
verigă trofică cunoscut ă oferă elemente utile, uneori
determinante, în apreci erea stadiului de evolu ție a ecosistemelor
acvatice, a sensului și ritmului acestei evolu ții.
Utilizarea microorganismelor și a proceselor pe care
acestea le realizeaz ă ca indicatori ai nivelului trofic și a
evoluției ecosistemelor lacu stre pe calea eutrofiz ării a căpătat o
importan ță recunoscut ă în ultimul timp, datele ob ținute în
cercetarea microbiotei bacter iene completând ansamblul
indicatorilor chimici și biologici ce s-au im pus din acest punct
de vedere (în primul rând fosforul, azotul și produc ătorii
primari).
În acest sens, o seri e de autori au alc ătuit clase de
troficitate plecând de la dezvoltarea cantitativ ă a
bacterioplanctonului, în primul rând a celui determinat prin
metode directe (Romanenco V .I., 1965; Kuznetzov S.I., 1970;
Schegg, 1971).
Luând în considerare criterii le generale de apreciere a
bogăției unei ape în elemente biogene și viețuitoare, se pot
analiza rezultatele cercet ărilor microbiologice în scopul
stabilirii nivelului de troficitate și a procesului de eutrofizare
din lacurile de baraj.

2.4.4.8.1 Criterii generale de evaluare a troficit ății
ecosistemelor acvatice
În evoluția unei acumul ări de apă, naturală sau artificial ă,
au loc ample modific ări cantitative și calitative ale indicatorilor

100fizico-chimici și biocenotici, în strâns ă dependen ță cu factorii
externi naturali sau antropici.
În dinamica anual ă, secular ă sau milenar ă, fiecare
ecosistem limnic se g ăsește, la un moment dat, într-un stadiu
care poate fi delimitat și raportat la un anumit nivel trofic
(oligotrof, mezotr of sau eutrof).
O serie de lucr ări au încercat s ă sintetizeze bogatul
material informa tiv rezultat din studii limnologice și să
fundamenteze criteriile de apre ciere a nivelului trofic al
bazinelor acvatice continenta le (Hutchinson G.E., 1967;
Kuznetzov S.I., 1970; Schegg, 1971; Vollenweider R.A., 1971;
Mitchell R., 1972).
Indicatorii chimici și în special fosforul și azotul
constituie elementele de referin ță utilizate cel mai des pentru
stabilirea poten țialului trofic al unui ecosistem.
Pe baza concentra ției lor în masa apei s-au întocmit mai
multe clase de troficitate din car e se desprind, cel mai adesea,
doi termeni de baz ă; oligotrofie și eutrofie.
Pentru a defini situa ții intermediare sa u extreme se mai
introduc și alte niveluri: ultraoligotrof, mezotrof,politrof ,
(tabelul 2.11.).
Concentra ția azotului în lacurile cele mai curate este
destul de sc ăzută fiind , în general, sub 0,2 mg/1, în cele eutrofe
depășind 0,5 mg/1, pe fondul unei varia ții ale claselor care
diferă de la autor la au tor (tabelul 2.12).
Între cele dou ă extreme se interpun valorile care indic ă
un stadiu intermediar de trofie (mezotrofie), cu limite ce se
suprapun de obicei peste valorile cuprinse la clasele extreme.
În ceea ce prive ște fosforul, care se consider ă adesea
indicator mai fidel al poten țialului nutritiv al bazinelor acvatice,
se întâlne ște în concentra ții mult inferioare ce lor ale azotului, în
toate tipurile de lacuri.
În lacurile s ărace, concentra ția lui este sub 0,010 mg/ml
după unii autori, ajungând îns ă la 0,030 – 0,040 mg/ l dup ă alții.

101Limite de variatie ale unor el emente biogene în lacuri cu
nivele trofice diferite
Tabelul 2.11.
Autorul Tipul trofic Elementul (mg/1)
Azotul total Fosforul total
Sakamoto, 1966 Oligotro
Mezotro
Eutrof 0,020-0,200
0,100-0,700
0,500-1,300 0,002-0,020
0,010-0,030
0,010-0,090
Stumm, 1971 Oligotro
Eutrof – 0,010-0,040
0,030-1,500
Vollenwieder, 1971 Ultra-oligotrof
Oligo-mezotrof
Mezo-eutrof
Eu-politrof <0,2
0,200-0,400
0,300-0,650
0,500-1,500 < 0,005
0,005-0,010
0,010-0,030
0,030-0,100
Mitchell, 1972 Oligo-mezotrof
Eutrof – 0,010-0,040
0,030-1,500
ICPGA, 1974X Oligotrof
Mezotrof
Eutrof 0,400
0,600
0,800 0,030
0,100
0,150

În bazinele eutrofe varia ția concentra ției fosforului total
este destul de ampl ă, de la 0,010 – 0,150 mg/1 și chiar si mai
mult.
Explorând datele tabelului se desprinde dificultatea de a
aprecia cu precizie nivelul trofic al unui lac datorit ă limitelor de
variație care se întrep ătrund adânc.
Lacuri care, dup ă Vollenwieder se consider ă mezo-
eutrofe, dup ă ICPGA sunt la nivelu l de oligotrofie.
Aceasta eviden țiază limitele utiliz ării indicatorilor
chimici în stabilirea corect ă a poten țialului trofic al
ecosistemelor lentice, necesitatea complet ării lor cu datele
hidrobiologice.

102Variația concentra ției fitoplanctonului ( volum celular, mm/l
in diferite tipuri tr ofice de lacuri (dup ă Vollenwieder, 1971)
Tabelul 2.12.
Autorul Tipul lacului Volum celular algal
Ruthner, 1959
(lacuri din nordul
Italiei) Oligotrof
Mezotrof
Eutrof 0,13-1,60
2,60
1,60-5,60
Rodhe, 1958
(lacuri din
Suedia) Oligotrof
Eutrof 0,20-0,40
6,00-11,00
Pavoni, 1964
(lacuri din
Elveția) Oligotrof
Mezotrof
Eutrof –
2,00-5,50
3,00-26,40
Findenneg,
1964 (lacuri din
Austria) Oligotrof
Mezotrof
Eutrof 0,50-1,60
0,40
2,90-5,50
Elster și Motsche
(lacuri din sudul
Germaniei) Oligotrof
Mezotrof
Eutrof 1,60
1,2
3,60-7,00

Din biocenozele acvatic e, au fost analiza ți produc ătorii
primari și în primul rând fitoplanctonul.
Din datele tabelului 2.14 se poa t e c o n s t a t a , p e
lângă marea varietat e în abunden ța fitoplanctonului în
lacuri cu diferite niveluri trofice, și existența unor diferen țe mai
clare între ecosistemele aflate la extremele poten țialului
bioproductiv.
Astfel, volumul celular al fi toplanctonului în lacurile
oligotrofe este inferi or valorii de 1,6 mm3/l, în timp ce în
bazinele eutrofe este s uperior acestei valori.
Criteriul microbiologic este utilizat în aprecierea
dinamicii ecosistemelor acvati ce în special sub aspectul
numărului total de bacterii.

103În acest sens, valorile canti tative de ordinul sutelor de
mii de celule/ml se grupeaz ă în categoria lacurilor oligotrofe,
iar cele de ordinul milioanelor de celule/ml în clasa lacurilor
eutrofe.
Ca și în cazul indicatorilor chimici și al fitoplanctonului,
lacurile mezotrofe, ca stadiu de evolu ție pe calea eutrofiz ării,
ocupă o poziție intermediar ă sub aspectul num ărului de bacterii
(tabelul 2.13.).

Numărul total de bacterii din apa unor lacuri cu diferite grade
de troficitate
Tabelul 2.13.
Tipul
lacului Denumirea lacului Numărul total de
bacterii/ml
Oligotrof Baikal (Kuznetzov, 1970)
Windermerre (Collins, 1962)
Ladoga (Kuznetzov, 1970)
Feldsee (Schegg, 1971)
Izvorul Muntelui
(Măzăreanu, 1968)
Ostrovo (Oocevschi, 1960) 50.000-00.000
108.000
100.000-300000
200.000-500.000
70.000-920.000

470.000-970.000
Mezotrof Pertozero
(Kuznetzov 1970)
Plonersee
(Schegg,1971)
Titisee (Schegg, 1971)
Glubokoe
(Kuznetzov,1971)
Norotch
(Wimberg, 1972) 650.000

1.000.000

660.000-1.200.000
1.000.000-1.400000

800.000-3.000.000

104Eutrof Beloe
(Kuznetzov, 1970)
Petersko
(Ocevschi, 1960)
Rotsee
(Schegg, 1971)
Beloe
(Kuznetzov, 1970)
Rîbinsk
(Kuznetzov, 1959)
Batorine
(Wimberg, 1972) 2.200.000

1.800.000-2.600.000

2.000.000-3.600.000

4.000.000

1.600.000-2.700.000

3.000.000-1.000.000

Pe baza criteriilor prezenta te se pot desprinde câteva
concluzii:
– în primul rând se poate aprecia c ă limitele cantitative
preconizate pentru diferi ți indicatori (chimici sau biologici) sunt
uneori destul de aproximativi.
– în al doilea rând, utilizarea unui singur criteriu nu
asigură o privire de ansa mblu asupra productivit ății biologice a
ecosistemului studiat, parametr u general prin care se poate
aprecia integralitatea biocenozelor și transferul optim de
substanță și energie în cadrul lan țului trofic, ca factor intern
determinant î dinamica nutrien ților și evolutia lacului pe calea
eutrofizării.
De aceea se impune studiul li mnologic complex, pentru a
surprinde atât caracter isticile generale cât și parlicularit ățile de
manifestare ale dinamic ii elementelor biotice și abiotice ale
mediului, pentru ob ținerea unei imagini de ansamblu asupra
stadiului trofic al ecosistemului și a prognozei evolutiei
productivit ății lui.

1052.4.4.8.2. Indicatori microbieni ai procesul ui de eutrofizare a
lacurilor

În anul 1999, C-tin M ăzăreanu și Florentina Jâpa au
efectuat un astfel de studiu asupra apelor lacului Izvorul
Muntelui, din Bazinul Râul ui Siret, constatând urm ătoarele:
Creșterea resurselor biogene al e ecosistemelo r lacustre
este un proces natura l, finalizat la scar ă geologic ă cu
eutrofizarea, colmatarea și transformarea într-un alt tip de
ecosistem.
Această succesiune ecologic ă este lent ă în cazul lacurilor
naturale, dar accelerat ă la acumul ările artificiale rezultate prin
bararea râurilor, în corela ție cu volumul de ap ă acumulat,
respectiv dimensiun ea cuvetei lacustre.
Lacul Izvorul Muntelui a parc urs peste trei decenii de la
formare, interval de timp suficient pent ru a se putea remarca
dinamica multianual ă a condi țiilor de biotop și biocenozelor
caracteristice.
Transportul de aluviuni din ba zinul hidrografic al râului
Bistrița a contribuit la acumularea unor depuneri sedimentare,
mai consistente în sectoral superior al lacului.
Particulele sedimentate, cât și cele fine care parcurg
distanța până la baraj în masa apei, con țin și importante resurse
de elemente biogene.
Acestea intr ă în circuitul bioc himic atât sub ac țiunea
biocenozelor planctonice și bentonice cât și prin dinamica
maselor de ap ă din perioada circula țiilor de prim ăvară și
toamnă.
Efectul cumulat al fact orilor fizico-chimici și biotici se
exprimă printr-o cre ștere treptat ă a resurselor nutritive, care
favorizeaz ă producția primar ă algală și, pe aceast ă bază, întreg
lanțul trofic reprezentat de cons umatorii de diferite ordine și în
final de descompun ători.
Analiza microbiotei heterotrofe reprezint ă astfel o cale
indirectă, dar fidel ă, pentru evaluarea biodinamicii
ecosistemului.

106 Aceasta poate fi pus ă în eviden ță prin determinarea unor
parametri specifici popula țiilor microbiene, cum ar fi num ărul
total de bacterii, turnoverul, abunden ța unor grupe
ecofiziologice de bacterii heterotrofe.
Numărul total de bacterii a fost determinat prin metoda
directă în anii 1966 și 1982, la 6 și respectiv 22 de ani de la
formarea lacului.
În primul deceniu densitatea popula țiilor bacteriene din
plancton a fost de ordinul zecilor și mai ales sutelor de mii de
celule/ml, lacul încadrându-se, din acest punct de vedere, in
categoria ecosistemel or oligotrofe.
Acest nivel era de altfel atestat și de concentra ția
principalelor elem ente biogene (N și P), cât și de dezvoltarea
biocenozelor planctonice și bentonice.
La "vârsta" de 22 de ani capacitatea bioproductiv ă a
lacului a evoluat pozitiv, sporind în mod evident.
Numărul total de bacterii din ep ilimnion a oscilat în jurul
valorii de 1.000.000 de celule/ml , fiind mai mult decât dublul
celui determinat în 1966 în cadrând lacul în categoria
ecosistemelor mezotrofe.
Viteza de multiplicare a bacteriilor, calculat ă prin
determinarea duratei unei generati i, este de asemeni relevant ă
pentru ameliorarea condi țiilor de habitat sp ecifice microbiotei
heterotrofe.
Astfel, durata unei genera ții în epilimnion s-a redus de la
20-70 ore în 1966 la 5-14 ore in 1982.
Pe aceast ă cale turnoverul a cr escut de la 0,35-1,0
generații/zi la 1,7-5,0 genera ții/zi, respectiv de 5 ori.
Bacteriile heterotrofe au urmat aceea și evolu ție
cantitativ ă.
Două dintre grupele ecofiziol ogice cu rol important în
metabolizarea substan țelor organice azotat e, amonificatorii și
denitrificatorii, atest ă acest lucru atât în plancton cât și în
bentos.
In pelagial num ărul bacteriilor amonificatoare a crescut
de zece ori în perioada 1966- 1982, în timp ce bacteriile
denitrificatoare au înregistrat o cre ștere de peste 100 de ori.

107În sedimente intervalul de timp pentru compara ție este
ceva mai scurt (1968-1976). Chiar și în aceste condi ții se
remarcă sensul pozitiv al dinamici i cantitative a unor grupe de
germeni implicate in circui tui azotului (tabelul 2.14).
Acumularea elementelor biogene și creșterea produc ției
primare a avut ca efect depunerea unor cantit ăți tot mai
însemnate de bioseston în sedimente. Pe aceast ă bază au
proliferat organismele saprofit e bacteriene care au realizat
densități ridicate contribuind la rea ducerea în circuit a formelor
minerale al e azotului.

Dinamica unor indicatori microbieni din sedimentele lacului
Izvorul Muntelui, exprimat ă in celule/g
(media geometric ă anuală)
Tabelul 2.14.
A n u 1 Grupa de germeni
1968 1974 1976
Amonificatori
Denitrificatori
Fixatori de azot
anaerobi 160.000
1.900
1.000 3.000.000
12.000
10.000 1.500.000
77.000
11.000

Datele bacteriologice referitoare la sedimente se
completeaz ă în mod evident cu rezultate le analizelor geochimice.
Comparând valorile azotului organic din sedimente la
nivelul anului 1968 cu cele de la sfâr șitul anilor '80 se constat ă o
creștere de aproape dou ă ori a acestui indicator.
În același timp, raportul C/N a sc ăzut de la 18,6 la 9,3,
demonstrând predominarea la sfâr șitul intervalului de analiz ă a
proceselor autohtone în cre șterea produc ției biogene.
Aceasta scoate în relief faptul c ă în decursul anilor a avut
loc o acumulare lent ă a elementelor biogene, a c ăror stocare
parțială și temporar ă în sedimente a favorizat desf ășurarea unor
procese active de pr oducere, transfer și degradare a materiei
organice.

108In cadrul rela țiilor trofice complexe microorganismele
bentale joac ă un rol important, cele analizate dovedindu-se
indicatori utili pentru aprecierea indirect ă a bioproduc ției și
evoluției ecosistemului pe calea eutrofiz ării.
Un factor favorizant al conserv ării resurselor biogene
reprezentate de bion ții ce alcătuiesc planctonul din lacul Izvorul
Muntelui îl reprezint ă priza de evacuare a apei, amplasat ă la o
adâncime apreciabil ă (30-40 m, în func ție de nivelul lacului).
Datorită stratific ării termice apa evacuat ă provine din
hipolimnion, care nu con ține ca resurse trofice decât
bacterioplanctonul.
Biocenozele caracteristice epilimnionului și
metalimnionului mai abundente atât ca diversitate cât și ca
biomasă, se conserv ă în spațiul cuvetei lacustre favorizând astfel
creșterea resurselor biogene.

2.4.4.8.3. Rolul barajel or in dinamica
proceselor de autoepurare
Investiga țiile limnologice complexe efectuate de
Melnicov și colab. (1973) în pe rioada 1960-1970 asupra
fluviului Nipru, au stat la baza elabor ării teoriei privind rolul
lacurilor de ba raj „în cascad ă” în realizarea pr ocesului natural
de autoepurare a apei.
Autorii au studi at efectul bar ării fluviului și al acumul ării
apei asupra regimului fizico-chimic și biologic din lacuri și
avalul lor imediat.
Dintre factorii biologi ci, s-a acordat o importan ță
deosebită studiului distribu ției cantitative a unor grupe
fiziologice de bact erii (proteolitice, denitrificatoare,
fenoloxidante), în calitate de agen ți majori în realizarea
procesului de autoepurare.
Ei opineaz ă că determinarea num ărului de
microorganisme și a activit ății lor enzimatice poate fi folosit ă
cu succes pentru estimarea proceselor de poluare și autoepurare
ale apei.

109În general, se consider ă că bararea unui râu este benefic ă
pentru procesul de autoepurare, datorit ă aerării apei la trecerea
peste baraje.
Schmager (1988) arat ă, de asemenea, c ă amenajarea unor
baraje pe cursul unui râu c ontribuie la sedimentarea frac țiunilor
organice și minerale în suspensie și în consecin ță la
îmbunătățirea calit ății apei.
Procesul de autoe purare poate fi îns ă inhibat, în condi țiile
acumulării unor cantit ăți mari de materii organice în
sedimentele actuale ale lacului, care determin ă dezoxigenarea
pronunțată a apei.
Wrobel și Szczensy (1983), (citat de Schmager, 1988) au
arătat că bararea râului Vistula la Aczany a determinat
îmbunătățirea calit ății apei acestuia.
Ei consider ă că orice barare de râu conduce la shimb ări
hidrologice importante și ulterior la modific ări fizico-chimice și
biotice în avalul imediat.
Investiga țiile hidrochimice as upra râului Vistula,
efectuate de Kasza (1988), în perioada 1982-1983, în zona
lacului de baraj Aczany au eviden țiat dimpotriv ă un proces
intens de poluare a apei.
Autorul consider ă că bararea râului nu a avut vreun efect
direct asupra îmbun ătățirii calității apei. Abia dup ă parcurgerea
unei distan țe de cca. 20 km în aval de baraj s-a putut constata o
îmbunătățire a calit ății acesteia.
Astfel de schimb ări au fost men ționate și de Perisic,
Tutundzic și Miloradov (1991), în la cul de acumulare Por țile de
Fier I, ap ărut prin construirea bara jului de pe fluviul Dun ărea.
Aceste schimb ări sunt legate în prin cipal de procesele de
sedimentare, degradare a ma teriei organice, aerare și de
producție a materiei organice la nivelul principalelor grupe
funcționale de organism e din ecosistemul acv atic investigat.
Prin caracteristicile lor geomorfometrice și hidraulice,
marile acumul ări de ap ă sunt intermediare între ecosistemele
lentice și lotice.

110Kowalski (1990) arat ă că în procesul autoepur ării apelor,
oxidarea biochimic ă a poluan ților organici ar e un efect decisiv
asupra îmbun ătățirii calității apei.
Cu toată diversitatea de opi nii existente rezult ă că în
lacurile de baraj " în cascad ă", dar mai ales în avalul lor, se
produc modific ări importante de natur ă hidrologic ă,
hidrochimic ă și hidrobiologic ă.
Aceste modific ări sunt cu atât ma i profunde cu cât în
acumulările respective se deverseaz ă diferite tipuri de ape uzate
industriale și menajere, fapt semnalat și în cazul lacurilor de
baraj amenajate pe râurile Bistri ța și Siret.

2.4.4.9. Principii și metode utilizate în
cercetarea microorganismelor acvatice
Progresele realizate în cercetarea microbiotei
ecosistemelor acvatice, de și încă departe de a l ămuri integral
aportul microorganismelor la circuitul trofic al acestor
ecosisteme, au demonstrat impr esionanta diversitate ecologic ă a
celor mai mici vie țuitoare din apele dulci.
Limitele metodologi ce specifice debutului investiga țiilor
în acest domeniu au favorizat apari ția unor ipoteze eronate cu
privire la importan ța microorganismelor he terotrofe din aceste
ecosisteme (Kuznetzov, 1952; Melchiori Santolini, 1966;
Wurmann, 1973).
Abia odat ă cu utilizarea metodelo r directe de cercetare,
care au permis concentrarea și numărarea bacterioplanctonului
pe filtre de membran ă, s-au ob ținut date cantitative mai
apropiate de situa ția reală (Jannasch, 195 8; Rodina, 1965,
Jones, 1979).
S-a constatat cu aceast ă ocazie c ă procedeul obi șnuit al
plăcilor bacteriologice duce la un num ăr mult inferior de
microorganisme fa ță de metoda direct ă – de sute, mii și chiar
zeci de mii de ori (Kuzne tzov, 1952, 1970; Collins, 1962;
Oerbeck, 1974; Lorch și Oottow, 1985).

111Punerea la punct a metodelor di recte de investigare a fost
însoțită de diversificarea și optimizarea continu ă a mediilor de
cultură, ceea ce a determinat o cre ștere a utiliz ării acestora.
Față de mediul gelozat, preparat pe baz ă de bulion de
carne, considerat "pionier" în studiile de bacteriologie acvatic ă,
mediile utilizate ast ăzi sunt favorabile unui num ăr mai mare de
microorganisme, atât calitativ cât și cantitativ.
Cercetările actuale de microbiologie acvatic ă a u l a b a z ă
următoarele categor ii de metode:
1. metode directe, prin care se determin ă
numărul total și biomasa mi croorganismelor;
2. metode de evaluare a abunden ței microorganismelor cu
ajutorul mediil or nutritive;
3. determinarea unor componen ți chimici
rezultați din me tabolismul comunit ăților de
microorganisme;
4. determinarea activit ății metabolice.
Fiecare grup de metode ar e o serie de limite.

Colectarea probelor microbiologice
Pentru a ob ține o imagine cât mai fidel ă a ecologiei
microorganismelor din lacuri le de baraj, se fixeaz ă numeroase
stații de prelevare a probelor de ap ă și sedimente, în func ție de
particularit ățile morfometrice, hidrologice și hidrochimice ale
ecosistemelor. La toate aceste sta ții se colecteaz ă probe de ap ă
de la suprafa ță (orizontul 0-30 cm) si se diment. În plus, la baraj
în zona de maxim ă adâncime se colecteaz ă probe și din
grosimea apei (5, 10, 20, 40 și 60 m), pentru a sesiza distribu ția
verticală a microorganismelor.
În vederea cunoa șterii microdistribu ției
bacterioplanctonului în apa profundal ă adiacent ă sedimentelor
se colecteaz ă probe suplimentare de ap ă cu ajutorul unui
microstratificator de la 10, 20 și 30 cm distan ță de fund. Intr-un
scop identic sunt colectate și probe de sediment de la diferite
profunzimi (0-5, 5-10 și 10-15 cm), cu aj utorul unei sonde.

112Prelevarea probelor de ap ă se face cu batometrul Sorokin,
utilizabil in cercet ările de bacteriologie.
Se folose ște, de asemenea, un ap arat specific colect ării
probelor pentru analize hidrochimice și algologice, care se
pretează și pentru probele bacteriologice.
Pentru colectarea sedimentelor se utilizeaz ă un
stratometru tip Perfiliev care permite colectarea stratificat ă a
unei coloane de mâl de grosimi variabile.
Metode directe de cercetare
Cercetările hidrobacteriologice cu ajutorul metodelor
directe au ca sc op evaluarea poten țialului nutritiv pe care îl
reprezint ă populațiile bacteriene din bazinele acvatice și a
intensității proceselor de oxidare pe care le realizeaz ă
(Kuznetzov S.I., 1952; Wimber g G.G., 1972; Overbeck J.,
1973).
Ele permit s ă se obțină informa ții interesante asupra
numărului total de bacterii, a vitezei lor de înmul țire și a
producției biomasei bacteriene.
Numărul total de bacterii
Numărul total de bact erii se determin ă cu ajutorul
filtrelor de membran ă (Jannasch, 1958; Kuznetzov și
Romanenko, 1963; Rodina, 1965).
Metoda const ă în filtrarea unei cantit ăți de apă (10-50
ml) printr-un filtru de membran ă cu dimensiunile porilor sub
0,35 μ. Filtrele sunt colorate cu fuxin ă fenicată 1%, decolorate
prin mutare succesiv ă pe hârtie de filtru umezit ă și recolorate cu
soluție de eritrozin ă 1% (Sorokin, 1956). Dup ă colorare se trece
la examinarea microscopic ă cu imersie x 1.350 ori, num ărându-
se toate bacteriile din 60 câmpuri și calculând media pentru un
câmp, rezultatele introdu cându-se în formula:
X = (K x N) / V :
unde:
X = num ărul de celule bact eriene la 1 ml ap ă;
K = raportul dintre suprafa ța filtrului și suprafa ța
câmpului obiectivului cu care s-a f ăcut
microscopia;

113N = num ărul total de bacterii la suprafa ța câmpului;
V = volumul de ap ă filtrat.
Viteza de înmul țire a bacterioplactonului
Calcularea vitezei de înmul țire a bacteriilor din masa apei
și a coeficientului zilnic P/B (produc ție/biomas ă) s-a făcut prin
metoda lamelor imersate (Kri ss îi Rukina, 1952). Lamele de
sticlă, prinse în dopuri de cauciuc au fost in troduse în ap ă cu
ajutorul unui cablu, la diferite adâncimi; dup ă o expunere de 24-
36 ore, lamele au fost scoase, fixate, colorate la fel ca filtrele de
membran ă, după care s-a trecut la microscopierea în imersie cu
o mărime de 1.000 ori. La 100 de cî mpuri, repartizate astfel ca
să cuprind ă pe diagonale întreaga suprafa ță a lamelor, s-au
urmărit toate celulele izol ate, toate coloniile și numărul de
celule din colonii. Pentru afla rea duratei med ii a unei genera ții
bacteriene s-a aplicat formula:
g = (t log2) /(logB-logb)
unde:
g = durata medie a unei genera ții;
t = timpul de expunere a lamelor, în ore;
b = num ărul de celule bacteriene la începutul experien ței;
B = num ărul celulelor bacteriene la sfâr șitul experien ței.
Ultima valoare determinat ă, coeficientul P/B s-a calculat
după formula: P/B = t/g
unde: t= 24 ore

Metode indirecte de cercetare
Pentru studiul circuitului principalelor elemente biogene
din ecosistemele acvatice, re alizat cu participarea
microorganismelor, s-a folosit met oda culturilor selective, care
permite eviden țierea a numeroase grupe fiziologice de germeni,
capabili s ă realizeze variate pro cese biochimice. Ele urm ăresc
fie determinarea cantitativ ă a grupelor func ționale de germeni
(în corela ție cu factorii biotici și abiotici ai mediului), fie
evidențierea unor produ și metabolici rezulta ți din activitatea
acestora sau alte modific ări ale chimismului mediului în care se
dezvoltă.

114
Determinarea principalelo r grupe ecofiziologice de
bacterii
În cercetarea microbiologic ă a lacurilor de acumulare au
fost utilizate vari ate medii de cultur ă, indicate în tehnicile
domeniului (Pochon și Tardieux, 1962; Kuznetzov și Romaneko,
1963; Rodina, 1965; Jones, 1979).
Mediii de cultur ă pentru germenii care particip ă la
circuitul azotului
Principalele aspecte ale ci rcuitului biogen al azotului
realizat cu part iciparea microorganismelor se refer ă la
mineralizarea materiei organice azotate, oxidarea amoniacului la
nitriți și nitrați, dinitrificarea azota ților și fixarea azotului
molecular.

a) Mediul pentru germeni proteolitici
Soluție salină standard 50 ml
Gelatină 50 g
Soluție de oligoelemente 1 ml
Apă distilată 1000 ml

b) Mediul pentru germenii amonificatori
Ap ă de robinet 1000 ml
Asparagin ă 0,5 g
Manită 1,0 g
K2HPO 4 1,0 g
MgSO 4x7H 2O 0,2 g
CaCl 2x6H 2O 0,1 g
NaCl 0,1 g
KNO 3 0,5 g
FeCl 3x6H 2O 0,0002 g
Agar 15,0 g

c) Mediu pentru nitrit-bacterii
Solu ție salină standard 50 ml
NO(NH 4)2 0,15 g
CO 3Ca 1,0 g
Apă distilată 950 ml

115
d) Mediu pentru nitrat bacterii
Soluție salină standard 50 ml
NO 2Na 1,0 g
CO 3Ca 1,0 g
Apă distilată 950 ml

1) Mediu pentru fixatorii de azot aerobi
Soluție salină standard 50 ml
Manită 10 g
Extract de sol 10 ml
Soluție de oligoeleme nte 1 ml
CO 3Ca 0,5 g
Apă distilată 1.000 ml

2) Mediu pentru fixatorii de aot anaerobi
Soluție salină standard 50 ml
KH 2PO 4 0,75 g
NaOH n/10 33 ml
Glucoză 1 0 m l
Extract de sol 10 ml
Soluție de oligoelemenete 1 ml
Apă distilată 1.000 ml

g) Mediu pentru denitrificatori (mediu Hilton)
Soluția I:
Apă distilată 1.000 ml
Asparagin ă 1,0 g
Glucoză 20,0 g
KNO 3 4,0 g
Soluția II:
Apă distilată 1.000 ml
Citrat de sodiu 5,0 g
KH 2PO 4 4,0 g
MgSO 4 4,0 g
CaCl 2 0,4 g

116FeCl 2 u r m e
Soluție salină standard
PO 4HK 2 5,0 g
SO 4Mg 2,5 g
NaCl 2,5 g
(SO 4)3Fe2 0,05 g
SO 4Mn 0,05 g
Apă de robinet 1.000 ml
Soluție de oligoelemente
Molibdat de potasiu 0,05 g
Borat de sodiu 0,05 g
Perclorur ă de fier 1 pic ătură
Azotat de cobalt 0,05 g
Sulfat de cadmiu 0,05 g
Sulfat de cupru 0,05 g
Sulfat de zinc 0,05 g
Sulfat de mangan 0,05 g
Apă de robinet 1.000 ml

În afară mediilor enumerat e se mai utilizeaz ă, pentru
germenii saprofi ți, rețeta din Standard Methods (1965):
Apă distilată 1.000 ml
Peptonă 5,0 g
Extract de drojdie 2,5 g
Glucoză 10,0 g
Agar 15,0 g

Însămânțarea mediilor solide se f ace în cutii Petri, în mod
diferențiat.
În cazul amonificatorilor (agar Toronthon) mediul se
toarnă în petriuri cu 2 zile înaintea îns ămânțării, după care se
inoculeaz ă la suprafa ță prin depunerea, în pic ături, a unei
cantități determinate de inoculum (0,1 sau 0,5 ml).
La germenii saprofi ți cultiva ți pe mediul Standard
Methods îns ămânțarea se face prin încorporare.
Timpul și temperatura de incubare variaz ă în funcție de
grupa func țională și mediul de cultur ă. Amonificatorii se țin 5
zile la temperatura de 25°C iar celelalte grupe timp de 15 zile,

117cu excep ția nitrificatorilor la care c itirea rezultatelor se face
după 20 zile.

Medii pentru microorganismele care participă la circuitul
carbonului
Între principalele procese real izate de microorganisme în
cadrul biodinamicii carbonului, rolul esen țial îl de ține
mineralizarea substan țelor organice.
În acest proces sunt afecta ți pricipalii hidra ți de carbon
care se întâlnesc în bazinele acvatice sub form ă structurat ă sau
solubilă (amidon, celuloz ă, pectină, chitină, etc.).
Determinarea microorganis melor responsabile de
descompunerea hidra ților de carbon se bazeaz ă pe urmatoarele
medii de cultur ă:
h) Mediu pentru microorganismele amilolitice
Soluție salină standard 50 ml
Extract de sol 10 ml
Amidon solubil 1,5 g
Azotat de amoniu 1 g
Soluție de oligoelemente 1 ml
Apădistilată 1.000 ml

i) Mediu pentru microorganismele celulozolitice aerobe
Soluție salină standard 50 ml
Azotat de amoniu 1 g
Extract de sol 20 ml
Soluție de oligoelemente 1 ml
Apă distilată 1.000 ml

Se adaug ă la fiecare eprubet ă câte o fâ șie de hârtie de
filtru, ca singur ă sursă de carbon.
j)Mediu pentru bacteriile celulozolitice anaerobe
Soluție salină standard 50 ml
NO3NH4 2 g
Peptona 1 g
Extract de sol 20 ml
CO3Ca 3,0 g

118Celuloză pudră (5%) 20 ml
Apă distilată 1.000 ml
Se adaug ă Ia fiecare eprubet ă câte un tub Durham.
k)Mediu pentru actinomicete
Fiind un grup specializat în descompunerea compu șilor greu
mineralizabili (celuloze, chitine , etc.) actinomicetele pot fi
considerate ca participan ți activi la circ uitul carbonului.

Pentru cultivarea lor se utilizeaz ă următorul mediu:
Glucoz ă 10 g
Asparagin ă 0,5 g
K2HPO 4 0,5 g
Apă de robinet 1.000 ml
Agar 15 g

Însămânțarea se face în pl ăci, prin distri buirea unei cantit ăți
determinate de inoc ulum pe suprafa ța mediului turnat anterior.
Incubarea culturilor de mi croorganisme care particip ă la
circuitul carbonului se face la 25°C.

Medii pentru microorganismele sulfuroase
În circuitul sulfului microorganismele realizeaz ă două
categorii de procese mai în semnate: reducerea sulfa ților și oxidarea
compușilor reduși aî sulfului.
La prima activitate iau parte germenii sulforeduc ători, iar a
doua este dependent ă de prezen ța câtorva grupe sistematice de
bacterii: Thiobacilii, Thiorhodaceaele, Chlorobacteriaceae și
bacteriile sulfuroase incolore.
I)Mediu pentru germenii sulfato-reduc ători
NH 4C1 1,0 g
Peptonă 0,5 g
Extract de drojdie 0,5 ml
Lactat de sodiu (60% ) 4,5 ml
SO.Na, 1,0 g
SO 4Mg 2,0 g
CaCI 2 0,1 g
Soluție de oligoelemente 1,0 ml
Apă distilată 1.000 ml

119Se adaug ă la fiecare eprubet ă un cui ca surs ă de fier, în
prezența căruia hidrogenul sulfurat eliminat în procesul
sulfatoreducerii formeaz ă sulfura de fîer, de culoare neagr ă.
m) Mediu pentru Thiorhodaceae
NH 4Cl 1,0 g
Na 2S 2O 3 0,2 g
K 2HPO 4 0,5 g
NaHCO 3 5,0 g
MgCl 2 0,2 g
Autolizat de drojdie 3,0 ml
Peptonă 1,0 g
Apă distilata 1.000 ml

CaCl 2 0,25 g
Fe 2 (SO 4)3 0,5 g
Na2S2O3 5,0 g
Apă distilată 1.000 ml
pH = 8,5

n)Mediu pentru Chlorobacteriaceae
NH 4C1 1,0 g
KH ;PO 4 1,0 g
CaCl 2 0,1 g
MgCl 2 0,5 g
NaHCO 3 3,0 g
NaCl 1,0 g
Na2S 1,0 g
Ap ă distilată 1.000 ml

o)Mediu pentru Thiobacillus hioparus (Starkey)
(NH 4)2SO 4 0,3 g
KH 2PO 4 3,0 g
MgSO 4 0,5 g

p) Mediu pentru Th. Thooxidans este identic cu
mediul pentru Th. Thipmis, dar cu pH = 3,5

q)Mediu pentru Tb. Ferooxidan
FeSO 4 2,0 g
SO 4(NH 4)2 0,1 g

120KH 2PO 4 0,1 g
MgSO, 0,1 g
Apă distilată 1.000 ml

pH-ul mediilor de cultur ă, cu excep ția celor la care s-a
indicat în dreptul re țetei, este cuprins între 7 și 7,5.
Însămânțarea mediilor de cultur ă se face pe principiul
diluțiilor, cantitatea inoculu i fiind la marea ma joritate a grupelor
determinate de 1 ml. Excep ție fac nitrificatorii și proteoliticii,
unde se însamanteaz ă 0,5 ml la fiecare tub și grupe determinate
pe plăci (comentate mai sus).
Determinarea procesului de mineralizare a substan țelor
organice
Calcularea nivelului de mineralizare a materiei organice din
sedimente se face în condi ții experimentale, prin deta șarea unei
coloane de sediment, acoperit ă cu apa adiacent ă, în tuburi de
sticlă, incubate în condi ții de temperatur ă și lumină identice cu
cele din mediul natural timp de 24 ore, în paralel cu tuburi
conținând numai ap ă în apropierea sedimentelor (Romanenko și
Kuznetzov, 1972).
Prin activit ățile metabolice ale micr oorganismelor bentale
se consum ă o anumit ă cantitate de oxigen, determinat ă în finalul
experienței prin compara ție cu tubul martor (f ără sediment).
Diferența obținută (n) și înălțimea stratului de ap ă ce
acoperă sedimentul (h) se introduc in formula:
O2 = nxNx 1×1.600×24 mg/m2
t
în care N este normalita tea tiosulfatului utilizat , iar t este durata
experienței.
Pe baza coeficientului respirator (CO/O 2 = 0,85) rezult ă că
1 mg O 2 consumat corespunde la 1,63 mg CO 2 degajat sau 0,44 mg
C substan țe organice descompuse.

Prelucrarea datelor și interpretarea rezultatelor
Valorificarea rezultatelor ob ținute în cercet ările
microbiologice, inclusiv a celor privind ecologia
microorganismelor acvatice, de pinde de cantitatea informa țiilor
obținute în fazele analitice cât și de modul de prelucrare și

121interpretare final ă a acestora (Meynell, 1965; Giurgiu, 1966;
Snedecor, 1968; Tibani, 1970).
Cu atât mai mult se impu ne aplicarea unor principii
corecte de interpreta re a rezultatelor ob ținute în studiul
populațiilor microbiene, unde eroril e metodice (în special în
cazul metodelor directe) pot fi numeroase și profunde (Novel,
1948, a, b; 1949; 1968). De aceea, în anal iza rezultatelor
obținute în cercetarea popula țiilor bacteriene, pe lâng ă
interpretarea rezultatelor brute, a datelor reie șite direct din faza
analitică, se apeleaz ă adesea la calcular ea unor medii lunare,
anuale și multianuale, ca o cale de ap reciere a nivelu lui la care
se desfășoară diferitele procese bact eriene în apa lacului și
sedimente. Pentru elim inarea, în mai mare m ăsură a erorilor se
calculeaz ă cu prec ădere media geometric ă, pretabil ă în cazul
prezenței unor valori pr egnant diferite din cadrul unui șir de
date (Snedecor, 1968).
Principiile de interpre tare a datelor brute și prelucrate au
fost impuse de specificul metodelor utilizate.
În cazul determin ărilor directe, re zultatele eviden țiază
amploarea dezvolt ării popula țiilor bacteriene, o idee general ă
asupra nivelului activit ăților metabolice ale acestora cât și
valoarea poten țială a biomasei realizat e de microorganisme
pentru nutri ția nevertebrate lor acvatice.
În schimb, în cazul utiliz ării mediilor de cultur ă, datele
obținute ofer ă importante indica ții asupra rolului unor grupe
funcționale de bacter ii în transform ările materiei din ecosistem,
în sinteza primar ă bacterian ă, în mineralizarea compu șilor
organici, în dinami ca indicatorilor chimici ai apei și
sedimentelor și în special în regimul g azelor dizolvate. În acest
fel, prin interpretarea adecvat ă a datelor ob ținute cu ajutorul
unor metode variate, se poate contura o imagine sintetic ă asupra
rolului microorganismelor în dinamica materiei și energiei în
ecosistem, valoarea lor ca indicatori ai nivelului de troficitate,
sensul și intensitatea proces elor care determin ă evoluția lacului
pe calea eutrofiz ării.

122Fără îndoial ă, toate metodele con țin și imperfec țiuni
cauzate de faptul c ă microorganismele nu pot fi observate și
numărate cu precizie din cau za dimensiunilor reduse.
Cu toate acestea, aplicarea constant ă a metodelor
enumerate pentru toate ecosistemele studiate permite realizarea
unor analize comparative co recte, utile în diagnoza și prognoza
bioproduc ției și a exploat ării resurselor de ap ă acumulate în
lacurile de baraj.

2.4.5. Microbiologi a apelor subterane
Apele subterane rezult ă din ploi și din topirea z ăpezilor,
ca și din apele din lacuri și râuri ce se infiltreaz ă prin solul
afânat, acumulându-se deasupra unor straturi impermeabile.
Stratul în care sunt localizate se nume ște strat purt ător de
apă subteran ă (Groundwater carrier) sau acvifer , iar cel
impermeabil, care împiedic ă difuzarea spre profunzime,
asigurând colectarea și acumularea, strat barier ă.
În concep ția clasic ă se consider ă că pe măsură ce
percoleaz ă de la suprafa ță spre pânza freatic ă, apa este
debarasat ă, prin fenomene de adsorb ție, de diferitele substan țe
și mai ales de microorgani sme, fapt care îi asigur ă un înalt grad
de puritate.
Perfecționarea metodelor de recoltare de la adâncime și a
tehnicilor analitice au permis eviden țierea în aceste ape a
numeroase tipuri de microorganisme și de substan țe chimice
reziduale din industrie, pesticide, îngr ășăminte agricole, etc.
(Zarnea G, 1994).
Apele subterane ca ecosistem
Microorganismele reprezint ă în exclusivitate comunit ățile
capabile s ă populeze aceste ecosiste me unice, în sensul c ă sunt
lipsite complet de produc ție primar ă.
Microorganismele sunt astfel pr ezente în toate locurile în
care întâlnes c trei condi ții esențiale: spa țiu (porozit ăți), apă și
cantități minime de nutrien ți.
Natura și propriet ățile microorganismelor prezente într-o
anumită localizare depind de compozi ția și calitatea nutrien ților,

123în particular a materiile organice dizolvate în apa care o
perfuzeaz ă.
În straturile mai profunde, situa ția este foarte variat ă :
microorganismele din fiecare punc t al traseului apei primesc
ceea ce le-au transmis microor ganismele de deasupra lor și
extrag cele necesare pe ntru propria lor nutri ție.
Activitatea metabolic ă este reglat ă de cantitatea de
materie organic ă metabolizat ă și de disponibilitatea de acceptori
de electroni, în special de O 2.
În cazul p ătrunderii unui exces de materie organic ă, la
fel ca și în straturile profunde, predomin ă condițiile de
anaerobioz ă.
Cantitatea și calitatea nutrien ților sunt reduse pe m ăsură
ce apa în care sunt dizolva ți aceștia coboar ă spre regiunile
inferioare, încât se ajunge la un anumit nivel la care, teoretic,
viața microorganismelor nu mai poate fi asigurat ă, în principal
din lipsă de nutrien ți.
După cum remarc ă Ghiorse și Williams (1989), un astfel
de punct final nu a fost demonstr at pentru nici un ecosistem
acvifer explorat pîn ă în prezent.

Apele subterane ca hab itat pentru microorganisme
Pe plan global, regi unile de sub suprafa ța terestr ă
prezintă, probabil, o varietate infinit ă de tipuri de medii
sedimentare, corespunzînd unei game largi de condi ții geologice
și geochimice.
În acest cadru larg, fiecar e localizare, fiecare strat
prezintă anumite propriet ăți fizico-chimice relativ constante,
care determin ă, spre exemplu, dac ă apa respectiv ă e s t e
potabilă sau nu.
Cele mai multe surse acvifere utilizate ca ap ă potabilă
sunt situate la adâncimi variabile, de la câ țiva metri la zeci sau
sute de metri.
Ele sunt localizate, cel ma i adesea, în straturi de nisip
sau pietri ș, în amestecuri de material aluvial neconsolidat, care

124permit un flux crescu t al apei freatice în strate de gresie sau
calcar (Ghiorse și Williams, 1989).
Apele freatice sunt oligotrofe datorit ă sărăcirii lor în
substanțe organice prin fenomene de adsorb ție și prin
degradarea lor în cursul filtr ării spre acvifer, de c ătre
populațiile de microorganisme indi gene prezente la fiecare
nivel .
Ele conțin < 1 mg C organic/1 di zolvat (DOC), cantitate
care reprezint ă un factor limitant pentru dezvoltarea
microorganismelor.
Fac excep ție apele de strat, care con țin țiței, și cele
asociate z ăcămintelor de c ărbuni, care pot con ține 2-10 mg
DOC/1 sau chiar mai mult.
Apele freatice de suprafa ță conțin C anorganic necesar
microorganismelor autotrofe și heterotrofe.
Cele adânci sunt lipsite de CO 2, exceptând cazul în care
acesta este produs de microorganisme. Ele con țin sulfați (în
special, în regiuniie apropiate de suprafa ță) și concentra ții mici
de NH 4+, NO 3- și fosfați.
Carbonul organic deriv ă din substan țele humice, acizii
naftenici, compu șii fenolici etc., proveni ți în special din
resturile vegetale de la suprafa ța solului!
Lipsa nutrien ților, în special a surselor de C organic, dar
și a celor de N și P reprezint ă un factor limitant al abunden ței
microorganismelor acvifere.
Datorită aceluia și fapt, viteza de cre ștere și de
multiplicare a bacterii lor este foarte lent ă.
Temperatura la adâncimea de 10 — 20 m este constant ă și
corespunde mediei anuale a zonei geografice.
Sub 20 m, ea cre ște cu 3°C la fiecare 100 m. În felul acesta,
în acviferele situate la cîteva sute de metri, temperatura este ideal ă
pentru microorganismele m ezofile, iar la ~ 1000 m reprezint ă limita
inferioară pentru termofile , 50 — 55°C (Ghiorse și Williams, 1989).
Presiunea hidrostatic ă în acviferele de la 1 000 m este de
100 atm. deci compatibil ă cu creșterea microorganismelor (ea cre ște
cu 1 atm. la fiecare 10 m adincime).

125Valorile de pH sunt compatibile cu activitatea bacterian ă și,
în general , puțin variabile.
Concentra ția de săruri crește, de asemenea, cu adâncimea
și vîrsta apei freatice, dar este de regul ă de ordinul câtorva sute
de mg/1 și nu afecteaz ă activitatea microorganismelor.
Fac excep ție unele ape vechi di n zone profunde ale
acviferelor aluviale, care pot con ține concentra ții mari de săruri
și metale toxice pe ntru microorganisme și unele surse cu
condiții extreme (salacvifere), izol ate hidrogeologic, în care
concentra ția sărurilor dizolvate poate ajunge la 20%.

Microbiota acviferelor. Datele privind natura și numărul
microorganismelor prezente în apele freatice (de o importan ță
fundamental ă pentru stabilir ea caracterului lor potabil) sunt
foarte reduse, datorit ă dificult ăților de forare și recoltare în
condiții care să asigure evitarea contamin ării.
În ultimii ani, tehnicilor uzuale de num ărare direct ă la
microscop, concentrare și cultivare in vitro li s-au ad ăugat
tehnici mai rafinate ca, de ex emplu, utilizarea unor markeri
moleculari (ATP, fosfol ipide, acid muramic etc.), radioizotopi
etc.
Determin ările au eviden țiat prezen ța microorganismelor
(bacterii, microfungi, prot ozoare) nu numai în zonele
superficiale, ci și în sedimentele acvifere nisipoase și în apa
freatică.
Numărul lor variaz ă in limite foarte largi, în func ție de
starea trofic ă a zonei, dar este corelat cu adâncimea, în sensul
diminuării progresive paralel cu p ătrunderea în straturile mai
profunde. Este maxim în cazul su rselor poluate cu C si N.
Valorile furn izate de diferi ți cercetători oscileaz ă, în mod
„normal", între un num ăr total de bacterii de 105- 108/g și 102-
107/g bacterii viabile la 35 m (Towler și colab., 1985) și
respectiv 104-108 bacterii (num ăr total) si 103 — 106/g (bacterii
viabile ) în probele recoltate de la adâncimi cuprinse între 14 și
182 m (Chapelle și colab., 1987).
Olson și colab. (1981) au evidential prezen ța bacteriilor
sulfat-reduc ătoare la adâncimea de 1 264—1 752 m.

126Dintre bacterii, cel mai frec vent au fost eviden țiate
Achromobacter, Flavobacterium, Micrococcus, Nocardia
etc.
Hirsch și Rades -Rohkohl (1983), cita ți de Rheinheimer
(1985), au eviden țiat într-o ap ă freatică din regiunea Holstein,
10 specii de protozoa re, 8 de microfungi și 72 tipuri de bacterii,
dintre care au identificat urm ătoarele genuri: Microcyclus,
Hyphomicrobium, Planctomy ces, Prosthecomicrobium,
Gallionella, Caulobacter, Agro bacterium, Clostridium,
Nocardia. Ele includ bacterii anaer obe facultative și obligate,
heterotrofe, sulfat -reducătoare, denitrificat oare, ferobacterii,
metanogeni etc.

Factorii care influen țează prezența microorganismelor
în apele freatice
Prezența și densitatea microoganismel or în acvifere sunt
influențate de o serie de fa ctori hidrogeochimici și de fenomene
de suprafa ță:
Textura, porozitatea și permeabilitatea mate rialelor de sub
suprafața terestr ă afecteaz ă disponibilitatea apei și determin ă
apariția și dimensiunile spa țiilor poroase , care la rândul lor
limitează mărimea și tipurile de microor ganisme prezente.
Mărimea spațiilor interstițiale individuale variaz ă în
limite foarte largi de la pori cu dimensiuni microscopice la
fisuri fine, crăpături mai largi și mari solu ții de continuitate
(McNabb și Dunlap, 1975).
După Ghiorse și Williams (1989), spa țiile cu m ărimi între
0,1- 1 μm pot adăposti bacterii, în timp ce cele mai mari (1-10
μm) permit localizarca micr oorganismclor eucariote și a
formelor lor de rezisten ță.
Pe baza acestor date, sedi mentele acvifere pot ad ăposti,
pe lîngă bacterii , la fel de bine, micr oorganisme eucariote
(microfungi, protozoare), în timp ce organismele mai mari sunt
excluse (exceptând acviferele cu pietri ș și cele din pe șteri).
Rolul fenomenelor de adsorb ție. Regiunile cu suprafe țe
solide, caracteristice zonelor înalt structurate pot influen ța

127activitatea micr oorganismelor prin adsorb ția nutrien ților,
enzimelor extracelulare și chiar a microorganismelor.
Avantajele ce decurg, teoretic, din acest fenomen sunt
multiple:
– în mediile oligotrofe adsorb ția pe diferite suprafe țe
reprezint ă un habitat favorizant pentru bacteriile aderente fa ță
de cele libere, deoarece ele sunt expuse la o aprovizionare
constantă cu nutrien ți, proveni ți din apa care percoleaz ă pe
suprafața lor (Bouwer și Mc Carty, 1984 ).
– Bacteriile aderente dispun de mai mul ți ioni utili
(NO 3-, PO 42-, NH 4+) decât cele dispersate.
– Imobilizarea bacteriilor favorizeaz ă adsorb ția și
acumularea macromoleculelor ce pot fi utilizate de celulele
aderente prin ac țiunea hidrolazelor lor extracelulare și
furnizarea de nutrien ți.
– F o r m a r e a d e p o l i m e r i e x t r a c e l u l a r i d e c ătre
bacteriile ad erente favorizeaz ă acumularea de nutrien ți. Fac
excepție straturile groa se de depozite polizaharidice care pot
acționa ca bariere, întâ rziind difuziunea nutrien ților și a
produșilor de uzur ă.
– Adsorb ția favorizeaz ă formarea de consor ții (asocieri)
de microorganisme diferite , între care apar interac țiuni
cooperante nutri ționale sau ducând la degradarea unor polimeri
insolubili etc.
– Confer ă protecție față de diferi ți factori negativi
abiotici (toxine, pH s uboptimal) sau biotici (pr ădători).

Microbiologia apel or subterane
Această grupă este inclus ă, de fapt, în microbiologia
apelor interioare, dar se studiaz ă în mod separat, datorit ă
faptului c ă apar, în acest caz, diferen țieri legate în special de
condițiile de mediu. Astfel, în ap ele subterane se pot dezvolta
îndeosebi microorganisme anaer obe sau facultativ anaerobe.
O serie de microorganisme pr ezente în apele de suprafa ță,
în mod obi șnuit, se pot adapta condi țiilor din subteran.
Studierea apelor din punct de vedere microbiologic, are o
impor-tan ță foarte mare.

128Astfel, în apele piscicol e, studierea bacteriilor
denitrificatoare și a celor fixatoare de azot ( Azotobacter ), cărora
li se datore ște circuitul azotului în ape, permite s ă se aprecieze
echilibrul dintre a ceste microorganisme și, în cazuri speciale, s ă
se intervin ă cu îngr ășăminte bacteriene de tipul azotobacter,
pentru a preveni s ărăcirea apei în azot, el ement strict necesar
vieții organismelor acva tice, inclusiv a pe știlor.
Azotul fixat de azotobacter provine din aerul atmosferic.
Afară de azot, carbonul necesar pentru azotobacter este
procurat prin ,,îngr ășămintele verzi", constând în iarb ă cosită,
vegetație acvatic ă, etc.
Carbonul din ,,îngr ășămintele verzi" este adus într-o stare
asimilabil ă pentru Azotobacter, prin hidroliza celulozei de c ătre
bacteriile celulozice . Între bacteriile ce lulozice se stabile ște
simbioză, în sensul c ă primele furnizeaz ă celulelor de
Azotobacter carbonul, iar acestea ofer ă carbonul necesar
baceriilor celulozice.
Microorganismul Bacillus megaterium var. phosphaticus ,
prezent în ape, are proprietate a de a trece fosforul în form ă
solubilă, asimilabil ă pentru vegeta ție. Aceast ă bacterie este
utilizată la prepararea de îngr ășăminte bacterie ne pentru
heleștee, de tipul Fo sfobacterinului.
Un interes deosebit pentru apa utilizat ă de întreprinderile
industriale îl are cerc etarea bacteriilor fe ruginoase din ape,
bacterii care produc o serie de inconveniente, ca: obturarea
conductelor prin depuneri de precipitate de fier, apari ția de
suspensii în ape, cr earea de medii-suport pentru dezvoltarea
elementelor biologice, etc.
Bacteriile feruginoase extrag fierul prezent în mediul lor
apos, depunându-l sub form ă de Fe(OH)3 sau sub form ă de
secreții mucila-ginoase. În mod similar se comport ă și bacteriile
manganoase.
Marile cantit ăți de sediment pe car e aceste bacterii le
dezvoltă în ape pot compromite ap a din punct de vedere potabil
sau industrial. Ele provoac ă, de asemenea, coroziunea
microbiologic ă a fierului, atunci cân d fierul necesar oxid ării
este dizolvat din conducte.

129 Bacteriile feruginoase î și procur ă energia necesar ă
funcțiilor lor vitale pr in oxidarea compu șilor feroși în compu și
ferici și depunerea de hidroxid feric.
Depunerile formate pe conductele de distribu ție a apei, în
instalații interioare, pot du ce la importante pierderi de presiune
și, deci la func ționarea mai dificil ă a instala țiilor respective.

Coroziunea microbiologic ă
Acest tip de coroziune se produce în condi ții de
anaerobioz ă sau de microaerof ilie, sub influen ța unor bacterii
specifice. Aceste bacterii folosesc oxigenul sulfa ților pentru a
asigura energia necesar ă funcțiilor vitale.
S-a constatat c ă atunci când p ătrunderea oxigenului este
împiedicat ă, ca, de exemplu, în cazul argilelor impermeabile,
aceste organisme utilizeaz ă oxigenul sulfa ților, pe care îl
transform ă în sulfuri.
În urma reducerii sulfa ților rezult ă hidrogenul sulfurat, a
cărui prezen ță, de fapt, e caracteristic ă acestui tip de coroziune.
Difuzarea hidroge nului sulfurat c ătre anozi produce
precipitarea ionilor de fier din compozi ția conductei, formându-
se sulfuri de fier insolubile , ceea ce duce la coroziunea
conductei.
Mecanismul microbiologic al ace stui tip de coroziune a
fost demonstrat prin experien țe de laborator, at ât asupra fontei
cât și asupra o țelului.
S-au luat probe di n aceste materiale și o prob ă a fost
introdusă într-un p ămînt steril și alta prob ă, într-un p ământ
însămânțat cu bacteria Sulfivibrio desulfuricans .După un an și
jumătate nu s-a produs nici o corozi une în mediul steril, pe cînd
în mediul îns ămânțat, metalele erau puternic corodate.
Mecanismul acestui proces nu este îns ă pe deplin l ămurit,
în special în ceea ce prive ște modul exact în ca re electronii sunt
luați de la catozi și prin interven ția bacteriilor.
Literatura de speci alitate mai indic ă, dintre
microorganismele care produc coroziunea conductelor, unele
bacterii feruginoase ( Leptothrix, Spirophy llum, Crenothrix și

130Coccobacilli), precum și unele microorganism e care accelereaz ă
reacții electrolitic e sau ionice.
S-a dovedit c ă și alga verde-albastr ă Oscillatoria poate
produce, de asemenea, coroziunea conductelor.
În afară d e c e l e a r ătate, în cazul conductelor de ap ă se
mai citeaz ă coroziunea punctiform ă care se produce prin
îndepărtarea stratului pr otector de rugin ă format în mod natural,
coroziunea prin cavita ție caracteristic ă conductelor care
lucrează sub vid și vin în contact cu vapori de ap ă condensa ți,
coroziunea selectiv ă a aliajelor, etc.
Unele bacterii feruginoase oxideaz ă compușii fierului
bivalent, dup ă ce provoac ă apariția acestora; în asemenea
cazuri, fierul este eliberat din diferi ți compu și organici în
compoziția cărora intră, și, de aceea, cantitat ea de hidroxid feric
este mai redus ă, dar în mod frecv ent apar în ap ă gusturi și
mirosuri str ăine.
Bacteriile feruginoase fac parte din familia
Clamidobacteriaceae, care cuprinde trei genuri, și anume :
Sphaerotillus, Leptothrix și Toxothrix .
Crenothrixul este considerat de unii cercet ători ca un gen
aparte.
O altă familie care cuprinde bacterii feruginoase este
familia Caulobacteriaceae , din care este cunoscut ă, îndeosebi,
specia Gallionella feruginea .
Familia Siderocapsaceae cuprinde zece genuri, ale c ăror
celule sunt de obicei înconjurate de o capsul ă groasă,
mucilaginoas ă, care con ține fier și mangan.
Ferobacteriile sunt foarte r ăspândite în apele minerale
acide, carbo-gazoas e, în care se g ăsesc cantit ăți mari de fier și
în care, dup ă precipitare sub influen ța acidității, fierul este
readus în solu ție.
Bacterii feruginoa se se întâlnesc și în ape subterane.
De asemenea, ele se pot dezvolta și în conductele de ap ă,
îndeosebi la capetele terminus și în părțile instala țiilor în care
apa stagneaz ă.
În general se semnaleaz ă asocieri între bacteriile
feruginoase și bacteriile sulfuroase.

131Fierul precipitat de bacteriile feruginoase este întâlnit, în
unele cazuri, sub form ă de sulfuri, pe seama hidrogenului
sulfurat dezvo ltat de acestea.
Astfel, bacterii sulforeduc ătoare, ca de exemplu cele din
genul Desulfovibrio prin dezvoltarea de H2S acidific ă mediul,
determinând o serie de procese de coroziune a țevăriei de fier
sau a construc țiilor metalice.
Bacteriile sulfuroase ac ționează nu numai în sensul
reducerii, ci și în sensul oxid ării.
Bacteria Desulfovibrio desulfuricans se multiplic ă
puternic atunci când într-o ap ă sunt întrunite trei condi ții:
conținut crescut de substan țe organice, poten țial de oxido-
reducere sc ăzut și conținut crescut de sulfa ți.
Prin interven ția asupra uneia dint re cele trei condi ții se
poate evita fenomenul, deoarece prezen ța hidrogenului
sulfurat în ap ă este dăunătoare (cu excep ția situației în care se
urmărește producerea de n ămoluri terapeutice).
Bacteriile sulfo-oxidante pot oxida H2S pîn ă la sulfați sau
la sulf. Apari ția unor z ăcăminte naturale de su lf este rezultatul
acțiunii – în timp – a bact eriilor sulfo-oxidante.
Bacteriile sulfo-oxidante au caracteristici fiziologice
foarte variate: auto – sau hetero trafe, foto – sau chemosintetice,
aerobe sau anaerobe.
Dintre bacteriile sulfo-oxida nte fotosintetice se citeaz ă
bacteria Chlorobium , dotată cu un pigment verde.
Rodothiobacteriile sunt dotate cu pigment ro șu.
Dezvoltarea lor masiv ă duce la „ roșirea apelor ",
fenomen care nu poate fi exp licat decât prin cercetarea
microbiologic ă a apei respective.
Există unele bacterii sulfo- oxidante anaerobe. Ele î și
procură oxigenul necesar oxid ării sulfaților din nitra ți, care apoi
se descompun, dând N gazos.
Aceste bacterii sunt de nitrificatori sulfo-oxidan ți .
Este de remarcat c ă există bacterii sulfuroa se termofile,
care se dezvolt ă la temperaturi de 50-60°C ca, de exemplu,
sulfo-reduc ătorul Sporovibrio-termo-desulfuricans.

132Acestea sunt categoriile mai importante de
microorganisme prezente în ap ele interioare sau subterane și,
deci, și în apa utilizat ă de întreprinderile i ndustriale (fig.2.10.).
Cunoașterea acestor microor ganisme are importan ță în
exploatarea diferitelor instala ții de alimentare cu ap ă, în
combaterea fenomenului de coro ziune, în dirijarea chimismului
apei, etc.
Apele reziduale pot con ține, pe lîng ă o serie de microbi
patogeni (prezen ți în special în apel e reziduale menajere,
orășenești, cele provenite de la spitale etc.) și o serie de alte
microorganisme specifice.
Astfel, apele reziduale provenite de la întreprinderile din
industria spirtului, a berii, a vinifica ției, etc. pot con ține drojdii.
În apele puternic poluate se pot dezvolta mucegaiuri,
dacă apa con ține hidra ți de carbon (amidon, celuloz ă, etc.) sau
alte medii nutritive (gr ăsimi, proteine).
Majoritatea mucegaiur ilor care se dezvolt ă în apă sunt
aerobe, și au optimul de dezvoltare la temperatura de 20-30°C.
Mucegaiurile se pot dezvolta în ape cu pH cuprins între 1
și 10; prin dezvoltare, ele pot m odifica pH-ul fie prin producere
de acizi organici, fie pr in producere de amoniac.
În unele cazuri, mucegaiu l poate forma micelii la
suprafața apei. Miceliile s unt constituite din filamente, numite
hife. Unele ape con țin și actinomicete.
Mucegaiuri și actinomicete de diverse forme se întâlnesc
în apele reziduale de la într eprinderi farmac eutice, de la
industria antibioticelor, de la industria alimentar ă, etc.
Actinomicetele imprim ă apei un gust și un miros de
pământ, de b ălegar etc.

133

Fig. 2.10.Bacterii și alge existente în ap ă

2.4.6.. Microbiologie marin ă
Microbiota marin ă
Prin suprafa ța și volumul foarte mare, con ținut scăzut în
nutrienți organici (cu excep ția zonelor de țărm și a estuarelor),
salinitatea relativ mare și conținutul ionic ridi cat, temperatura
scăzută și presiunea ridicat ă în func ție de adâncime, mediul
marin este unic.
Acești factori confrunt ă diferitele tipur i fiziologice de
microorganisme marine cu un mediu dificil și necesit ă, din
partea lor, evolu ția unor strategii de supravie țuire.
Mareele, curen ții oceanici, convergen ța și divergen ța
maselor de ap ă reprezint ă deopotriv ă factori importan ți pentru
microorganismele marine.
Mediul marin ocup ă 70,8% din suprafa ța planetei.
Aproximativ 97,6% din volumul total al apei de mare este
reprezentat de oceane și 88% are adâncimea de peste 1000 m.
Considerând c ă apa de mare permite via ța la toate
adâncimile și presupunând, conven țional, o grosime de 38 m a
biosferei continen tale, se apreciaz ă (Jannasch și Taylor,1984) c ă

13490-98% din întreaga biosfer ă a planetei este asociat ă cu apa de
mare.
Aceste date sunt importante din punct de vedere ecologic,
ținând seama de stratul ”subțire ” productiv al biosferei
continentale, de volumul enorm de ap ă adâncă, de rolul
primordial al microorga nismelor în circula ția global ă
biogeoclimic ă a elementelor, de adapt ările externe impuse
microorganismelor și de contrângerile specifice mediului
oceanic.
Microbiota marin ă este alc ătuită din trei categorii de
microorganisme :
1. autohtone sau permanente adaptate la condi țiile
specifice mediului marin. Sunt caracteristice pentru largul
oceanelor și sedimente;
2. alohtone, temporar e sau contaminate , provenite din
sol, afluen ți, canale sau din ambarca țiuni. Sunt mai frecvente în
zonele litorale și în estuare. Supravie țuiesc pu țin în mediu
marin;
3. ubicvitone, comune solului și mediului marin (Welchia
perfringens) .
Bacteriile marine cresc optim la concentra ția de săruri de
33-350/00, nu se dezvolt ă sau se dezvolt ă slab în absen ța NaCl,
sunt oligotrofe, psihrotrof e sau psihrofile, cu excep ția celor din
apele tropicale de suprafa ță.
Rolul lor func țional este ilustrat de marea diversitate a
grupelor fiziologice la care apar țin : amonificatori, nitrit și
nitrat bacterii, denitr ificatori, sulfoxidante și sulfat reduc ătoare,
ferobacterii, proteolitice, fe rmentative, chitinolitice,
celulozolitice, lipoclastice și uneori patogene pentru diferite
animale marine.
Mai frecvent întâlnim specii apar ținând genurilor :
Achrobacter, Alcooligenes , Alteromonas, Bacillus,
Corynebacterium, Cyt ophaga, Flavobacterium,
Hyphomicrobium, Micrococcus, Microcychis, Nocardia,
Pseudomonas, Sarcina, Spirill um, Streptomyces, Vibrio.
În general num ărul bacteriilor este maxim în regiunile
litorale (mai ales în cele vecine cu marile colectivit ăți umane) și

135scade progresiv în z onele pelagice pe m ăsura îndep ărtării de
țărm și cu adâncimea.
Cianobacteriile marine – în regiunile de țărm, atașate de
plante, pietre, nisip sau mâl, pe rocile udate de apa m ării – sunt :
Calothrix, Gloeocapsa, Nodular ia, Rivularia, Oscillatoria,
Plectonania. Foarte multe specii s unt halotolerante.
Fungii marini sunt larg r ăspândiți și reprezenta ți de
forme autohtone, halofile sau de specii haloto lerante terestre sau
limnetice.
Levurile sunt reprezentate de aproximativ 200 de specii
dintre care cele ma i frecvente sunt : Candida, Cryptococcus,
Metchnikovia, Kluyveromyces, Saccharomyces, Rhodosporium,
Rhodotorula, Trichos poron, Torulopsis.
Unele cercet ări (Rheinheimer, 1985) sus țin că fungii
marini obliga ți halofili, includ 149 de specii de Ascomycetes , 91
de specii de Pyrenomycetes, 51 specii de Loculoascomycete, 56
specii de Deuteromycetes (fungi imperfec ți) și numai 4 specii de
Basidiomycetes.
Alte studii (Kohlmeyr, 1977) eviden țiază prezența unor
fungi specifici barofili la adân cimi cuprinse în tre 1615-5315 m :
Bathyascens vermisporus și Oceanitis scuticella (Ascomycetes)
și Allescheriella bathy gena Periconia abissa (fungi imperfec ți).
Algele marine sunt produc ători primari cu importan ță
fundamental ă pentru existen ța vieții în mediul marin. Ele
formează fitoplanctonul prezent în concentra ție maxim ă, instabil
superior al zonei eufotice, variind ca densitate în func ție de o
serie de factori (în primul rând de claritatea apei ) între 0-50 m.
Marea lor majoritate sunt fotoautotrofe. Unele cresc și
heterotrof în întuneric pr in asimilarea unor substan țe organice
(glucide, acizi organici).
Mai importante sunt genurile:
-Chlorophyta cu speciile Dunaliella euch lora, Chlorella
sp., Chlamydomonas, Chlorococcu s, Pyramymonas inconstans;
-Diatomeae cu : Cyclotella, Melosira sp., Nitzschia
brevirostrix;
-Dinoflagellatae : Amphidinium carter i, Katodinium,
Prorocentrum;

136-Chrysomonadaceae și Cryptophyceae : Isochrisis
galbana, Monochrisis luth eri, Rhodomonas sp.
Algele brune reprezentâ nd 1500 de specii aproape
exclusiv marine, se dezvolt ă în apele tropicale clare, pân ă la
adâncimea de 200 m.
Protozoarele marine sunt flagelate, rizopode și ciliate,
componen ți ai zooplanctonului. Cel ma i important constituient
al zooplanctonului marin îl constituie flagelatele
Coccolithophoredae, la care se adaug ă specii de Acantharia,
Tintinnidium ce pot fi g ăsite între 350-5000 m.
Particularitat ea fundamental ă a microorganismelor ce
trăiesc în adâncul m ărilor și oceanelor este ritmul lent al
activității metabolice determinat de:
– disponibilitatea redus ă de nutrien ți și energie;
– presiunea hidrostatic ă mărită corelată cu adâncimea;
– temperatura sc ăzută a mediului ambiant.

Bacteriile marine
Bacteriile joac ă un rol extrem de important în
desfășurarea circuitului materiei vii și a celei lipsit ă de viață in
bazinele marine și oceanice.
Datorită marii lor plasticit ăți ecologice, multiplic ării
rapide atunci când condi țiille de mediu sunt favorabile, precum
și rapidității cu care pot îmbr ăca forme de rezisten ță, bacteriile
s-au răspândit pe toat ă adîncimea și suprafa ța mării.
Adaptate atât condi țiilor de aerobioz ă, cît și de
anaerobioz ă, nutriției heterotrofe și autotrofe, bacteriile pot
utiliza pentru biosinteze compu și organici simpli sau complec și,
precum și substan țe anorganice. Energia, fie c ă o iau de la
substratul pe care îl descompun, fie de la soare, o utilizeaz ă
pentru construirea propriului lor edificiu pr otoplasmatic.
Cu ajutorul echipamentului en zimatic intern bacteriile
intervin în reac țiile chimice și biologice din mediul marin,
asigurând circuitul biologic al materiei în acest mediu.
La suprafa ța sau în interiorul de pozitelor, bacteriile
produc modific ări chimice esen țiale pentru diageneza
sedimentelor marine.

137Producătoare de materie organic ă pe seama energiei și a
substanțelor răspândite în mediul mari n, bacteriile constituie,
mai ales în unele regiuni adân ci ale oceanelor, singura surs ă de
materie vie primar ă, prin aceasta contribuind la asigurarea
hranei pentru organismele an imate din abisul oceanelor.

Tehnica de cercetare în bacteriologia marina
În ceea ce prive ște morfologia germenilor, tehnica nu
diferă în general de aceea utilizat ă în bacteriologie.
Probleme mai deosebite se pun în leg ătură cu recoltarea
probelor, mai ales di n zona pelagialului.
Pentru ob ținerea de bacter ii din sedimente și depozite se
scot carote prin metodele amintite și apoi se examineaza sau se
însămînțează pe diverse medii de cultur ă.
Probele din apele lib ere se localizeaz ă greu, existând
totodată pericolul de contaminare a acestora cu bacterii de la
alte adâncimi.
Pentru dobândirea de germeni pelagiali se utilizeaz ă
dispozitive constând dintr- un vas având un tub curbat și efilat la
unul din capete. Tubul se rupe dup ă dorință în momentul când
atinge o anumit ă adâncime, iar apa p ătrunde în interior
împreună cu germenii bacterieni.
Metoda lamelor de sticl ă este, de asemenea, curent
folosită. Lamele de sticl ă induse pe cele dou ă fețe cu un mediu
de cultur ă se coboar ă cu ajutorul unui dis pozitiv la adâncimea
dorită, unde se las ă un anumit timp pentru ca bacteriile s ă adere
la substrat; dup ă scoatere se examineaz ă la microscop.
Cele mai concl udenste experien țe privind activitatea
bacterian ă au fost efectuate în labor ator. În acest scop, germenii
recoltați se cultiv ă în anumite medii și se urmărește acțiunea lor
asupra diver șilor compu și, în condi ții de temperatur ă și chiar de
presiune asem ănătoare cu cele din mediul natural.
De obicei se utilizeaz ă flacoane cu ap ă de mare scoas ă de
la nivelul de la care provin germenii bact erieni respectivi.
În lipsa acesteia, se utilizeaz ă anumite medii de cultur ă
artificiale.

138Prezentăm mai jos dou ă astfel de medii preparate
de C. E. Z o b e 11:
– microflor ă total aerob ă: bacto-peptone 5 g; fosfat feric
0,1 g; ap ă de mare: 1000 cm 3; pH = 7,2;
– microflor ă reducătoare de sulfa ți: lactat de sodiu
60%, 25 cm3; extract de drojdi e 1 g; sulfat de magnezm 2 g;
fosfat dipotasic 0,01 g; clorur ă de sodiu 10,0 g; ap ă distilată 1
000 cm3; pH = 7,2.

Grupele morfologice de bacterii și răspândirea lor
Majoritatea bacteriilor r ăspândite în apa bazinelor
oceanice apar țin la speciile Gram negative și sunt, în general,
mobile (tab…….). Genurile ma i frecvent întâlnite apar țin
grupelor Pseudomonas, Vibr io, Flavobacterium și
Acromobacterium .
Sub raportul num ărului de genuri și specii, mediul marin
este incomparabil mai s ărac decât mediul dulcicol și aerian.
Repartiția în cele dou ă mari sectoare ale oceanelor este
de asemenea, foarte inegal ă.
Astfel, în pelagial, flora bacterian ă de suprafa ță este
supusă acțiunii factorilor de mediu. Pelagialul neritic ofer ă
condiții optime pentru dezvoltarea fl orei bacteriene , mai ales in
golfuri, fiorduri și alte intrânduri în mare, cu ape Iini știte si
adesea calde.
Bogăția în substan ță organic ă, de fapt contribuie la
creșterea vertiginoas ă a numărului de germeni.
Poluarea apei de mare prin deversarea unor ape reziduale
bogate în substan țe organice determin ă, de asemenea. înmul țirea
bacteriilor. În zona de plaj ă au fost eviden țiați și bacteriofagi .
În raport de adâncime, se constat ă o scădere a num ărului
de germeni chiar în cadrul pelagialului neritic.
Variația numărului de bacterii pe unitatea de volum se
găsește sub influen ța factorilor sezonieri.
În prizele din apele de suprafa ță, C. E. Z o b e I 1 și
colab. au eviden țiat:
– în luna iuni e: 87-63 bacterii per cm3;
– în luna iuli e 206-282 bacterii per cm3

139 – în luna august: 48-27 bacterii per cm3.

Repartiția procentual ă a bacteriilor marine pe grupe morfologice
(după Brisou, 1955)
Grupa morfologic ă %
– bacili Gram negativi
– bacili Gram pozitivi – bacili Gram nepreciza ți
– coci
– alți germeni 94,6
1,2 0,9
2,8
0,5

Măsurătorile se refer ă la zona din Oc eanul Pacific din
dreptul coastei Californiei. Num ărul de germeni scade puternic
cu adâncimea.
P.Portier constat ă că sub 500 m adîncime în apele
pelagialului bacter iile sunt rare, iar sub 1 000 m se mai g ăsește
1 germen la 25 cm3 ap ă. Spre fundul bazinului, num ărul
germenilor cre ște din nou.
Factorii care influen țează asupra distribu ției bacteriilor în
pelagial sunt numero și. Cu cât distan ța de la țărm crește,
numărul de germeni scade.
În zona oceanic ă adesea nu se g ăsesc mai mult de 250
germeni/cm3 apă, pe când în apropierea țărmului uneori se
numără pînă la 500 000 bacterii/cm3 (fig.2.11).
Marea Sargasse lor face o excep ție și sub acest raport,
numărul de germeni fii nd doar de 1000/cm3.
Poluarea determin ă o cre ștere cantitativ ă a florei
bacteriene, iar insola ția acționează bactericid în sectorul de
suprafață.
Fitoplanctonul, de asemenea, limiteaz ă dezvoltarea florei
bacteriene. Maximul fitoplan ctonic corespunde cu minimul
bacterian, iar decli nul fitoplanctonic cu maximul bacterian.
Presiunea hidrostatic ă selecteaz ă speciile, dar nu
limitează numărul de germeni.
Temperatura influen țează asupra reparti ției lor. Astfel,
formele criofile se g ăsesc la adâncimi mari.

140
Variațiile sezoniere ale num ărului de germeni în apele
temperate sunt puse pe seama temperaturii. Optimul pentru
dezvoltarea bacter iilor se consider ă temperatura cuprins ă între
18 și 25°C. Cele mai multe specii îns ă suportă variații de
temperatur ă de cel pu țin 10°C.
Suprafețele solide contribuie la dezvoltarea florei
bacteriene. Bacteriile ader ă la particulele gros iere dispersate în
apă sau la fragmentele de materie organic ă.
Cadavrele ofer ă un substrat optim de activitate pentru
flora bacterian ă și constituie suprafa ța de fixare. Prin
substanțele ectocrine, fit oplanctonul limiteaz ă dezvoltarea
bacteriilor.
Substanțele lichide, antibiotice și de altă natură eliminate
în mediu de c ătre plante mai ales joac ă de asemenea, rol
limitator în dezvoltare a florei bacteriene.
Acțiunea limitativ ă sau favorizant ă a factorilor de mediu
asupra planctonului se repercuteaz ă în acela și sens și asupra
florei bacteriene .

Peste 5.000.000 indivizi/1 cm.

Fig.2.11. R ăspândirea bacteriilor :
A – în mediul marin; B – pe plaj ă; C – in zona falezei.

141
Repartiția bacteriilor în sedimentele marine
(după Perez, 1965)
Tabelul 2.15.
Profunzime
sediment
(cm) Nr. bacterii
mil/g Raportul
anaerob/
aerob Potențialul redox
(in volți)
anaerobe
0- 3 1 160 000 74 000 1/64 -0,12
4- 6 14 000 314 000 1/31 -0,29
14-16 8 000 56 000 1/6 -0,37
24-26 3 100 10 000 1/3 -0,32
44 — 46 5 700 28 000 1/5 -0,37
66-68 2 300 4 200 1/2 -0,34

Cea mai mare dens itate a florei bacteriene se g ăsește în
bentosul marin. Num ărul germenilor la un gram de n ămol
depășește adesea 1 milion, ceea ce ar corespunde la 0,3 – 2 mg
de substan ță organică bacterian ă la un gram de mâl.
Maximul de densitate bacterian ă se măsoară la nivelul de
separație apă – sediment.
Pelicula fin ă superficial ă de mâl ofer ă pentru bacterii
condiții optime de activitate în ceea ce prive ște materia
organică.
În profunzimea sedimentului, num ărul de germeni scade,
iar raportul dintre cei aerobi și anaerobi se modific ă în favoarea
celor doi din urm ă.
Se constat ă mai ales o cre ștere a raportului dintre
bacteriile anaerobe și aerobe, pe m ăsura adâncirii în sediment.
Lipsa de oxigen este , mai ales, cauza limit ării răspândirii
în adâncimea sedimentelor a germ enilor aerobi. Un alt factor
limitant se pare a fi și potențialul oxido-reduc ător.
Tipul de sediment influen țează, de asemenea, asupra
aglomerării bacteriilor. Sedimentele formate din nisip grosier
sunt sărace în germeni, pe câ nd cele din nisip fin, n ămol, mâl cu

142argilă și detritice sunt foar te bogate în bacter ii. Mai ales gradul
de bogăție în materie organic ă este hot ărâtor penfru cre șterea
numerică a florei baeceriene.

Potențialul redox influen țează și asupra longevit ății
bacteriilor.
În ceea ce priveste bentosul- cercet ările nu au putut
evidenția o corela ție între adâncime , departarea de țărm și
numărul de germeni.
În abisuri, ca și în zona bentos ului neritic, num ărul de
germeni este în raport direct cu materialul sedimentat, mai ales
organic.

Activitatea bacterian ă în mări
Bacteriile marine, prin ac țiunea lor asupra tuturor
compușilor organici din sedimentele și apele libere, joac ă rolul
principal de reducere sub form ă minerală a acestora.
Fără această activitate. presupunând c ă celelalte cicluri
biologice ar continua cu in tensitatea ca racteristic ă, în mări și
oceane s-ar fi acumulat cantit ăți imense de materie organic ă.
Dar bacteriile, reducând substan țele organice și eliberând
în mediu substan țe minerale, asigur ă plantelor fotosintetizante
bioelementele necesare procesului de sintez ă primară a materiei
organice.
Prin aceasta,bacteriile influen țează direct sau indirect
productivitatea biologic ă și piscicol ă a bazinelor acvatice.
După locul de desf ășurare și tipul de activitate bacterian ă,
distingem:
a) acțiuni asupra depozi telor marine;
b) acțiuni chimico-biologice.

Rolul bacteriilor în di ageneza depozitelor.
Bacteriile sunt r ăspândite adânc în sedimente.
Au fost eviden țiați germeni bacterieni pân ă la adâncimea
de 9 m în interiorul depozit elor submarine. Ele modific ă
constituția depozitelor prin: formar ea humusului, precipitarea
calciului, fierului și manganului.

143 Atacând substan țele organice din depozite, bacteriile
mențin un anumit raport între carbon și azot, în valoare de 8/1—
12/1, raport favorabil form ării humusului care cimenteaz ă
particulele sediment are ale depozitelor.
Precipitarea calciului i onic sub forma de CaCO 3 este o
proprietate comun ă mai ales bacterii lor denitrificante și sulfo-
reducătoare. Aceast ă proprietate este un epifenomen de
metabolism pentru multe bacterii și nu o "faz ă fiziologic ă legată
de specie.
Ca urmare a precipit ării calciului ionic, depozitele se
îmbogățesc în calcar, iar în anum ite regiuni bacteriile dau
naștere la formatiuni cret oase. O astfel de forma țiune este
„creasta de cret ă" din dreptul Peninsulei Florida.
Bacteria se înconjoar ă cu un strat de calcar și, devenind
grea, cade la fund, formâ nd prin aglomerare adev ărați masivi de
cretă.
Acțiunea bacterian ă de insolubilizare a calciului se
petrece și în interiorul depozitelor. Este de remarcat faptul c ă
aceste bacterii au capacitatea de a insolubiliza chiar calciul
organic.
Ionii de fier și mangan și compu șii lor solubili sunt
oxidați de către bacterii și transforma ți în oxizi insolubili, care
dau naștere la concre țiunile fero-manganoase de pe fundul
oceanelor (Oceanul Pacific), concre țiuni care se exploateaz ă
pentru obtinerea manganului metalic.

Acțiunile chimico-biologice.
Spre deosebire de grupa de ac țiuni descris ă mai sus și
localizată în bentos și sedimente, ac țiunile chimico-biologice se
desfășoară la toate nivelurile to pografice ale oceanului.
După modul în care ob țin energia necesar ă pentru sinteze
organice proprii, bacter iile sunt fie autotrof e- fie heterotrofe.
Autotrofele utilizeaz ă energia solar ă pentru sinteze.
Acestea con țin pigmen ți asimilatori și sunt localizate în zona
fotică.
C. E. Z o b e1l consider ă că peste 69% din bacteriile
marine con țin pigmen ți divers colora ți.

144 Unele posed ă pigmen ți de culoare galben ă, altele de
culoare portocalie, brun ă, roșie, verde și fluorescent-verzuie.
În culturi au putut fi eviden țiați toți acești pigmen ți.
Bacterioclorin a se consider ă a fi analog ă clorofilei.
Bacteriile autotrofe fotosi ntetizante, posedînd pigmen ți,
pot sintetiza cu ajutor ul luminii. Cele mai multe autotrofe sunt
însă chimiosintetizante. Acestea ob țin energia necesar ă sintezei
bacteriene din reac țiile chimice proprii.
Heterotrofele constituie gruparea cea mai numeroas ă de
bacterii si cea mai larg r ăspândită în mări.
Ele obțin energia necesar ă proceselor de sintez ă din
procesele de descompunere a substratului organic; apar țin atât
grupării aerobe, cât și celei anaerobe. Prin ac țiunea lor, aceste
bacterii asigur ă circuitul carbonului, azo tului, fosforului si
sulfului în m ări.

Acțiuni asupra compu șilor cu carbon.
Bacteriile preiau carbonul mineral sub forma de CO 2 din
mediul înconjur ător și, alături de NH 3, îl utilizeaz ă în sinteza de
substanțe proteice. Dar și bacteriile produc CO 2 în procesele
catabolice sau în urma descom punerii resturilor organice, în
prezența unui donator de hidrogen și a luminii solare; bacteriile
fotosintetizante din m ări produc glucide.
Fenomenul se petrece astfel:
2CO 3 + 2H 2O lumin ă 2(CH 2O) + SO 4H2
(H 2S)
Trei mari grupe b acteriene utilizeaz ă procesul de mai sus
pentru producerea de glucide, și anume:
ș thiodaceele, care posed ă în celulă pigment ro șu;
ș athiorodaceele;
ș clorobacteriaceele, care utilizeaz ă ca donator H2S.
O mare grup ă de bacterii heterotrofe ac ționează asupra
substanțelor ternare, de scompunându-le pîn ă la faza de bioxid
de carbon, metan și apă.
În anaerobioz ă mai pot ap ărea și o serie de alte
hidrocarburi.

145Bacteriile marine au o ac țiune discret ă dar continu ă
asupra glucidelor, procesul term inându-se prin remineralizarea
totală și reîncorporarea sub form ă de substan ță organic ă
bacterian ă.
Se cunosc multe grupe de bacterii care atac ă hidrații de
carbon simpli sau polimerii ac estora din apele marine.
Asupra celulozei ac ționează genul Cytophaga , atacând
chiar firele plaselor de pescuit din celuloz ă. Celuloza este
descoanpusa în glucoz ă și celobioz ă, iar în continuare aceasta
din urmă până la faza de glucoz ă. În condi ții de aerobioz ă,
multe bacterii atac ă glucoza și o descompun pân ă la faza de
CO2 și H2O.
O floră specială poate ataca produ șii incomplet degrada ți
ai glucidelo r, în urma c ărora rezult ă hidrocarburi mai complexe.
Celuloliza mai poa te fi efectuat ă și de Pseudomonas,
Flavobacterium, Vibrio , dintre aerobe și Perminosporus și
Plectridium , dintre anaerobe.
Lignina, de și atacată mai greu, este descompus ă după
formarea unui complex lignino- sulfat în CO2, metan și hidrogen
sulfurat.
C. E. Z o b e 11 a eviden țiat fenomenul de descompunere
a ligninei în depozitele submarin e. De asemenea, fitoplanctonul
marin este relativ bogat în lignin ă. Speciiiie Cladothrix
cromogenes și Pseudomonas fluorescens au cea mai puternic ă
acțiune asupra ligninei.
Mediul marin este bogat în substan țe chitinoase.
Chitina este prezent ă atât în depozitele marine, cât și în
depunerile curente. Ea este atacat ă de către Bacillus
chitinovorus , bacterie izolat ă pentru prima dat ă în anul 1905 din
apele golfului Kiel.
Mai atac ă chitina și specii apar ținând genului Seratia și
Chromobacterium .
Grăsimile sunt și ele descompuse atât de germeni aerobi
cât și anaerobi.
Decarboxilarea acizilor gra și duce la formarea de
hidrocarburi.

146Bacteriile aerobe li politice se consider ă că au un rol
important în formarea ul eiurilor minerale din z ăcămintele
petrolifere.
Produșii rezulta ți în urma activit ății bacteriilor lipolitice
sunt numero și, cei mai importan ți fiind acizii gra și simpli
(propionic), metanul și CO2.
Pînă în prezent au fost identificate 13 genuri de bacterii
lipolitice din m ări, iar dintre acestea cele mai active sunt
genurile Sarcina, Vibrio, Seratia .
Asupra hidrocarburilor rezu ltate din descompunerea
substanțelor ternare ac ționează specii apar ținând genurilor
Pseudomonas, Microsporum și Actinomyces .

Acțiuni asupra compu șilor cu azot . Bacteriile marine au o
acțiune atît de fixafre cît și de elibarare a azotului din compu șii
organici. Fixarea azot ului se realizeaz ă de către bacteriile
anaerobe fixatoar e de azot, apar ținând ordinului
Azotobacteriales .
Energia necesar ă procesului este ob ținută pe seama
descompunerii substan țelor organice. În apele adânci,
Clostridium pasteurianum fixează azotul liber. La 1 gram de
carbon revin 10—12 mg azot fi xat în 48-72 ore.
Unele specii foto sintetizante ( Rhodospirillium rubrum )
fixează azotul molecular, la fel hidrogenbacteriile.
Amonificarea este un proces pu țin cunoscut. Are loc atât
în cazul descompunerii substan țelor organice cu azot, cât și în
fixarea azotului molecular.
Producerea amoniacului poate avea loc atât pe cale aerob ă
cât și anaerob ă.
În aerobioz ă, reacția se petrece astfel:
R -CHNH2-COOH + 1/2O2 → R-CO-COOH + NH3
iar în anaerobioz ă:
R – CHNH2 – COOH + H2 → R – CH 2 – COOH + NH3
În acest din urm ă caz, un acid tare joac ă rol de acceptor
de hidrogen. Amoniacul poate folosi ca surs ă de azot pentru
sinteza de proteine la une le bacterii autotrofe.

147Prin oxidare, amoniacul poa te fi transformat de c ătre
Nitrosomonas în acid azotos, ccnform reactiei:
2NH3 + 2O2 → 2NO2 + 2H2O + H2 + E
Reacția fiind exoterm ă, energia eliberat ă este de ordinul a
59 400 cal la 25°C.
Nitrificarea este procesul prin care acidul azotos este
oxidat la forma de acid azotic, cu form ă de azota ți în prezen ța
metalelor, azota ții constituind termenii fi nali ai procesului de
remineralizare a compu șilor organici cu azot, conform reac ției:
N02H + H 2 O → NO3H + H2
Reacția endotermic ă se produce sub ac țiunea genului
Nitrobacter , izolat din apa m ării, cât și din depozite.
Denitrificarea este pr ocesul invers nitrific ării și are ca
rezultat eliberarea de azot molecular.
În acest sens actioneaz ă atât germeni aerobi cât și
anaerobi care, prin redu ceri succesive, elibereaz ă azotul.
Speciile de Thiobacillus denitrificans și Hidrogenomonas
agilis acționează în acest sens. Substrat ul procesului îl poate
constitui oricare din compu șii cu azot.

Acțiunea bacteriilo r asupra compu șilor cu fosfor
Fosforilaza capteaz ă fosforul din mediu, fosfotransferaza
îl transport ă la substan ța organic ă, izomeraza intervine în
transformarea produsului fosforat, iar sub ac țiunea fosfatazei
gruparea fosfatic ă poate fi eliberat ă sub form ă de fosfat
anorganic.
Acest ciclu se petrece în m ări. Bacteriile posed ă întregul
echipament enzimatic pent ru asigurarea lui.
Plantele și animalele con țin fosfor sub forma anorganic ă
și organic ă.
Zooplanctonul mai ales este foarte bogat în fosfor.
După moarte organismele, în special cele unicelulare,
elibereaz ă rapid fosforul. Bacteriile intervin în punerea lui
libertate, mai ales din produ șii organici. Diat omeele în cultur ă
sterilă nu elibereaz ă fosfor.
Fosforul se elibereaz ă destul de rapi d în mediu. Produ șii
eliberați sunt atât solubili cât și insolubili.

148Bacteriile joac ă un rol important în solubilizarea
compușilor cu fosfor prin acidifi erea mediului. Intensitatea
maximă a ciclului fosforului se petrece mai ales în zona
eufotică.

Acțiunea bacteriilo r asupra compu șilor cu sulf .
În apa m ărilor sulful se g ăsește atât sub form ă anorganic ă
cât și organic ă. Sub form ă anorganic ă se găsește ca sulfa ți,
tiosulfați, tetrationa ți.
Bacteriile ac ționează atât asupra sulful ui anorganic, cât și
asupra celui organic, pe care îl transform ă în diverși produși.
În raport cu modul de ac țiune și produșii rezulta ți,
bacteriile care ac ționează asupra sulfului se impart în:
a) sulfat-oxidant e; b) sulfat-reduc ătoare.
Bacteriile sulfato-ox idante sunt autotrofe: oxidând sulful
elementar sau hidr ogenul sulfurat, ob țin energia necesar ă
propriilor procese celulare.
Unele oxideaz ă hidrogenul sulfurat și pun în libertate
sulf molecular (genul Thiobacillus ), conform reac ției:
SH2 + 1/2 O2 → S + H2O + E
Altele ac ționează asupra sulfului elementar și îl oxideaz ă
până la stadiul de sulfat: 2S + 3O2 + 2H2O → 2SO4H2 + E
În apele m ărilor cu vegeta ție abundent ă, bacteriile
autotrofe saprofite, capabile s ă oxideze tiosulfa ții și alți
compusi, ob țin astfel energia necesar ă proceselor de sintez ă
celulară.
Bacteriile sulfato-reduc ătoare, anaerobe atac ă compușii
oxidați ai sulfului și îi transform ă în hidrogen sulfurat, dup ă
reacția:
4H2 + CaSO4 → H2S + Ca(OH)2 + 2H2O + E
Energia care se elibereaz ă în acest caz este utilizat ă
pentru sinteze bacter iene. Îndeosebi grupul Thiobacteriales
acționează în acest sens.
Spirovibrio utilizeaz ă fierul drept substrat și rezultă
sulfură de fier și hidrat de calciu, în reac ție intrând și carbonatul
de calciu.

149 Bacteriile asigur ă prin procese succ esive de oxidare și
reducere circuitul sulfului în m ări și oceane.

Acțiuni bacteriene asupra fierului.
Vinogradski a studiat influen ța bacterian ă asupra
circuitului fierului din apel e marine. Asupra fierului ac ționează
atât bacteriile specializate, cât și cele nespecializate.
Grupa de bacterii sp ecializate oxideaz ă fierul feros în fier
feric cu formarea unui precip itat de hidroxid de fier.
Grupa a doua de bacterii antreneaz ă modific ări în
compoziția apei, modific ări care faciliteaz ă solubilizarea
fierului metalic.
Ele constau din declan șarea unor modific ări ale
potențialului de oxidoreducere. Descompun produ șii organici cu
fier și modific ă pH-ul prin intermediu l monoxidului de carbon.
Creșterea concentra ției de bioxid de carbon faciliteaz ă
dizolvarea compu șilor feroși, iar scăderea o îngreuiaz ă.

EfectuI bacterian. Efectele produse de bacterii în mediul
marin sunt numeroase. Cele mai importante se rezum ă însă la
efectul de mineralizare a substan țelor organice.

O grupare a tuturor efectelor este dificil ă, dar se pot
rezuma astfel:
Descompunerea tuturor susbtan țelor organice pân ă la
stadiul de compu și anorganici asimilabili sau toxici în unele
cazuri. Se știe că în proplasma bacteriilor raportul dintre C, N, P
este de 45:9:2, deci bacteriile au nevoie de 4-5 ori mai mult azot
decât fosfor. Aceste el emente le iau din ap ă, unde apar tot în
urma unor ac țiuni bacteriene.
Tot din ap ă iau și carbonul. Marea majori tate a bacteriilor
utilizează pentru sinteza protei nelor energia eliberat ă în urma
acțiunii acestora asupra materiei organice sau minerale.
Bacteriile const ituie marea grup ă a chemosintetizantelor,
deci a acelor produc ători primari care folo sesc alte surse de
energie decât plante le verzi (lumina).

150Consumul de oxigen al bacteriilor oxidative este
important și are consecin țe ecologice însemnate.
Cantitativ, consumul de oxigen variaz ă după specie și
temperatura mediului.
Un gram de bacterii consum ă în medie 30 cm3 oxigen pe
oră, la temperatura de 22°C.
Comparativ cu al animalelor marine, care este de
1 cm3/oră, consumul de oxigen al bact eriilor este foarte mare.
Acesta indic ă și o activitate biologic ă intensă, atât
sintetizant ă, cât și de mineralizare a compu șilor organici.
Dar consumul de oxi gen crescut, mai al es în zonele unde
împrospătarea acestuia se face greu, are consecin țe
nefavorabile asupra popula țiilor de animale.
Zona de la adîncimea de 400-1 000 m este cea mai
săracă în oxigen, datorit ă unor astfel de procese și totodată cea
mai săracă în organisme animale.
Consumul de oxigen al bacteriilor este, în medie, de 1
cm3/litru/oră în zona litoral ă și de 0,5 cm3/litru/oră în apele de
larg.
Acest consum este dependent șl de procesele mebabolice
proprii. Dac ă din apă se reduce pîn ă la dispari ție fosforul,
consumul de oxigen al bacteriilor poate sc ădea pînă aproape de
zero. Asemenea fenomene se produc de obicei prim ăvara, când
fosfații scad consecutiv cu maximul fitoplanctonie.
Adaosul de fosfor în asemenea condi ții duce la cre șterea
consumului de oxigen. De asemenea, cons umul de oxigen al
bacteriilor cre ște în urma adaosului de glucoz ă.
Dezvoltarea bacterian ă este dependent ă și de rezervele de
azot din solu ție. Experien țele au demonstrat, ma i ales pe culturi,
necesitățile propor ționale de oxigen, azot, fosfor și bioxid de
carbon pentru sinteza bacterian ă.
Substanțele rezultate în urma pr oceselor bacteriene de
oxidare și reducere, cât si cele rezu ltate din sinteze bacteriene
pot ajunge în mediu, unde iau c ăi diferite. Ce le rezultate din
descompunerea substan țelor organice de cele mai multe ori
sunt utile procesel or de fotosintez ă; cele rezultate din sinteze

151bacteriene adesea continu ă procesele de descompunere și de
oxidare în afara ce lulei bacteriene.
Acțiunea de descompunere es te destul de rapid ă. Adaosul
de zooplancton mort la o cultur ă bacterian ă este rapid
mineralizat.
La temperatura de 20°C, în timp de 19 zile, jum ătate din
azotul con ținut de cadavre este mine ralizat, iar carbonul în
proporție de 2/5 este elib erat sub forma de CO2.
Bacteriile, al ături de o serie de al ți factori, intervin în
asigurarea unei anumite productivit ăți biologice a bazinelor
marine.
Cu cât decurge mai ra pid ciclul: produc ător →
consumator → reducător (sub form ă de materie mineral ă
asimilabil ă) și se ajunge di n nou la produc ătorul primar, cu atât
și producția totală a bazinului este mai mare.
Declinului fitoplanctonic îi urmeaz ă, cu regularitate, un
maximum bacterian, deci bacteriile, constant și continuu,
participă la circuitul materiei în natur ă, în cazul nostru a
materiei vii și lipsită de viață din mări.
Bacteriile joac ă rolul principal în cadrul agen ților
biologici care intervin în transformarea chimismului m ării, în
menținerea echilibrului dinamic al acestuia.
Î n a p e l e a d â n c i , l i p s i t e d e l u m i n ă, bacteriile
chimiosintetizante c onstituie singura surs ă de produc ție
organică primar ă. Ele contribuie în mod esen țial la hrănirea
animalelor abisale.
Bacteriologia marin ă este un capitol re lativ recent al
hidrobiologiei, aflat în plin ă dezvoltare. Via ța din mări nu se
poate men ține și perpetua f ără bacterii.
Datorită acestui fapt, studiul bacteriologic al m ărilor este
una dintre cele mai importante preocup ări pentru oceanologia
viitorului.

1522.4.7. Microbiologia eco sistemelor hidrotermale

Ecologia surselor hidrotermale submarine
Explorarea geologic ă a fundului oceanului în zone în care
încă au loc procese de a șezare a pl ăcilor de lav ă (la o adâncime
de 2 000 — 2 500 m) a dus la descoperirea nea șteptată a unor
adevărate oaze, populate de comunit ăți complexe, bine
dezvoltate, de nevertebrate mari și neobișnuite, asociate cu
fenomenele hidrotermale rezultate din circula ția apei în re țeaua
de fisuri și crevase.
Cercetările au fost extinse în di ferite regiuni ale oceanului
(Coasta de est a Oceanului Pa cific, Galapagos Rift, Gorda
Ridge, bazinul Guaymas etc.) și realizate cu ajutorul
submarinelor dc cerc etare din Danemarca și Franța.
Explorările efectuate pîn ă la adâncimea de 10.000 m au
demonstrat c ă factorul care limiteaz ă existența organismelor vii
nu este nici temperatur a, nici întunericul și nici presiunea
ridicată (1 000 atm), ci lipsa dc hran ă. Ele au confirmat faptul
că dezvoltarea, uneori luxuriant ă, a comunit ăților animale este
asociată cu prezen ța unor surse (izbucuri) hidrotermale
(„Hydro-thermal vents").

Geneza și particularit ățile habitatului
În zonele în care, conf orm teoriei tectonicii pl ăcilor,
fundul oceanului nu este perf ect consolidat, mari cantit ăți de
căldură pătrund în ocean, odat ă cu apa supraînc ălzită din
izbucurile subterane.
În geneza lor, un rol important revine regiunilor în care
plăcile tectonice se deplaseaz ă unele în raport cu altele, celor cu
lava recent extrudat ă, incomplet consolidat ă („Pillow lava") sau
în care apar fisuri datorit ă contracției determinate de r ăcire.
În aceste zone, permeabilita tea pentru apa de mare cre ște,
permițând percolarea ei în subteran prin scoar ța terestră, uneori
pe adâncimi de câ țiva km.
Datorită reacției ei cu roca bazaltic ă, din care
solubilizeaz ă diferite substan țe, rezult ă o apa de mare foarte
mult modificat ă, un lichid hidr otermal supraînc ălzit, acid și

153puternic reduc ător, îmbog ățit în metale, H 2 și H 2S, care este
proiectat în sus spre fundul oceanului (1 — 8,5 mmol/kg-1, în
funcție de gradul de dilu ție). Energia geotermal ă este convertit ă
în energie chimic ă sub form ă de compu și anorganici redu și
(Jannasch și Motte, 1985; Laubier; 1989).
Au fost descrise trei tipuri de izbu curi hidrotermale
(”Hydrothermal vents”), dup ă forma, temperatura apei și
celelalte particularit ăți asociate:
— Izbucurile fierbin ți (Hot vents), cuno scute mai ales sub
denumirea de fumegătorii negri (Black smokers), ca hornuri
înalte pân ă la 15 m, care proiecteaz ă cu putere prin crater ap ă
supraîncălzită, sterilă. Jetul are aspect de nori negri datorit ă
precipitării sulfurilor polimetalice aflate în apele fierbin ți în
stare saturat ă, în urma contactului cu mediul rece înconjur ător.
— Izbucurile calde (Warm hydrothermal vents), elimin ă o apă
bogată în H 2S (fumegători albi – White smokers"), alb ăstruie cu
o temperatur ă de 150—270°C, care, uneori, poate s ă conțină
O2.
— EmisiuniIe de ap ă caldă elimină apa răcită la 15—40°C
datorită amestecului cu apa de mare rece, care s-a infiltrat în
stratu1 poros situ at sub suprafa ța lavei recent solidificate.

Fauna oazelor hidrotermale
În timp ce fundul oceanelor este caracterizat printr-o
faună săracă, reprezentat ă de viermi și crustacee mici și de
absența macrofaunei (Enright și colab., 1981), comunit ățile de
nevertebrate formeaz ă colonii bogate, pe o suprafa ță de câteva
sute de m2 în jurul surselor hidrotermale.
Ele cuprind peste 160 de specii, cele mai multe noi pentru
știință (Laubier, 1989), identificate, dup ă cum urmeaz ă:
Mollusca cu 41 de specii (Bivalvia și Gastropoda), Annelida cu
41 de specii (Polichaeta și Hirudina), Arthropoda cu 44 de
specii (Crustacea, Copepoda, Cirr ipedia, Amphipoda, Isopoda,
Decapoda).

154 Au fost eviden țiate și două tipuri de pe ști (Zoarcide),
identifica ți ca Pachycara și Thermarces.
Relațiile cu microorganismel e sunt cel mai bine
cunoscute la câteva sp ecii care au atras aten ția prin unele
particularit ăți structurale, de cre ștere etc. și anume:
• Riftia pachyptila, vierme din ord. Vestimentifera
(Pogonophora), lung de 2,0—2,5 m, care formeaz ă adevărate
„tufișuri" în care se g ăsesc numeroase molu ște, polichete,
amfipode, decapode etc.
• Bivalvele giganie: Ca lyptogena magnified (> 25 cm)
și Bathymodulius thermophilus.
• Alvinella pompejana („vierme de Pompei") numit
astfel de geologi datorit ă faptului c ă suportă în permanen ță o
„ploaie" de particule metalice. Este nevertebratu l marin cel mai
termofil (20—40°C).
| Diferite specii de anim ale sunt dispuse în zone concentrice
sau „centuri" în jurul surs ei hidrotermale, în func ție de toleran ța
lor termic ă și de compozi ția chimic ă a mediului.
În sprijinul acestei afirma ții pledeaz ă și faptul c ă în
zonele în care apa fierbint e a izbucului este diluat ă cu apă rece
din mare se pot obser va doi „poli biologi ci": la polul ,,ap ă
caldă" se găsesc mari cantit ăți de A. pompejana, A. caudata și
consumatorul lor, crabul carnivor Cyanagraea praedator, în
timp ce la polul „ap ă rece" se g ăsesc viermii vestimeutilea și
bivalvele mari.
În mod normal, fauna bentic ă se hrănește cu materia
organică — derivat ultim al fotosi ntezei — care este depus ă la
fund ca rezultat al procesului de sedimentare. Ea este
insuficient ă pentru a explica dezvolta rea unei faune luxuriante,
cum este cea din jurul iz bucurilor hidrotermale.
Lonsdale (1977) a formulat dou ă ipoteze privind originea
nutrienților:
1) Materia organic ă provenit ă din straturile superioare ar
fi concentrat ă în jurul surselor termale, prin ac țiunea curen ților
orizontali,rezulta ți din convec ția provocat ă de desc ărcarea
lichidelor calde și fierbinți în mediul rece înconjur ător. Deși nu

155poate fi complet înl ăturat, acest mecanism nu poate asigura
energia necesar ă dezvolt ării atât de masive a faunei oazelor
hidrotermale.
2) Interven ția unor microorganism e chimiosintetice,
demonstrat ă ulterior ca esen țială.
Microbiota ecosistemelor hidrotermale
Microorganismele din jurul izbucurilor termale sunt
prezente sub trei forme diferite:
• suspensii de bacter ii libere sau ca gr ămezi deta șate
de pe suprafa ța rocilor;
• în straturi, uneori groa se, de microorganisme
depuse pe dife rite suprafe țe acoperite de ap ele izbucului;
• în asocia ție simbiotic ă cu nevertebratele.
Din cauza dificult ăților tehnice, ele sunt relativ pu țin
cunoscute.
Ținând seama de natura surs elor din mediu, care pot
acționa ca donatori sau accept ori de electroni, Jannasch și
Mottl (1985) consider ă că, teoretic, bacterii le din aceste medii
pot aparține următoarelor grupuri fiziologice:
1) sulfoxidante;
2) S- și sulfat-reduc ătoare;
3) hidrogenoxidante;
4) nitrificatoare;
5) denitrificatoare;
6) metanogene și acetogene;
7) Fe- și Mn-oxidante;
8) metilotrofe și monooxid de C oxidante.
Câteva din bacteriile prezente au fost identificate, îns ă
cele mai multe sunt de scrise pe baza asem ănării lor cu forme
identificate în medii cu compozi ție chimic ă asemănătoare.
Cel mai frecvent întâlnit ă este Thiomicrospira pelophila
(asemănătoare cu Hyphomicrobium), urmată de bacterii
asemănătoare cu Beggiatoa, Thiobacillus, Thiothrix și
Leucothrix , triclioame asem ănătoare cianobacteriilor (de
nedeosebit de Calothrix). A fost descris ă, de asemenea, o

156specie nou ă de Methanococcus, care are temperatura optima de
dezvoltare de 86°C (durata unei genera ții 26 min).
Pe grupe fiziologice, predomin ă bacteriile sulfoxidante
chemoauto-trofe, acidofile obligat e, chemoautotrofe facultative
(cele mai numeroase) și mixotrofe (capabile s ă desfășoare
simultan metabolism heterotrof și autotrof, fii nd stimulate de
prezența tiosulfatului). Au fost eviden țiate, de asemenea,
bacterii care oxideaz ă H2, Fe, Mn, CH 4 și CO.
Abunden ța lor este variabil ă în funcție de localizare, dar
frecvent ating densit ăți care sugereaz ă că ar putea fi surs ă de
hrană pentru nevertebratele filtratoare.
În parte, aceste densit ăți celulare sunt r ăspunzătoare de
aspectul lactescent al unor emisiuni de ap ă caldă.
Densitățile cele mai mari sunt realizate în țesuturile
nevertebratelor și pe suprafa ța rocilor.
În Galapagos, în imediata apropiere a ap elor tulburi
emise de izvoarele calde, pot atinge densitatea de 108-109/ml-1,
care corespunde unei densit ăți dificil de realizat în condi ții
uzuale de laborator (109 bacterii reprezint ă o biomas ă de aprox.
1 g/1).
La distan ță de 1 m de sursă, densitatea este mai mic ă (5 x
105-106/ml), deci comparabil ă cu cea din mediul litoral
(Larbaud și Desbruyeres, 1984).
În jurul izvoarelor fierbin ți numărul este și mai redus (4,7
X 105/ml).
Activitatea metabolic ă in situ, studiată cu dispozitive
speciale, manipulate din submar inele de explorare, este
neașteptat de intens ă.
n) Viteza chemosintezei m ăsurată cu 14CO 2 la
baza unui „fumeg ător negru" a fost de 106 µM/ml -1/zi -1.
o) Încorporarea [3H] adeninei este rapid ă și este
mai intens ă la 90°C decât la 21°C sau la 50°C.
Biomasa acumulat ă este de 2—3 ori mai mare decât
cea produs ă de microorganismele fotosintetizante de la
suprafață, în regiunea corespunz ătoare habitatului analizat.

157 Enright și colab. (1981) o apreciaz ă, pe baza
determin ării ATP, la 100-250 µg C bacterian/l, ceea ce ar
echivala cu 100-1 000 mg C.
Productivitatea bacterian ă este mai mare în vecin ătatea
izbucurilor calde, unde emisiunea apei și a surselor
reducătoare de energie chimic ă se face mai lent, ca și
amestecul lor cu apa de mare oxigenat ă. Ea este mai mic ă în
cazul izbucurilor fierbin ți datorit ă proiect ării brutale a
jetului, care este diluat și dispersat rapid in coloana de ap ă.
Acest fapt este confirmat și de prezen ța unei densit ăți mai
mari de animale în jurul izbu curilor calde decât în jurul
celor fierbin ți.
Termofilia bacteriilor. Majoritatea bacteriilor
studiate sunt termofile sau ultratermofile.
Baross și Deming (1983) au anun țat cultivarea
bacteriilor în condi ții simulate în laborator la 250°C și 265
atm (condi ții în care apa fierbe la 460°C), cu urm ătoarele
durate de genera ție: 8 ore la 150°C, 90 minute la 200°C și 40
minute la 250°C.
Rezultatele sunt contestate, întrucât bacteriile
ultratermofile uzuale cresc la maximum 120°C (temperatura
optimă 105°C).
În plus, s-a demonstrat c ă temperaturile superioare
acestei limite, ca și presiunile mari au un efect de
descompunere asupra compu șilor organici.
Baross și colab. (1984) au semnalat prezen ța a 4,7 X
105 bacterii vizibile la microsc op în apa fierbinte (304°C).
Jannascli și Motte (1985), lucrând în condi ții în care a
fost evitat ă orice dilu ție sau contaminare din mediu, nu au
confirmat aceste rezultate pentru t° 338 — 350°C.
Activitatea microbiotei hidrotermale . În absența
totală și permanent ă a luminii, microorganismele utilizeaz ă
compușii anorganici redu și din sursele hidrotermale ca surs ă
de energie pentru chemosinteze.
Ele se comport ă ca produc ători primari autentici, care
compenseaz ă absența produșilor rezulta ți din fotosintez ă,

158utilizând constituen ții anorganici redu și ca surs ă de energie
pentru chemosintez ă.
Un rol primordial în acest proces revine bacteriilor
sulfoxidante, datorit ă, pe de o parte, marii lor versatilit ăți
metabolice și, pe de alta, concentra ției relativ mari a
compușilor redu și ai S.
În felul acesta, comunit ățile animale din oazele
submarine tr ăiesc pe seama produc ției primare
chemosintetice și a energiei terestre și nu pe seama energiei
solare.
Alte activit ăți microbiene posibile. Deși compu șii
reduși ai S reprezint ă donatorii majori de electroni, prezen ța
bacteriilor metanogene, metilotrofe, sulf- și sulfat-
reducătoare, hidrogen-oxidante și Fe- și Mn-oxidante
sugereaz ă posibilitatea interven ției lor în mediul hidrotermal.
Bacteriile care oxideaz ă metanul, prezent în cantit ăți
mari, de origine geotermal ă, dar și biogen ă (prin ac țiunea
Methanococcus sp.) utilizeaz ă CH 4 în apropierea izbucurilor
calde ca surs ă atât de energie, cât și de C. Aerobe sau
microaerofile, ele ac ționează după reacția:
2CH 4 + 2 0 2 —> 2 CH 20 + 2 H 20.
Bacteriile care oxideaz ă H2 sunt facultativ autotrofe. Ele
au avantajul ecologic de a putea combina proprietatea de
creștere heterotrof ă cu utilizarea enzime lor ciclului Calvin.
În creșterea autotrof ă, ele utilizeaz ă H2 produs pe cale
geotermal ă, realizând o produc ție primar ă de C organic dup ă
reacția netă: 6H 2 + 2O 2 + C0 2 -> CH 20 + 5 H 20.
Simbioza bacteriilor chemosintetizante cu
nevertebratele marine
Densitatea celulelor b acteriene în vecin ătatea izbucurilor
hidrotermale nu explic ă abunden ța neobișnuită a celor dou ă
specii majore de nevertebrate: Riftia pachyptila și Calyptogena
magnifica.

159În absen ța unei surse alternative de nutrien ți, Boss și
Turner (1980) au emis ipoteza unui transfer foarte eficient de C
organic produs pe cale simbiotic ă de R. pachyptila.
Ipoteza a fost confirmat ă prin cercet ările efectuate pe R.
pachyptila, vierme vestimentife r, lung de ~ 2,5 m și gros de 5
cm, care formeaz ă adevărate ,,tufi șuri" înalte de 1—2 m în
jurul surselor termale cu temperatura de 20—30°C.
Branhiile reprezint ă singura parte a viermilor care iese
din tubul care îi înconjur ă. Ei pot reintra în acesta în condi ții
nefavorabile. Br anhiile sunt sc ăldate de apa de mare oxigenat ă,
bogată în sulfuri, și pot transmite compu șii necesari pentru
sinteza chimic ă (CO 2, sulfuri) direct în sistemul circulator
(viermele fiind lipsit de capacitatea de ingestie și de digestie).
Feldeck (1981) a demonstrat c ă ~ 50—60% din
capacitatea corpului lor este oc upat de un organ specializat cu
„potential chemoautotrof" — trofosomid — cu țesut spongios,
reprezentând o adaptare structural ă și fizioIogic ă menită să
adăpostească simbion ții bacterieni.
Deși nu au fost izola ți și cultiva ți, natura procariot ă a
simbionților este sugerat ă de morfologie (form e sferice sau de
bastonașe scurte), de m ărimea genomului, de raportul de baze
ca și de activit ățile enzimatice (Jannasch și Taylor (1984).
Datorită lor, trofosomul dispune de enzime cu rol în
producerea și stocarea de energie pe cale biologic ă (ATP), de
enzimele ciclului Calvin-Benson și de unele enzime din ciclul
N și S.
Enzimele respective sunt absente în restul țesuturilor.
Simbioza implic ă absorb ția H 2S eliminat di n izbucurile
termale, a O 2 și CO 2 dizolvate în apa de mare și transportul lor
pe cale sanguin ă la trofosom .
Procesul este faci litat de existen ța unei hemoglobine
extracelulare, care circul ă liber în sânge. Ea este o molecul ă
neobișnuit de mare (2 000 kdal), având o func ție complex ă
datorită prezenței în structura sa a dou ă situsuri de legare: unul
pentru O 2 și celălalt pentru H 2S.
Ea asigur ă transportul eficient al O 2 și H 2S la trofosom,
împiedic ă atât oxidarea spontan ă, cât și reacția dintre cele dou ă

160gaze și exercită o funcție protectoare prin blocarea H 2S (care ar
putea fi toxic pe ntru bacterii și țesuturi și ar putea inhiba
reacțiile enzimatice). CO 2 este transportat în stare liber ă la
trofosom. Acesta con ține ~ 109 bacterii/cm3, aparținând
grupurilor sulfoxidante și metan-oxidante (ceea ce sugereaz ă
și posibilitatea chemosinteze i prin asimilarea metanului.
H2S furnizeaz ă energia și puterea reduc ătoare necesare
pentru asimilarea de c ătre bacterii a CO 2 dizolvat în apa de
mare la C organic.
Ca rezultat al ac țiunii bacteriene, celule le de la periferia
trofosomului elibereaz ă în sânge C organic, sulfat și tiosulfat.
Astfel, se realizeaz ă transferul direct de materie și
energie de la produc ătorul primar (bacteri an) la consumatorul
primar (viermele ve stimentifer). Originea și evoluția simbiozei
nu sunt cunoscute.

161CAPITOLUL 3

APA, CALE DE TRANSMITERE A ÎMBOLN ĂVIRILOR
MICROBIENE, VIRALE ȘI PARAZITARE
Cantitatea mare de ap ă folosită în comun de popula ție,
oferă mari posibilit ăți ca în condi țiile poluării, apa s ă constituie
un important factor de îmboln ăvire. Bolile produse prin ap ă,
denumite și boli hidrice, afecteaz ă în general un mare num ăr de
persoane, îmbr ăcând caracterul unor boli cu extindere în mas ă.
În cadrul patologiei hidri ce un loc important îl ocup ă
patologia infec țioasă. Rolul apei în tr ansmiterea bolilor
infecțioase este cunoscut de mult ă vreme, chiar înainte de
descoperirea agen ților infec țioși ai acestor boli.
Odată cu dezvoltarea micr obiologiei moderne îns ă,
germenii patogeni ai unui mare num ăr de boli au fost pu și în
evidență în apă, confirmând o dat ă în plus, rolul apei în
transmiterea acestor boli (tabelul 3.1).
Principalii agen ți patogeni întâlni ți în apă
Tabelul 3.1
Grupa Agentul pathogen Afec țiunea

Bacterii Salmonella typhi
Salmonella pratyphy A,B Shigela Flexneri și alte
shigele
Vibrionul holeric
Esch. Coli pathogen
Pseudomonas aeruginosa Bacillus proteus Leptospire
Pasteurella tularensis
Brucella
Bacillus anthracis Mycobacterium
tuberculosis Febra tifoid ă
Febrile paratifoide
Dizenteria bacilar ă
Holera
Boala apei
(enterocolit ă
Wasserkrankheit)
Enterocolite Leptospiroza Tularemia
Bruceloza
Antraxul intestinal Tuberculoza

162
Virusuri Virusurile ECHO Virusurile poliomielitice Virusurile Coxsackie
Virusul hepatitei A
Virusul febrei aftoase Adenovirusuri Variate sindroame
Poliomielita
Variate sindroame
Hepatita viral ă
Febra aftoas ă
Febra faringo-
conjunctival ă,
cheratoconjunctivit a
epidemic ă
Protozoare
și
metazoare Ascaris lumbricoides
Trichocephalus
Entamoeba histolytica
Lamblia intestinalis
Fascicola hepatica
Echinococcus granulosus
Aneylostoma duodenale Ascaridioz ă
Tricocefaloza Dizenteria
amibiană
Lambliaz ă
Fascioloz ă
Echinococoz ă
Anchilostomiaz ă

Pentru apari ția unei boli infec țioase hidrice, trebuiesc
întrunite cel pu țin 3 condiții și anume:
• prezența unor eliminatori de germeni (persoane bolnave
sau purtătoare),
• posibilitatea supravie țuirii germenilor în ap ă un timp
suficient pentru a produce boal ă (în func ție de specia
microbin ă și condițiile oferite de ap ă) și
• existența unei popula ții receptive.
Bolile infec țioase transmise prin ap ă pot îmbr ăca, sub
aspectul num ărului de cazuri de îmboln ăvire și al modului de
apariție și dezvoltare, mai multe forme :
– cea mai cunoscut ă și bine studiat ă formă de manifestare
a îmboln ăvirilor hidrice este epklemia , care se caracterizeaz ă
prin num ărul mare de îmboln ăviri apărute într-un timp scurt,
afectând marea majo ritate a popula ției.
– o altă formă de manifestare a bolilor hidrice infec țioase
este endemia sau forma care cuprinde un num ăr mai redus de

163cazuri care se întâlnesc permanent într-o anumit ă zonă sau
localitate.
– ultima form ă de manifestare este forma sporadic ă
reprezentat ă prin cazuri izolate, întâ lnite mai ales în boli mai
puțin caracteristice transmiterii hidrice, dar și în boli
recunoscute ca având drept cale de transmitere apa.
Numărul bolilor transmise prin ap ă ca și numărul de
persoane afectate este destul de mare. Dup ă statisticile O.M.S.,
astăzi în lume din 4 paturi de spital, unul es te ocupat de un
bolnav care sufer ă de o boal ă transmis ă prin apă. Anual pe glob
se îmboln ăvesc prin boli transmise pe calea apei, peste 500 de
milioane de oameni.

3.1. Boli microbien e transmise prin ap ă
Dintre principalele boli mi crobiene transmise pe calea
apei se pot enumera urm ătoarele:
3.1.1. Febra tifoid ă și paratifoid ă
Agenții patogeni ai febrei tifoide – Salmonella typhi și al
febrei paratifoide Salmonella paratyphi – sunt viabili în ap ă
timp de mai multe s ăptămâni.
După L. V. Groma șevschi, bacilul tific și paratific î și
p
ăstrează viabilitatea 4-10 zile în apele curg ătoare, ceea ce ar
echivala cu 400 km parcur și cu o vitez ă medie de 1 m/sec.; 30
de zile în apa de profunzime; pîn ă la 4 săptămâni în apele
stătătoare; pân ă la câteva luni în n ămolul fântânilor și iazurilor,
iar în apele de cana l durata de supravie țuire ar fi de 6-12 zile.
În gheață bacilul tific poate supravie țui 2-3 luni de zile, în
apele minerale circa 5 zile, ia r în apa de mare 4-9 zile.
Calea hidric ă reprezint ă calea principal ă de transmitere a
bolilor intestinale, în general, și în febra tifoid ă în special
(fig.3.1).
Se apreciaz ă că până la 60% din totalul cazurilor de febr ă
tifoidă dintr-un teritoriu, pot fi de origine hidric ă.
După Horn 70% din marile epidemii de febr ă tifoidă ar fi
fost condi ționate de ap ă.

164Infecții bacteriene și în particular infec ții datorit ă
grupului de Salmonella pot fi transmise de asemenea prin
moluște crescute în ape contaminate în cazul în care nu s-a
asigurat o perioad ă de autopurificare suficient ă prin men ținerea
lor în bazine cu ap ă lipsită de germeni patogeni (ap ă tratată cu
clor sau raze ultraviolete).
Prin folosirea ap ei contaminate în scopuri menajere
(spălatul vaselor, legumelor, rufe lor, ustensilel or, bidoanelor
etc.), prin sc ăldat ca și prin folosirea ghe ții naturale sau
provenite dintr-o ap ă contaminat ă, utilizat ă în întreprinderi
alimentare pentru prepararea și conservarea produselor, se pot
de asemenea transmite infec ții tifoparatifice.
Epidemiile hidrice de febr ă tifoidă sunt precedate deseori
de un val de gastroenterite, datorit ă și prezen ței altei flore
microbiene enterice în care predomin ă de regul ă Escherichia
coli.
În urma epidemiilor hidrice de febr ă tifoidă, apar uneori
îmbolnăviri prin febr ă paratifoid ă A și B.

Apă de băut
Folosire agricol ă
ape reziduale

A p ă rezidual ă brută

Apă rezidual ă brută

Fig.3.1. Calea hidric ă de transmitere a bolilor intestinale
Uzină de apă

165Caracteristica unei epidemii de febr ă tifoidă este apari ția
ei exploziv ă și durata mai mare în compara ție cu epidemiile
transmise prin alimente.
Se apreciaz ă că 10-60% din totalul cazurilor de febr ă
tifoidă dintr-un teritoriu pot fi de origine hidric ă.
Până la organizarea ra țională a aprovizion ărilor cu ap ă,
epidemiile hidrice de febr ă tifoidă au bântuit colectivit ățile
omenești de pe toate continentele.
În țările cu nivel econom ic si cultural sc ăzut, în care
alimentarea cu ap ă este precar ă, epidemiile de febr ă tifoidă sunt
răspândite și în prezent.
Studii efectuate de exper ți O.M.S. au eviden țiat un
paralelism net între inciden ța febrei tifoide și lipsa unei re țele
publice de distribu ție a apei.
Krotkov și Cerkinscki relateaz ă că în perioada anilor
1845-1933, în Europa occidental ă au fost 124 epidemii hidrice
de febră tifoidă și paratifoid ă. Din acest num ăr, 42 epidemii cu
71.935 de cazuri au ap ărut în centrele popul ate aprovizionate
prin instala ții centrale și 39 de epidemii cu 29.623 de cazuri, în
colectivit ăți alimentate neorganizat (îndeosebi din surse de ap ă
de suprafa ță).
Între anii 1920-1936 în SUA au fost înregistrate 393 de
epidemii hidrice cu 11.5645 cazuri, din care febra tifoid ă a
reprezentat 12.585, restul fi ind cazuri de dizenterie și alte
afecțiuni gastrointestinale.
În anul 1966, în Californ ia a fost înregistrat ă o epidemie
de Salmonella t yphymurium care a num ărat peste 15.000 de
cazuri, ap ărută în urma consumului de ap ă de conduct ă.
În tabelul 3.2. sunt prezen tate principalele cauze ale
epidemiilor hidrice în tâlnite în perioada 1920-1945 în SUA.
Și în țara noastr ă în trecut, ca urmare a aliment ării
nesatisfăcătoare cu ap ă, în numeroase cen tre populate s-au
înregistrat epidemii hidrice de febr ă tifoidă.

166Clasificarea cauzelor epid emiilor hidr ice de febr ă tifoidă
în SUA și Canada – peri oada 1930-1950
Tabelul 3.2
Nr.
crt
. Cauzele epidemiilor hidrice Nr.
epidemii
1 Folosirea surselor nepurificate de la
sursele de suprafa ță 122
2 Impurificarea de la suprafa ță a apelor
subterane 124
3 Impurificarea apelor subterane adânci în
diferite întreprinderi 114
4 Impurificarea apei în rezervoarele de
colectare 14
5 Deranjamente în procesul de epurare și
dezinfec ție a apei 11
6 Impurificarea apei e purate din conductele
de apă îi rețeaua de distribu ție a apei 114
7 Alte cauze și cauze neelucidate 93
Total 822

În ultimii 30 de ani îns ă morbiditatea prin febr ă tifoidă s-
a redus în mod sim țitor, ca urmare a îmbun ătățirii condi țiilor
economico-sociale, a m ăsurilor de sanogenez ă (ameliorarea
alimentării cu ap ă și a îndep ărtării reziduurilor și de practicare
sistematic ă a imuniz ărilor antitifoidice etc.)

3.1.2.Dizenteria bacilar ă
Agenții patogeni ai dizente riei bacilare – Shigelele – sunt
puțin rezisten ți în mediu.
Bacilul dizenteric Gr igoriev-Shiga (care în țara noastr ă
nu se mai întîlne ște) are o viabilitate redus ă în apa de conduct ă;
în apa de râu supravie țuiește 2-3 zile, în apa de fântân ă pînă la 6
zile, iar în apa fiart ă și contaminat ă ulterior (deci în absen ța
florei microbiene concurente) pân ă la două săptămâni.

167Bacilii Flexner și Sonne supravie țuiesc în ap ă
aproximativ de dou ă ori mai mult decît b acilii Grigoriev-Shiga,
iar în apa fiart ă și contaminat ă ulterior, pân ă la 2-3 luni.
Speciile de Shigelle care circul ă mai frecvent în prezent
(Shigella Flexneri) se pot men ține viabile timp mai îndelungat
în apă mai ales la temperaturi sc ăzute, cînd flora saprofit ă
contaminat ă este în bun ă măsură inhibată.
În raport cu particularit ățile calitative ale apei,
temperatura, gradul de aera ție și insolație, ca și unii factori
biologici (prezen ța bacteriofagilor specif ici, a protozoarelor
etc.), shigelele tr ăiesc în ap ă de la 5 la 38 de zile.
Epidemiile hidrice de dizenterie, ca și cele de febr ă
tifoidă, pot fi cauzate de contam inarea apei furnizate de
instalațiile centrale, ca și a apei de fântân ă, precum și de
consumul de ap ă de suprafa ță netratat ă sau insuficient tratat ă,
prin folosirea apei din recipiente în care apa s-a transportat ori
menținut în condi ții necorespunz ătoare etc.
Întrucît cursurile de ap ă sunt folosite sistematic atât
pentru îndep ărtarea apelor reziduale, cât și pentru
aprovizionarea cu ap ă de băut, în cazul devers ărilor de ape
reziduale insuficient tratate și dezinfectate, ca și în cazul
prelucrării nesatisf ăcătoare a apelor de suprafa ță în scop potabil,
pot apărea focare epidemice de febr ă tifoidă și dizenterie de-a
lungul acestor cursuri de ap ă sau în centrele populate
aprovizionate de instala țiile respective.
Dizenteria de natur ă hidrică evolueaz ă adeseori atipic din
punct de vedere clinic, dup ă tipul gastroenteritelor,
enterocolitelor și toxiinfec țiilor, afectând cu predilec ție
populația adultă și copiii mari.
În aceste condi ții se pot izola de la bolnavi Shigella de
un singur tip sau de tipuri și sub-tipuri diferite.
S-au citat și infecții mixte: tifice și dizenterice ca și epi-
demii de dizenterie de natur ă hidrică, urmată de îmboln ăviri de
hepatită virală apărute în aceea și colectivitat e printre fo știi
bolnavi de dizenterie.

168 Caracterul polietiologic fr ecvent al epidemiilor de
dizenterie, în sensul c ă din apa contaminat ă se pot izola diverse
serotipuri de Shigella , a fost subliniat ă de numero și autori.
Izolarea din ap ă a aceluia și serotip de Shigella, g ăsit și la
bolnav, reprezint ă dovada cert ă a contamin ării apei potabile cu
dejecte umane.
Dat fiind c ă izolarea din ap ă a shigellelor este dificil ă, se
recurge, de regul ă, la punerea în eviden ță a fagilor
antidizenterici.
Caracteristicile unei epidem ii hidrice de dizenterie
bacilară sunt: debut exploziv și la scurt timp de la poluarea apei
folosită pentru consum; cuprinder ea tuturor grupelor de vîrst ă
cu excep ția sugarilor, multitudinea formelor u șoare și atipice.
Intreruperea consumului de ap ă poluată, duce la stagnarea
epidemiei.
În condi ții de igien ă deficitar ă se pot înregistra, în
continuare, cazuri de dizenterie bacilar ă, la contac ții bolnavilor
contamina ți prin consumul de ap ă poluată. Este a șa numita
„coadă a epidemiei" în care îmboln ăvirile recunosc drept
mecanism transmiterea prin condi țiile insalubre de via ță.

3.1.3. Holera
Datorită pretenției sale mici de substan țe nutritive,
vibrionul choler ic este bine adaptat la condi țiile de via ță din
apele de suprafa ță.
Viabilitatea acestui germen în bazinele naturale de ap ă,
variază de la cîteva zile la cîteva luni.
Răspîndirea bolii pr in apa de b ăut contaminat ă, re-
prezintă una din c ăile esențiale de transmitere.
Lipsa instala țiilor sanitare și mai ales insuficien ța apei
potabile și pentru alte nevoi, constitu ie factorul fundamental în
propagarea bolii.
În cursul ultimilo r 15 ani, holera clasic ă datorat ă
vibrionului holeric ( Vibrio cholerae ) a regresat foarte mult,
chiar in regiunile endemi ce cum ar fi India.

169În schimb holera "El Tor " care s-a propag at în 1961 din
focarul s ău endemic din Indonezia , a afectat numeroase țări ale
Pacificului Occidental, Asiei de Sud-Est și Asiei Centrale.
În 1970 o serie de pusee epidem ice provocate de holera El
Tor au ap ărut în zone de obicei inde me cum ar fi regiunea
Mediteranei Orientale și un num ăr de țări africane.
În 1971 holera s-a întins înc ă în 9 țări africane, iar mici
izbucniri epidemice sau cazuri individuale s-au înregistrat și în
6 țări europene.
În condiții relativ similare de mediu acvatic, în perioadele
reci, su-pravie țuirea vibrionului chol eric ca de altfel și a
salmonelelor, shigelelor et c., este mai îndelungat ă.
Aceasta se datore ște faptului c ă în astfel de condi ții
hidroflora și hidrofauna se afl ă într-o stare de activitate minim ă.
Dimpotriv ă, în condi ții de temperatur ă crescute
activitatea întregii bioceno ze a apei fiind mai intens ă
viabilitatea microbian ă este mult mai sc ăzută
Epidemiile de holer ă pot îmbr ăca următoarele aspecte :
• epidemii explozive care apar dup ă o incuba ție
medie de 48 de ore, sursa comun ă sau vectorul
comun fiind apa (exemplu epidemia din 1854 de la
Londra, sau cea din 1892 de la Hamburg) ;
• epidemii lente, trenan te, cu numeroase infec ții
subclinice, în care apa joac ă, de asemenea, un rol
important.
Ca și în alte infec ții bacteriene sau virale, num ărul
formelor subclinice și a purtătorilor de germeni, este mult mai
mare decît al cazuri lor clinice tipice, evidente (fenomenul
iceberg);
• epidemii de cont act (mai rare).
Caracteristic pentru holera El Tor este crearea de focare
permanente, acolo unde se instaleaz ă, condiționat în special de
starea sanitar ă precară a teritoriului respectiv.
Febra tifoid ă și paratifoid ă, dizenteria și holera, boli
clasic cunoscute a fi transmis e pe calea apei, au atins propor ții
neobișnuit de mari în decursul timpurilor, constituind și astăzi,

170pentru unele regiuni ale lumii, probleme majore de prevenire și
combatere.
Dacă în țara noastr ă febra tifoid ă și paratifoid ă este într-
un evident și permanent regres, totu și, periodic se înregistreaz ă
focare sau cazuri sporadice de boal ă în diverse regiuni ale țării.
Dizenteria în schimb, reprezint ă o problem ă de
permanent ă actualitate, morb iditatea prin aceast ă afecțiune fiind
destu) de ridicat ă pe întreg teritoriul țării.

3.1.4. Enterocolitele
Escherichia coli și diversele tulpini de coli patogeni sunt
viabile în ap ă timp îndelungat.
Tulpinile de enterocoli apar ținând serotipurilor O55B5:
O:111B/4; O26BG ; O119B14 ; O124B17 ; O125Bi5 pot
cauza în spitalele și așezămintele pentru copii, epidemii de
enterite maligne, îndeos ebi la sugari, care da u uneori o letalitate
de peste 50%. S-a semnalat, de asemenea, posibilitatea
transmiterii prin ap ă a Yersinei enterocoli tica, germenul fiind
izolat și din apa de fântân ă.
Posibilitatea declan șării unor epidemii de gastroenterite,
la copiii mici îndeosebi din țările cu climat cald cauzat de
Pseudomonas aeruginosa a fost eviden țiată cu prilejul unor
epidemii, dintre care una a inre gistrat circa 1 000 de cazuri cu
14 decese.
Alți germeni, precum: ente rococul, proteusul, Clostridium
welchii , mezentericul ș.a. pot produce, în anumite condi ții
pusee epidemice.
De subliniat posibilitatea ca, și în cazul unei ape care
conține un num ăr mare de germeni bana li, o cantitate crescut ă
de substan țe organice sau de substan țe în suspensie, precum și
ape în care s-au dez voltat în mod exacerba t alge capabile de a
secreta substan țe toxice, acestea pot av ea repercusiuni asupra
tubului digestiv fragil al copilului determinând tulbur ări
gastrointestinale.

1713.1.5.Leptospiroza
Leptospirele pa togene sunt pu țin rezistente în mediul
ambiant.
Supravie țuirea leptospirelor patoge ne în apa de suprafa ță
este limitat ă de la câteva zile, la circa dou ă săptămîni în raport
de compozi ția chimic ă, pH-ul și temperatura apei, microflora
antagonist ă etc.
În apele pu țin adânci și curs lent, cu pH alcalin și o
temperatur ă în jur de 20°C, leptospirele r ămân viabile un timp
mai îndelungat.
După P. V. Milikovskaia leptospirele pat ogene ar persista
în apa de râu 1—2 luni și chiar pîn ă la 5 luni. În n ămol ar putea
supraviețui, după I. V Terskin peste 23 de zile.
Omul se contamineaz ă fie consumând ap ă (de rețea,
fântână sau apă de suprafa ță netratată) ce conține leptospire, fie
mai frecvent, f ăcînd baie în ape de suprafa ță contaminate.
Contaminarea ap elor de suprafa ță se face prin dejectele și
urina roz ătoarelor eliminatoare de le ptospire sau pr in cadavrele
acestora, prin deversarea rezi -duurilor neepurate de la
crescătoriile de animale și îndeosebi a celor de porci amplasate
în apropierea râurilor, prin ad ăparea animalelor bolnave etc.
Contaminarea animal elor se poate face și prin diverse
activități agricole f ăcute în zone ml ăștinoase (cultura orezului,
cositul fânului în lunci inundate, desec ări și drenări ale
colecțiilor de ape stagnante, iriga ții etc.).
Maximum de îmboln ăviri cu unele serogrupuri de
leptospire se în-registreaz ă in sezonul de var ă și început de
toamnă, imprimând bolii un caract er de sezonalitate.
Redăm după Teodorovici un interesa nt episod de natur ă
hidrică cu Leptospira pomona apărut într-o localitate rural ă;
îmbolnăvirile au interesat îndeosebi școlarii și preșcolarii care
s-au scăldat într-un iaz contaminat cu leptospire de la o
crescătorie de animale din amonte.
Dat fiind capacitatea lept ospirelor de a traversa
tegumentele, exist ă și posibilitatea infect ării omului cu prilejul
trecerii prin ape contamin ate, pescuitului etc.

172Cazuri de contamin ări cu L. pomona, L. gripotyphosa ș.a.
prin scăldat, îndeosebi a copiiior , urmate de izbucniri
epidemice, au fost frecvent semnalate.
În apele reziduale pr ovenite de la cresc ătorii de animale,
ca și în apele de râu în care s-au evacuat aceste ape reziduale
s-au pus în eviden ță leptospire patogene.

3 .1.6.Bruceloza
In literatur ă există descrise cazuri de bruceloz ă transmise
prin apa de fîntîn ă contaminat ă.
Evidențierea brucelozelor în apa acelor fîntîni a utut fi
efectuată de o serie de cer-cet ători. Supra vie țuirea brucelelor în
apă ar varia de la 6—60 de zile.
După F. K. Krotkov, toate sp eciile de bru-cele pot s ă-și
păstreze viabilitatea în ap ă timp de 40—60 de zile.
Trebuie men ționat faptul c ă la animalele bolnave
bruceloza, ca de altfel și la cele bolnave de leptospiroz ă, avortul
este simptomul clinic tipic întîlnit în pe-rioada de gesta ție.
Odată cu eliminarea avort onilor, a membranelor și
lichidelor foetale, se elimin ă în mediu și cantități enorme de
brucele și respectiv leptospire.
Gunoiul de grajd astfel contaminat, dac ă nu este în mod
corespunz ător depozitat și tratat, ori dac ă este depus în
apropierea surselor de ap ă, poate duce la contaminiarea
acestora.
În aceste perioade pe rsonaslul de îngri jire a animailelor,
ca și tehnicienii veterinari care dau asisten ță obstetrical ă
animalelor, sunt foarte expu și.

3.1.7.Tularemia
Agentul patogen al tularemiei Pasteurella tularensis
prezintă o rezisten ță remarcabil ă în mediul extern.
În apă își poate p ăstra viabilitatea pîn ă la 2—3 luni de
zile, iar in sol în func ție de natura și propriet ățile acestuia (pH,
temperatur ă, umiditate etc.), de la 10 zile pîn ă la 21/2 luni.

173Îmbolnăvirile de tularemie sunt cauzate de consumul de
apă contaminat ă cu urină, dejectele sau cadavrele roz ătoarelor.
În timpul verii îmboln ăvirile sunt cauzate de sc ăldarea în
ape contaminate.
Ca și leptospirele, bacilul tu laremiei poate traversa
tegumentele și mucoasele (mucoasa conjunctival ă), chiar când
ele sunt intacte.
A. Cornelson arat ă că numeroase focare de tularemie se
înregistreaz ă periodic în anumite colectivit ăți din apropierea
unor râuri de șes.
Cercetându-se condi țiile de persisten ță și circula ție ale
agentului patogen în ace ste ape, s-a izolat ba cilul tularemiei din
perifitonul plantelor acvatice, din molu ște, batracieni etc., ceea
ce dovede ște multiplele posibilit ăți de transmitere a acestei
îmbolnăviri prin ap ă.

3.1.8. Tuberculoza
Tuberculoza — forma ei intestinal ă, poate fi transmis ă și
pe calea apei, în particular prin intermediul apelor de suprafa ță
în care s-au de-versat ape rezi duale provenind de la sanatorii
sau spitale de tuberculoza.
În apele reziduale ale sa natoriilor de tuberculoz ă, ca și în
apele de suprafa ță, în aval de deversarea apelor reziduale, s-a
pus în eviden ță bacilul tuberculozei.
Bacilul Koch a fost decelat în propor ție de 15% din
probele de ape reziduale menajare și 41% din apele reziduale
provenite de la sana toriile de tuberculoz ă.
Se consider ă că 20% din probele de ape reziduale, dup ă
epurarea lor mecanic ă și biologic ă, conțin bacili Koch.
O inciden ță mai crescut ă a tuberculozei intestinale la om
și animal a fost semnalat ă în colectivit ățile riverane cursurilor
de apă în care s-au evacuat apele reziduale provenite de la
unitățile de tuberculoz ă. Se citeaz ă cazul a 3 copii care s-au
îmbolnăvit de tuberculoz ă în urma contactulu i lor cu apa unui
râu intens impurificat cu ape reziduale proveni te de la un
sanatoriu de tuberculoz ă.

174 Într-un alt caz, cauza tube rculozei la 2 copii a fost
scăldatul într-un râu put ernic impurificat cu ape reziduale ; din
apa ca și din sedimentul acestui râ u s-a izolat bacilul Koch.

3.1.9. Antraxul
Rolul apei în transmiterea antraxului este minim. S-a
arătat totuși posibilitatea ca Bacillus anthracis să ajungă în
apele de suprafa ță odată cu apele reziduale provenite de la
întreprinderile care prelucreaz ă piei sau alte produse animale.

3.1.10.Febra Q
Posibilitatea de transmitere a febrei Q prin consum de ap ă
contaminat ă, ca și în urma sc ăldatului în bazine de ap ă
impurificate cu dejectele animal elor bolnave, a fost raportat ă de
unii autori.

3.2. Boli virale transmisibile pe calea apei
Dintre componentele mediului înconjur ător, apa
reprezint ă elementul cel mai impor tant în vehicularea și
răspândirea virusurilor patogene pentru om.
Ea poate s ă se încarce cu astfel de agen ți infecțioși în
oricare din stadii le circuitului s ău natural.
Cel mai puternic poluate sunt apele de suprafa ță în care se
devarsă ape uzate fecaloid-menajere.
De asemenea, apele meteorice pot fi poluate cu virusuri,
mai ales respiratorii, a c ăror rezisten ță este însă relativ sc ăzută.
Dintre apele subterane, ce le freatice sau de mic ă
profunzime pot fi poluate cu viru suri enterice, de pe suprafa ța
solului sau din straturile superf iciale ale acestuia (latrine,
depozite de gunoaie).
În schimb, apele de medie și mare adâncime sunt mai
puțin sau deloc expuse aces tui gen de poluare.
Virusurile patogene pe ntru om nu se înmul țesc în mediul
ambiant, ci numai în prezen ța celulelor vii, receptive, iar
diluarea în volum ele mari de ap ă, precum și inactivarea multora
dintre particulele virusale, ajunse in condi țiile neprielnice din

175acest mediu, fac ca ace ști agenți patogeni s ă nu se găsească in
apă de obicei decâ t în concentra ții mici sau deloc.
De aceea, riscurile pentru s ănătatea omului sunt, în
general, greu de apreci at, cazurile de îmboln ăvire transmise in
acest mod, neputând fi adeseori sesizate ca hidrice, datorit ă
caracterului lor sporadic, de și pot ap ărea și îmboln ăviri cu
caracter exploziv, epidem ic. Tot din cauza densit ății scăzute in
factorii naturali, de tectarea acestor agen ți necesit ă tehnici
adecvate de cercetare a pa rticulelor de virus.
Aceste condi ții au făcut ca problema virusurilor în ap ă să
constituie o preo cupare crescând ă a cercet ătorilor din domeniul
virusologiei sanitare, ca și a altor factori în grija c ărora se afl ă
problemele de s ănătate public ă.
O preocupare de prim ordi n este concretizarea unei
metodologii cât mai adecvate pent ru detectarea unui cât mai
mare num ăr de unit ăți virusale, din variat e categorii de ape și
stabilirea celo r mai eficiente procedee de tratare antivirusal ă a
apei.
O preocupare, de asemenea actual ă o constituie
precizarea unor condi ții de calitate virusal ă a apei.

4.2.1. Virusuri patogene pent ru om transmisibile prin ap ă
Cu toate c ă teoretic orice tip de virus patogen pentru om
se poate transmite prin ap ă, practic numai anumite virusuri
prezintă importan ță sanitară.
Este vorba de acele virusuri care au fost depistate
frecvent în mediul hidric sau a c ăror prezen ță în acest mediu
este posibil datorit ă faptului c ă, eliminându-se din organism
prin fecale și urină sau alte c ăi, ar putea ajunge în ap ă unde,
grație rezisten ței lor, persist ă un timp suficient de lung pân ă la
pătrunderea în organismul receptiv.
Lista tipurilor de virusuri transmisibile prin ap ă depășește
cifra de 100 (tabelul 3.3.) și deoarece — spre deosebire de
bacterii sau alte celu le – virusurile posed ă un singur acid nucleic
ADN sau ARN – în prezentarea lor se ține seama de acest
criteriu de baz ă.

176Dintre virusurile cu ADN, adenovirusurile — agen ți ai
unor afec țiuni respiratorii, oculare și digestive , au fost detectate
frecvent în apele uz ate sau de suprafa ță, ca și în cele de b ăut sau
de piscin ă. Pentru alte grupe de viru suri cu ADN, rolul apei ca
vehicul urmeaz ă a fi stabilit.
Astfel, din grupul Papova, virusul negilor comuni și unii
agenți de tip Polyoma, asocia ți cu encefalopatia progresiv ă
multifocal ă a omului sau înrudi ți cu tipul SV40, care poate da
tumori la roz ătoare și maimuțe, găsiți și în tractul urinar la om,
de asemenea ar putea ajunge în ap ă .

Virusuri transmisibile prin apa care se pot asocia cu boli umane
(după Duca și colab., Melnick și colab., MHO Report)
Taelul 3.3.
Grup de virusuri Nr. de
tipuri Imbolnăviri cauzate sau cu care se pot asocia
Enterovirus :
– polio
-Coxsackie A
-Coxsackie B
– echo
– enterovirusuri
3
24
6
>33
4
Paralizii, meningite, febr ă, boli respiratorii,
exantem, diaree, herpangina, miocardite,
pleurodinie, ence Calite, conjunctivit ă
hemoragic ă acută
Hepatita tip A
(probabil
enterovirus) 1 Hepatită infecțioasă (virală)
Gastroenterita tip
A (agentul
Norwalk) 2 Vomă epidemic ă și diaree, febr ă
Reovirus Rota
virus
(Gastroenterita
tip B) 3
Boală respiratorie și diareic ă ușoară, vomă
epidemic ă și diaree, mai ales la copii
sub 6 ani

177Adenovirus
Polioma >30
1 Boală respiratorie acut ă, infecție conjunctival ă,
keratită, encefalite, tumori
Parvovirus :
Virusul adeno-
asociat 3 Boli respiratorii acute ale copilului,
dar cu etiologie neclar ă
Total 110

Un alt grup de virusuri cu ADN, care se elimin ă prin
fecale și pot ajunge în ap ă, îl reprezint ă parvovirusurile, între
care cităm așa-numitele virusuri adeno-asociate.
Acestea, împreun ă cu adeno- sau herpesvirusurile, dau
boli respiratorii la copii sau pot fi asociate cu cancerul colului
uterin.
Au mai fost izolate din materiile fecale și alte
parvovirusuri, ca ac elea care cauzeaz ă gastroenterita infec țioasă
abacterian ă, cum este agentul Norwalk și, de asemenea
virusurile hepatitei A și B, a căror apartenen ță de grup înc ă nu
este stabilit ă.
Aceste virusuri, îndeoseb i ale hepatitelor, prezint ă
importan ță deosebit ă datorită mai ales rezisten ței lor fa ță de
clorinarea apei.
Cele mai r ăspândite în mediul acvatic par s ă fie virusurile
cu ARN, în prim ul rând din grupul Picorna.
Dintre acestea, rhinovirusurile , care afecteaz ă căile
respiratorii, au mai pu ține șanse să se elimine prin fecale și să
ajungă în apă. În schimb alte pa tru grupe cuprinzând virusurile
poliomielitice, Coxsa ckie A, Coxsackie B și echo, cunoscute și
sub denumirea de en terovirusuri, ocup ă locul principal ca agen ți
de populare virusal ă a apelor. Ele provoac ă, îndeosebi la copii,
afecțiuni cu localiz ări multiple și variate : parali zii, nevrite,
afecțiuni meningeale, respir atorii, digestive.
Cu toate c ă sunt mai sensibile la cl or decât alte virusuri,
ca cele ale he patitelor, totu și datorită eliminării masive pe cale
intestinal ă de la bolnavi sau purt ători sănătoși, pătrunderea lor

178este destul de frecvent ă în apele de suprafa ță și cele potabile, în
cazul clorin ării inadecvate.
Tot din grupul virusurilor umane cu ARN, în ape au fost
detectate reovirusuri , incriminate în producerea unor afec țiuni
respiratorii, digestive, nervoase și hepatice.
Recent au fost descrise rotavirusurile , ca agen ți ai
gastroenteritelor, ma i ales la copii.
De asemenea, unele virusuri „lente", care dau îmboln ăviri
la animale, ca de exemplu visna și scrapia la oi, sau alte virusuri
asemănătoare care dau îmboln ăviri la om, cum este
encefalopatia spongiform ă sau boala Creutzfeldt-Jakob (" boala
vacii nebune" ar putea s ă ajungă și să persiste în apele de
suprafață, mai ales c ă au o mare rezisten ță la unii factor i fizici.
Numeroase virusuri care afecteaz ă animalele și mai puțin
omul, pot fi și ele găsite în ap ă.
Dintre virusurile cu ADN, pe lîng ă adenovirusuri , cele
din grupul variolo-vaccin ei (poxvirusuri), herpes- și
mixovirusurile, de asem enea pot ajunge în ap ă, deși rezisten ța
lor în acest mediu este redus ă.
O importan ță deosebit ă o au îns ă virusurile cu ARN din
grupul Picorna-polio, Coxsackie și echo- capabile s ă afecteze
variate specii de vertebrate.
Tot din acest grup face parte și virusul febrei aftoase, cel
al encefalitei porcine (boala Teschen) și al bolii veziculare a
porcilor, capabil ă să se transmit ă și la om.
Tot astfel este posibil ă pătrunderea în apele de suprafa ță
a reovirusurilor patogene pentru animale.
Unele virusuri care produc ca ncer la animale, cum este
leucemia șoarecelui, au putut fi tran smise experimental prin ap ă.
Numeroase virusuri care provoac ă la pești sau alte
animale acvatice afec țiuni variate, inclusiv de natur ă tumoral ă,
sau alte virusuri patogene pent ru insecte sau pentru plante, de și
pot fi g ăsite în apele de suprafa ță, nu par s ă aibă vreo
importan ță patogenic ă pentru om.
Totuși ele, ca și bacteriofagii, încarc ă apele și solul cu
acizi nucleici virusali, a c ăror semnifica ție însă pentru om nu
este cunoscut ă.

179Așadar, apele de suprafa ță pot să conțină și să vehiculeze
un mare num ăr de specii și tipuri de virusuri, a c ăror influen ță
nocivă asupra omului poate s ă îmbrace aspecte deosebit de
variate.
Importan ța cea mai mare pentru patologia uman ă o au
enterovirusurile, la care se adaug ă adeno- și reovirusurile, iar în
ceea ce prive ște celelalte virusuri patogene pentru om,
transmiterea lor pe cale hidric ă urmează a fi elucidat ă.

3.2.2. Date epidemiologice privind riscul pentru popula ție al
prezenței virusurilor în ap ă
Îmbolnăvirile cauzate de virusu ri transmise pe cale
hidrică pot îmbr ăca aspecte epidemice și mai ales sporadice.
După cum arat ă Chang multe din îmboln ăvirile sporadice
de hepatit ă sau poliomielit ă, sunt cauzate de virusuri transmise
prin apă.
Au fost îns ă și viroze transmise pe cale hidric ă cu aspect
epidemic, uneori grefat e pe o stare endemic ă.
Cele mai multe epidemii vira le hidrice, descrise pîn ă
acum, au fost de hepatit ă tip A. De altf el, posibilitatea
transmiterii prin ap ă a virusului hepatitei A a fost demonstrat ă
încă din 1945.
O epidemie de hepatit ă de o gravitate neobi șnuită a
survenit in iarna anului 1955—1956, în ora șul Delhi din India,
în urma contamin ării cu ape uzate a sursei din care era captat ă
apa pentru consumul popula ției. În cele 6 s ăptămîni, cât a durat
epidemia, au ap ărut 29 300 cazuri, cu icter, dar se apreciaz ă că
numărul real al îmboln ăvirilor, f ără icter, ar fi fost de
aproximativ 1 milion la o popula ție de 1 700 000 locuitori. Prin
caracteristicile sa le deci, aceast ă epidemie a fost tipic hidric ă.
Un interes deosebit s-a ac ordat problemei transmiterii
hidrice a poliomielitei și încă din 1927, Kling (citat de
Levaditi), a emis ipoteza hidric ă a transmiterii acestei boli.
În aprecierea rolului pe care-1 poate avea apa ca
transmițător al poliomielitei, trebuie avut îns ă in vedere, în
primul rând c ă, spre deosebir e de hepatit ă, față de care nu
dispunem de mijloace curente de izolar e a virusului din ap ă, în

180cazul poliomielitei, virusu l a fost pus în eviden ță în repetate
rînduri, în ape uzate și de râu și chiar în apa potabil ă. Dar în
ciuda dovezilor multiple de labor ator, datele epidemiologice
privind transmiterea poliomielitei pe cale hidric ă, sunt foarte
puține.
Astfel, Maxcy afirma în 1944 c ă până atunci nu se
declarase nici o epidemie hidric ă de poliomielit ă. Totuși, mai
târziu, Little a descris o astfel de epidemie survenit ă în orașul
Edmondon (Canada), datorit ă poluării râului Saskatohewam,
sursa de alimentare cu ap ă a orașului.
O altă epidemie a e voluat într-o a șezare temporar ă
(Huskervile) din ora șul Lincoln (Nebraska- SUA). Se pare îns ă
că, așa cum afirm ă Mosley poliomielita trebuie socotit ă o boală
în care transmiterea hidric ă este foarte rar ă.
Cu celelalte virusuri din grupul enteric — Coxsakie și
Echo, au fost semnal ate foarte rar îmboln ăviri hidrice.
Muzzi și Borgioli citeaz ă un număr redus de epidemii de
acest fel, cu virusul Coxsackie B3, A9 sau A16 sau cu virusuri
echo (tipurile 4 și 9).

Nu trebuie neglijate ni ci adenovirusurile, a c ăror prezen ță
a fost detectat ă, mai ales, în apele de piscin ă.
Este deci de s ubliniat faptul c ă semnifica ția
epidemiologic ă a prezen ței virusurilor în ap ă este greu de
precizat, datorit ă mai multor împrejur ări :
– gradul de imunitate al popula ției expuse;
– proporția redusă a celor care se îmboln ăvesc, în raport
cu cei infecta ți;
– raritatea cazurilor cu tablou clinic bine definit, unul și
același virus putând s ă dea naștere la o varietate de sindroame
sau invers, unul și același sindrom putînd fi cauzat de mai multe
virusuri.
Așa se face c ă foarte pu ține sunt epidemiile virale, în
afară de cele de hepatit ă, considerate ca fiind hidrice.
Aceleași observa ții sunt de f ăcut și în ce prive ște apa de
mare.

181În ultimii ani se raporteaz ă însă tot mai mult e epidemii de
gastro-enterite cu etiologie neprecizat ă, probabil de natur ă
virală, ca și episoade epidemice de adenoviroze și meningite, cu
virusuri, mai ales la c opii, îndeosebi prin apa bazinelor de înot .
În orice caz, transmit erea virozelor prin ap ă constituie o
problemă deosebit de complicat ă și de cele mai multe ori greu
de sesizat.
Pe de alt ă parte, în ciuda pu ținelor date epidemiologice,
cercetările de laborator au ar ătat, în repetate rânduri prezen ța
virusurilor în diferite categorii de ape.
După cum afirm ă Berg, problema major ă pentru sursele
de apă bine gospod ărite este transmiterea posibil ă a infecției și
îmbolnăvirii virusale la nivel sc ăzut și nu sub form ă de epidemii
explozive.
Aceasta este teoria transmit erii virusale hidrice la nivel
scăzut, prin care se explic ă aspectul epidemiologic deosebit și
contradictoriu al virozelor hidrice.

3.2.3. Date de laborator privin d detectarea virusurilor din ap ă

Primele izol ări de virusuri din mediul înconjur ător au fost
făcute de Paul și colab. din apele uzate or ășenești, în timpul
unei epidemii de poliomielit ă, în 1939, iar dup ă 1940 și de
Melnick. Cercet ările au fost apoi extinse și la alte el emente ale
mediului, mai ales ap ă, tocmai în leg ătură cu posibilit ățile de
poluare a acesteia. In apele uzate și de râu sau alte ape de
suprafață, au fost g ăsite virusuri, mai ales polio, coxsackie,
echo- precum și reo- și adenovirusuri.
Datele foarte numeroase astfel ob ținute au fost sintetizate
în lucrări remarcabile.
În România, izol ări de enterovirusuri în apele uzate, au
fost făcute începînd cu anul 1962.
S-a dovedit apoi c ă și după diluarea apelor uzate în apele
de râu sau de mare, viru surile enterice persist ă timp îndelungat,
cu întreaga lor infectiv itate (tabelul 3.4.), densitatea variind in
funcție de num ărul popula ției, fazele zilei, gradul de dilu ție a

182apei cu ape industriale sau meteor ice. În zonele temperate, se
constată și variații sezoniere, mai ales în lunile de var ă-toamnă .

Supravie țuirea în ap ă a unor virusuri
(după Bagidasarian, Gr igories, Muzzi și Borgioli,
Neefe și Stoks)
Tabelul 3.4.
Grup de virusuri Ape uzate Apă de râu Apă de
mare Apă de
băut
Polio virus 17-180 7-180 2-130 5-400
Coxsackie A 6-300 5-113 10- 74 25-811
Coxsackie B — — 14-120 —
Echo 20-130 5-26 8- 88 18
Adenovirus — — — 54-124
Virusul hepatitei 70 — — —

Densitatea virusurilor în apele uzate variaz ă în limite
mari, între 20 și 400 UFP/100 ml și chiar pân ă la 50 000
UFT/100 ml.
Aerosolii produ și în cursul trat ării apelor uzate sau al
irigărilor prin stropire cu astfel de ape, sunt de asemenea un
mijloc de r ăspîndire a virusurilor.
La popula ția din unit ățile agricole în ca re solul a fost
irigat prin stropire cu ape uzate, inciden ța unor boli enterice a
fost de 2—4 ori mai mare decât în unit ățile fără irigații.
Probleme importante creeaz ă deversarea apelor uzate în
râuri și lacuri sau în apa m ării.
În Sena, Tamisa, Iordan și alte râuri mari, virusurile
enterice au fost prezente pîn ă la l00% din pr obe (tabelul3.5.)
În România au fost izolate virusuri din ape de râu,
începând din anul 1962.

183Detectări de enterovirusu ri în ape de râu
Tabelul 3.5.

Râul Probe de virus (%)
x (amonte aglomerare) 20,0
x (aval aglomerare) 35,0
Illinois (SUA) 27,0
Someș (România) 12,0—50,0
Meurthe (Fran ța) 0 —44,0
Tamisa (Anglia) 36,0-80,0
Moscova (Rusia) 34,1
Isere (Fran ța) 18,0-20,0
Iordan (Israel) 10,8
Mureș (România) 0 – 6,2
Missouri (SUA) 100
Jiu (România) 14,1
Nipru (Rusia) 4,3
Dunăre (România) 15,7

S-a constatat c ă poluarea viral ă a apei de râu este prezent ă
mergând pân ă la 50% în apropierea p unctului de deversare în
râu a apei uzate, dar scade repede pe parcurs datorit ă diluției,
așa încât media izol ărilor de-a lungul râului, variaz ă în jur de
15—20%.
În apa Dun ării, media probelor pozitiv e pe 7 ani a fost de
15,7%, cu mult mai mic ă decât în apa unor râuri mari din alte
țări.
Prezența virusurilor în apa de mare, a fost demonstrat ă de
asemenea de numero și autori.
Izolări de virusuri enteri ce din apa de mare și din nisipul
plajelor de pe litoralul M ării Negre au fost f ăcute în țara noastr ă
începând cu anul 1975, consta tîndu-se o poluare relativ sc ăzută
a apei de mare (23,08%) și a nisipului plajel or (14,8l%), în
comparație cu datele altor autori, care au ar ătat valori mai
ridicate (50—100%).

184 Spre deosebire de al ți autori care au insistat asupra
rolului pe care îl au devers ările de ape uzate în apa m ării, în
poluarea viral ă a acesteia, cercet ările ulterioare sugereaz ă rolul
pe care sc ăldatul în apa m ării îl are în aceast ă privință.
Datorită faptului c ă tratarea apelor uzate în sta țiile de
epurare nu reu șește totdeauna s ă le debaraseze complet de
virusurile pe care le con țin, astfel de agen ți infecțioși au putut fi
depistați în apele de suprafa ță și după prelucrarea lor în ape
potabile.
În apa bazinelor de înot au fost puse de asemenea în
evidență virusuri enterice, atr ăgându-se astfel aten ția asupra
posibilităților de îmboln ăvire a înot ătorilor, mai ales copii, prin
intermediul acestor ape.

3.3. Boli parazitare tr ansmisibile pe calea apei
3.3.1. Boli determin ate de protozoare
Amibiaza sau dizenteria amibian ă, cauzată de amibianul
Entamoeba dysenteriae sau Entamoeba histolityca (genul
Entamoeba familia Amoebidae , clasa Rhizodopa ), este o boal ă
parazitar ă. cu determinare primar ă
la nivelul colonului
(amibiaza intestinal ă) putînd afecta secundar ficatul și alte
organe (amibiaza extraintestinal ă) sau avînd o evolu ție linsită de
simptome (amibiaza asimptomatic ă).
După Comitetul de experti OMS, amibiaza reprezint ă
„starea in care organismul g ăzduiește E. histolitica , cu sau f ără
manifestări clinice".
Amibiaza este larg r ăspîndită, afectînd peste 50% din
populația unor țări cu condi ții igienico-sanitar e deficitare, în
special în zonele tropicale.
Considerat ă în trecut ca o boal ă exclusiv a t ărilor calde,
este întîlnit ă in ultimul timp și în țările cu clim ă temperat ă.
În prezent, boala afecteaz ă cca l0% din popula ția
globului, frecven ța și gravitatea ei variind de la o regiune la
alta.
Formele infec țioase ale parazitului s unt chisturile care se
formează în intestin și sunt eliminate în mediul extern odat ă cu

185materiile fecale ale omului bolnav sau purt ătorului s ănătos de
parazit.
Spre deosebire de formele ve getative, chisturile sunt mult
mai rezistente. În dejecte de pild ă, pot rezista pân ă la 9 zile la
22° iar în ap ă până la 90 de zile la 0° și până la 3 zile la 30°C.
Omul se infesteaz ă ingerând chisturile odat ă cu
alimentele, apa sau de pe mâinile contaminate.
Răspândirea chisturilor parazitu lui în mediul extern este
favorizat ă de lipsa grupurilor sanitare igienice sau de utilizarea
necorectă a acestora, de folosirea de jectelor umane netratate ca
fertilizant pentru gr ădinile de zarzavat etc.
Giardioza sau lambliaza al cărui agent etiologic este
Giardia intestinalis sau Lamblia intestinalis (familia
Octomitodae, clasa Fila gellata), este o afec țiune parazitar ă larg
răspândită, atât in regiunile tropicale cât și în cele temperate.
Formele infec țioase ale parazitului sunt de asemenea
chisturile care se elimin ă în mediul extern cu materiile fecale
ale bolnavului sau purt ătorului s ănătos. Chisturile sunt
rezistente în mediu în condi ții de umezeal ă putând rezista mai
multe timp.
Răspândirea lor în mediu și infestarea omului se face în
aceleasi condi ții ca și în cazul amibiazei.
În organism chis turile se dezvolt ă în tot tractul intestinal,
în special în duoden și căile biliare.
Chiștii de giardia au fost izola ți din apa de re țea și din
filtrele unor uzine de tratare a apelor dint r-o serie de centre
populate din Colorado, Ore gon, Pensilvania etc.
Deși alimentele și apa reprezint ă un risc important de
îmbolnăvire, totu și contactul intim cu persoana infectat ă
constituie (ca și în cazul enterobiozei) mecanismul principal de
infestare.
Giardioza este mult mai frecvent ă la copii decât la adul ți,
prevalând in familiile cu copii mul ți, școli elementare, azile de
orfani etc. și în orice alte colectivit ăți caracterizate printr-o
sanitație precar ă.
Infecția atinge maximum de frecven ță la pubertate pentru
ca apoi s ă scadă la o treime — o p ătrime, aceast ă din urm ă

186incidență menținându-se la adult, fie prin persisten ța infecției
anterioare, fie prin reinfec ție.
Cu o inciden ță mai ridicat ă în țările calde Giardioza este
răspândită și în țările cu clim ă temperat ă, Giardia fiind
considerat ă astăzi ca cel mai frecvent flagelat al omului .
Coccidioza intestinal ă, determinat ă de Isospora hominis
sau Isospora belli (genul Isospora și Coccidioza hepatic ă) al
căror agent etiologic este Eimeria stiedae sau Eimeria gubleri
(genul Eimeria — ambele specii f ăcând parte din aceea și familie
Eimeridae, clasa Sporozoa), sunt afec țiuni destul de rare care se
contracteaz ă prin ingerarea oochisturil or eliminate în mediul
extern odat ă cu alimentele sau apa infestat ă.
Balantidioza sau dizenteria balantidian ă, afecțiune
cauzată de Balantidium coli (genul Balantidium clasa infuzori
Ciliata) se întîlneste în toate regiunile lu mii dar cu o inciden ță
redusă.
Răspândirea bolii se face pr in intermediul apei sau
alimentelor pe care au ajuns ch isturile parazitului eliminate
odată cu materiile f ecale ale omului și mai ales ale porcului.
In mediul extern la usc ăciune și adăpost de lumin ă,
chisturile rezist ă 2—3 s ăptămîni, iar în mediul umed și la
temperatura camerii pân ă la 2 luni.
Principalul rezervor de pa razit este porcul care este
infestat într-o mare propor ție. Omul bolnav și purtătorii de
paraziți au de asemenea rol în r ăspândirea bolii. Afec țiunea
manifestat ă prin diaree și dizenterie poate evolua sub form ă
cronică sau chiar asimptomatic.

Măsurile de profilaxie împotriva bolilor determinate de
protozoare constau in :
• evitarea contactului cu bolnavii sau purt ătorii de
paraziți ;
• spălarea frecvent ă a mîinilor, a fructelor, legumelor
și zarzavaturilor cu ap ă curată ;
• supravegherea surselor și instala țiilor de
aprovizionare cu ap ă și asigurarea protec ției lor
sanitare ;

187• amenajarea de toalete ig ienice, folosirea corect ă și
dezinfectarea periodic ă a acestora ;
• inactivarea dejectelor înai nte de folosirea lor ca
fertilizant ;
• punerea la ad ăpost a alimentelor de eventuala lor
contaminare
• distrugerea mu ștelor cu insecticide remanante ;
• educarea sanitar ă a popula ției în sensul cunoa șterii
modului de r ăspândire a bolii și de prevenire a ei.
O altă afecțiune care se poate tran smite prin intermediul
apei de baie ( și nu prin apa de b ăut), prin intermediul diverselor
obiecte de uz personal, lenjer ie, instrumentar ginecologic și mai
cu seamă prin contact sexual, este Trichomoniaza determinat ă
de Trichomonas vaginalis , din genul Tric omonas, familia
Trichomonodidae, cl asa Flagellata.
Procentul de infestare a fe meii este de 20—80%, iar a
bărbatului de 5—25%.
O inciden ță mai crescut ă a îmboln ăvirilor a fost
constatat ă în sezonul cald, favorizat ă probabil de folosirea
bazinelor de înot și ștrandurilor.
Faptul că boala se contract ă îndeosebi pe cale sexual ă, a
făcut ca să fie considerat ă ca o boal ă venerică parazitar ă.
Ca măsuri de profilaxie se recomand ă : evitarea
contactului cu bolnavul parazi tat ; folosirea strict personal ă a
obiectelor de uz curent ; pers oanele parazitate trebuie s ă doarmă
singure în pat și să nu aibă acces la bazinele de înot și ștranduri,
iar în cadru familial cada s ă fie sterilizat ă după folosire.

3.3.2. Boli determinate de cestode
Cisticercoza are drept agent cauzal Cisticercus
cellulosae , cisticercul teniei solium și, mult mai rar, Cisticercus
bovis , cisticercul teniei saginata.
Rezervorul de parazi ți îl constituie omul parazitat cu
Taenia solium sau Taenia saginata care elimin ă împreun ă cu
dejectele, formele infec țioase numite embriofori.

188 Infestarea omului se face pr in ingerarea embrioforilor
odată cu apa de b ăut sau cu alimentele contaminate de
persoanele parazitate.
Embrioforii sunt rezisten ți în mediul exterior, unde pot
persista pân ă la I—2 luni. Depunerea dejectelor umane în
toalete necorespunz ătoare sau în afara lor, precum și alți factori
cum ar fi ploile, vîntul, mu ștele etc. contribuie la r ăspândirea
ouălelor în mediul exterior și la contaminarea apei, legumelor,
fructelor etc. Ajun și în stomac, embr ioforii traverseaz ă mucoasa
gastrică și pe cale sanguin ă sau limfatic ă se localizeaz ă în
diferite organe : ochi, creier, mu șchi, piele etc. Localizarea
oculară se însoțește de tulbur ări vizuale care pot merge pîn ă la
orbire, iar loca lizarea cerebral ă determin ă simptome
asemănătoafe cu cele ale unei tumori.

Echinococoza sau chistul hidatic, boal ă cauzată de
Echinococcus , forma larvar ă a speciei Taenia echinococcus , din
familia Taeniidae.
Rezervorul de parazit îl consti tuie câinele, vulpea, lupul,
pisica și alte animale.
Rolul principal de rezervor de infec ție îl are câinele, atât
pentru om, cât și pentru celelalte anim ale (oi, porci, vite
cornute, lupi, vulpi etc.).
Formele infec țioase pentru om ca și pentru celelalte
animale sunt embrioforii (ou ăle) care, eliminate în mediu, unde
rezistă mai multe luni, contamineaz ă terenurile de p ăscut,
sursele de ap ă etc. creând posibilit ăți de infestare a animalelor
menționate, ce servesc de gazd ă intermediar ă parazitului.
Transmiterea bolii la om se face prin intermediul
mâinilor, apei, fruc telor, zarzavaturilor și altor alimente
contaminate cu ou ăle parazitului eliminate de gazdele lui
definitive (câine și celelalte animale).
Din stomac, embriofo rii trec în circula ție ajungând în
ficat, plămîni sau alte or gane (peste 50%).
Cenuroza cerebr ălă, afecțiune cauzat ă de Coenurus
cerebralis , familia Taeniidae.

189Rezervorul de infec ție este reprezentat îndeosebi de câine,
apoi de lup, vulpe și alte animale carnivore, gazdele definitive
ale parazitului adult.
Formele infec țioase pentru om și celelalte animale (oi,
porci, cai, vite cornute) sunt embrioforii. Ace știa, elimina ți in
mediul extern de c ătre gazdele definitive, contamineaz ă pășunile
și sursele de ap ă de unde se vor infecta și oile și celelalte
animale.
Infestarea omului se face pe cale digestiv ă prin
intermediul mâinilor murdar e, al apei, legumelor sau
alimentelor pe care au ajuns ou ăle (embrioforii) parazitului
eliminat de câine sau de alt ă gazdă definitiv ă.
Boala la om se manifest ă cu un tablou simptomatic
asemănător unei tumori cerebrale și are un prognostic sever.
Himenolepidoza uman ă, cauzată de Himenolepis nana ,
din genul Hymenolepis, famili a Hymenolepidae, s-ar putea
transmite, dup ă unii autori și prin intermediu l apei în afar ă de
transmisia unanim recunoscut ă prin intermediul alimentelor și
mâinilor contaminate.

Măsurile de profilaxie față de afecțiunile determinate de
cestode, sunt :
• amenajarea de toalete igienice;
• întrebuin țarea și folosirea lor corect ă, pentru a evita
răspîndirea în mediu a em brioforilor de tenia ;
• spălarea legumelor, fructelor și zarzavaturilor
înainte de consumare și tratarea termic ă a
alimentelor contaminate ;
• protecția surselor și instalațiilor de alimentare cu
apă, fierberea apei contamin ate ori suspecte înainte
de folosire ;
• evitarea contactului cu câinii sau pisicile eventual
infestate ;
• spălarea și dezinfec ția mâinilor dup ă contactul cu
câini, oi sau lâna acestora ;

190• educația sanitar ă a popula ției și în particular a celei
școlare, în scopul cunoa șterii m ăsurilor de
prevenire și îmbolnăvire.

3.3.3. Boli determin ate de trematode
Fascioloza hepatic ă, afecțiune care paraziteaz ă în
canalele biliare ale fi catului, este cauzat ă de Fasciola hepatica
(Distomum hepaticul) din genul Fasciola, familia Fasciolidae.
Rezervorul de infec ție este reprezentat de o serie de
animale (oaia în primul rând, apoi capra, vitele cornute, porcul,
calul, câinele, iepurele, veveri ța), ca și de om, gazdele definitive
ale parazitului.
Parazitul începe a depune ou ăle la 10—12 s ăptămîni
după pătrunderea în gazda definitiv ă.
Ritmul de depunere a ou ălelor este extrem de mare :
40 000/24 de ore.
Ciclul complet dureaz ă la animal minimum 150 de zile.
Ouăle sunt antrenate de fl uxul biliar, se acumuleaz ă în vezicul ă
de unde sunt expulzate cu bila în in testin, iar de aici sunt
eliminate în mediul exterior împreun ă cu materiil e fecale.
Eliminarea ou ălelor de c ătre om și animalele parazitate se
face la aproximativ 3 l uni de la data infest ării, perioad ă în care
parazitul ajunge la maturitate.
Pentru a ecloza, ou ăle au nevoie de un mediu foarte umed
sau chiar ac-vatic. în absen ța acestui mediu, ch air pentru scurt
timp, ouăle sunt distruse.
În cursul evolu ției lui, parazitul trec e printr-o serie de
stadii : miracidium (liber în ap ă), sporocist, redie și cercar în
organismul gazdelor intermedia re reprezentate de gastropodele
acvatice ( Lymnaea truncatula în Europa, Lymnaea pervia în
Japonia și Lymnaea auricularia în SUA) și în cele din urm ă prin
stadiul de cercari liberi în ap ă sau de cercari inchista ți
(metacercari) pe diferite plante (salat ă, creson, iarb ă etc.).
Metacercarii ingera ți de om sau animal ajung în intestin,
pe care-1 str ăbat, pătrunzând în cavitatea abdominal ă de unde
migrează în ficat și se fixeaz ă în căile biliare.

191Omul se infesteaz ă prin consum de ap ă sau salat ă creson
infestată cu cercari infec țioși.
Măsurile de profilaxie împotriva acestei parazitoze
constau în :
• depistarea și tratarea omului și animalelor bolnave ;
• distrugerea gazdelor intermediare prin m ăsuri chimice
(cianamida calcic ă, sulfat de cupru, ap ă de var) sau
măsuri biologice (diver și competitori etc.) ;
• fierberea apei înai nte de consumare ;
• evitarea consumului de ap ă din surse nesigure din punct
de vedere al potabilit ății (surse de ap ă în jurul c ărora
trăiesc animale bolnave) ;
• evitarea consumului de sala te care cresc pe marginea
colecțiilor stagnante de ap ă ;
• educația sanitar ă a popula ției.
Fascioloza intestinal ă (Diistomatoza intestinal ă),
afecțiune cauzat ă de Fasciolopsis buski (Distomum buski) din
genul Fasciola, fami lia Fasciolidae.
Rezervorul de virus îl c onstituie omul bolnav sau
purtătorul sănătos, porcul și mai rar câinele, care elimin ă în
mediul exterior ou ăle odată cu dejec țiile.
Ouăle neembrionate, a șa cum sunt eliminate, î și fac
evoluția în apă : miracidiul care es te eliberat din ou p ătrunde
într-o gazd ă intermediar ă care este reprezentat ă de diferite
moluște din apa dulce, variabile dup ă regiuni.
Evoluția parazitului în organism ul gazdei intermediare,
modul de infestare a omului și măsurile de profilaxie sunt
asemănătoare cu acelea ar ătate la Fascioloza hepatic ă.
Dicrocelioza , afecțiune asem ănătoare cu Fascioloza este
cauzată de Dicrocoelium denditricum (Dicrocoelium
lanceolatum) din genul Dicrocoe lium, familia Dicrocoeliidae.
Rezervorul de infec ție, evolu ția parazitului și infestarea
omului sunt asem ănătoare cu cele descrise la Fascioloza (figura
3.2) .

192

Fig. 3.2. — Ciclul evolutiv al pa razitului Dicrocoelium dendriticum

Este de notat în plus faptul c ă în afară de gastropod,
parazitul ar avea și o a doua gazd ă intermediar ă reprezentat ă de
mai multe specii de furnici, în organismul c ărora au fost g ăsiți
metacercarii aces tui parazit.
De aici rezult ă ca necesitate profilactic ă, distrugerea
furnicilor.
Bilharzioza intestinal ă (Schistozomia za intestinale),
cauzată de Schistosoma mansoni , din genul Sc histosoma,
familia Schistosomidae.
Rezervorul de infec ție este reprezenta t de omul bolnav
sau purtătorul sănătos de parazi ți care elimin ă ouăle parazitului
odată cu dejec țiile în mediul exterior.
Oăule embrionate eliminate în mediu î și continu ă evoluția
în apă. Aici, miracidiul ie șit din ou p ătrunde în organismul unor
gastropode din genul Planor bis, foarte variate dup ă regiuni
geografice unde evolueaz ă trecând prin dou ă stadii de sporoci ști

193(stadiile I si II) și apoi cercari liberi, numi ți și furcocercari din
cauza cozii lor bifurcate.
Omul se infesteaz ă fie pe cale cutanat ă (cercarii putând
pătrunde prin piele), fi e pe cale digestiv ă dând cercarii închista ți
în mediu exterior (ap ă dulce, vegetale) sau într-a doua gazd ă
intermediar ă (crustacee, pe ști), sunt ingera ți odată cu apa sau
alimentele contaminate.
În organism cerc arii se îndreapt ă spre pulmoni și cordul
stâng, de unde ajung în circula ția general ă.
Habitatul normal al Schistos omei adulte este sângele
venos ; alte localiz ări pot fi în organele care sunt în comunica ție
cu mediul exterior (p ulmoni, intestine, c ăi biliare).
Localizarea parazitulu i în sângele venos st ă la baza
patogenit ății, cu totul particulare a Schistosomei. Cum sistemul
vascular în ca re parazitul tr ăiește este un mediu închis,
eliminarea ou ălelor și paraziților în mediul exte rior este foarte
complicat ă.
Ouăle care sunt depuse în mi cile vene intestinale sau
vezicale, trebuie s ă traverseze țesuturile pentru a ajunge în
lumenul intestinal sau vezica l. Acest parcurs intratisular al
ouălelor și embolizarea lor frecvent ă la distan ță de ficat sau
pulmon, explic ă tulburările patologice observa te in bilharzioza.
Schistosomiazele sunt endemice în Africa, zona
intertropical ă a Americii de Sud, sudul Chinei și Japoniei.
Focare limitate exist ă în India, Arabia, Asia Mic ă etc.
Bilharzioza vezical ă sau Schistozomiaza vezical ă,
cauzată de Schistosoma Hematobium , din genul Schistosoma,
familia Schistosomidae.
Rezervorul de infec ție este reprezenta t de omul bolnav
sau de pur ătorul sănătos de parazi ți care elimin ă prin urin ă sau
prin materii feca le (mai rar) ou ăle parazitului.
Ouăle embrionate ale pa razitului eliminate î și fac evolu ția
în mediul acvat ic. Miracidul p ătrunde într-o molusc ă, gazda lui
intermediar ă unde trece prin st adiile de sporoci ști și de
furcocercari. Infe starea omului se face prin ace ști cercari liberi
din apele contaminate care sunt formele infec țioase ale
parazitului.

194 Pătrunderea în organismul omul ui se face fie pe cale
cutanată, fie mai rar, pe cale bucal ă. În organism cercarii se
îndreaptă pe cale sanguin ă spre pulmoni, iar de aici prin inima
stângă ajung în circula ția mare.
Paraziții adulți, acupla ți se localizeaz ă în plexul vezical,
de unde ou ăle depuse sunt antrenate spre mucoasa vezicii.
Bilharzioza arteriovenoas ă (Bilharzioza sau
Schistosomiaza Sino-japonic ă) provocat ă de Schistosoma
japonicum din gemul Schistosoma, familia Schistosomidae.
Rezervorul de infec ție este reprezentat de om și de o serie
de animale ca : vite cornut e, cal, porc, câine, capr ă, pisică,
șobolan ș.a. Prin dejecte omul elimin ă ouăle parazitului în
mediul extern.
Evoluția parazitului se efectueaz ă în apă, miracidiul
eliberat din ou infestînd o molusc ă, în organismul c ăreia trece
prin stadiile de sporocist și cercar care sunt elimina ți în apă.
Formele infec țioase ale parazitului s unt cercarii liberi din
apă (Furcocercarii). Om ul se infesteaz ă cu acești cercari care
pătrund în organismul lui prin tegumente sau prin apa de b ăut
infestată.
După un circuit în organism, si milar cu acela descris la
Bilharzioza intestinal ă și vezical ă, paraziții devin adul ți in
interiorul vaselor în care se acupleaz ă și depun ou ă. Din aceste
ouă, acelea care ajung în intestin se elimin ă la exterior cu
dejectele.

Măsurile de profilaxie împotriva acestor forme de
Bilharzioze, constau in :
• depistarea bolnavilor și purtătorilor sănătoși ;
• folosirea igienic ă a toaletelor, între ținerea și dezinfec ția
lor pentru a se evita polua rea mediului exterior ;
• interzicerea folosirii apelor pol uate la irigar ea culturilor,
distrugerea cercarilor din ap ele poluate cu ajutorul
diverselor substan țe chimice (var, sulfat de cupru etc.) ;
• distrugerea molu ștelor, gazda intermediar ă a parazitului
prin asanarea colec țiilor de ap ă și utilizarea de mijloace
chimice sau biologice ;

195• evitarea contactului cu apele poluate ;
• fierberea apei înainte de c onsum, filtrarea si dezinfec ția
apei folosit ă pentru îmb ăiere ;
• educarea sanitar ă a popula ției privind r ăspândirea bolii și
prevenirea ei.

3.3.4. Boli determinate de nematode
Marea majoritate a acestor boli sunt transmise prin sol,
totuși există posibilitatea ca la nivelul solului, agen ții etiologici
infestanți să fie prelua ți de apă și astfel s ă se transmit ă pe calea
apei.
Cele mai frecvente boli ca re fac parte din aceast ă
categorie sunt ascaridioza, boală determinat ă de un ascarid din
specia Ascaris lumbricoides , genul Ascaris, familia Ascaridae,
tricocefaloza determinat ă de Tricocephalus hominis, genul
Trichiuris, famili a Trichinelidae, strongileidoza provocat ă de
Strongeleides stercoralis sau Anguillula stercoralis, genul
Strongibedes, familia Robditidae și oxiuroza sau enterobioza
cauzate de Enterobius vermicularis sau Oxiurus vermicularis,
genul Enterobius, familia Oxiuridae.
Măsurile de profila xie împotriva bolil or cauzate de
nematode sunt, în linii mari, asem ănătoare celor men ționate la
afecțiunile provocate de protozoare și cestode.

3.3.5. Boli provoc ate de filarii
Dracunculoza , afecțiune cauzat ă de Filaria medinesis
(Dracunculus medinensis), genul Dracuncul us, familia
Dracunculidae, clasa Nematoda.
Rezervorul de infec ții este reprezentat de omul parazitat
ca și de o serie de animale domestice și sălbatice, care sunt
considerate gazdele definitive al e parazitului : câine, pisic ă, lup,
cal, vulpe etc.
Formele embrionare ale para zitului sunt eliminate în ap ă,
de unde ele î și continu ă evoluția într-o gazd ă intermediar ă
reprezentat ă de diverse specii de c opepozi crustacei din genul
Cyclops.

196 După aceast ă evoluție larvele embrionare devin
infecțioase pentru om.
Infestarea omului se face prin ingerarea odat ă cu apa a
ciclopilor infesta ți.
Larvele ingerate odat ă cu ciclopii sunt eliberate în
stomac, de unde ajung în intestinul sub țire, pentru ca de aici s ă
mobilizeze în țesutul conjunctiv subc utan de la nivelul
membrelor interioare sau în alte regiuni ale corpului.
Măsurile de profilaxie față de aceast ă boală constau în :
• depistarea bolnavilor și tratamentul lor ;
• protecția surselor de ap ă împotriva infest ării lor cu ciclopi
și distrugerea acestora cu diferite substan țe chimice
(sulfat de cupru, permanga nat de potasiu etc.).

Rezultă, din cele prezenta te mai sus, c ă în transmiterea
bolilor infec țioase microbiene, virale sau parazitare, apa
joacă un rol de importan ță cu totul deosebit ă.
Atât sursele de ap ă, cât și diversele instala ții folosite
pentru aprovizionarea cu ap ă, pot fi contaminat e generând astfel
îmbolnăviri dintre care unele de mari propor ții.
Contaminarea apelor se face ca de obicei prin
pătrunderea dejectelor și diverselor alte reziduuri de origine
umană sau animal ă.
Apele de suprafa ță se contamineaz ă puternic în urma
primirii de ape re ziduale fecaloid-menajere evacuate din
centrele populate.
Din apele de suprafa ță, în avalul devers ărilor de
canalizări urbane, s-au izolat în m od curent Salmonele, Shigele,
bacilul tuberculozei, leptospire, ou ă de parazi ți etc., ceea ce
dovedește potențialul lor infec țios.
Deversarea apelor rezi duale provenite din unit ățile
sanitare și îndeosebi din spitale de boli contagioase, din
întreprinderi de prel ucrare a produselor animale (abatoare,
ecarisaje, t ăbăcării etc.), pot determina de asemenea
contaminarea cursurilor de ap ă, mai ales când nu sunt
satisfăcător epurate și dezinfectate.

197Alte posibilit ăți de contaminare ale apelor de suprafa ță
sunt : amplasarea to aletelor în imediata apropiere a albiei
râurilor, ad ăpatul vitelor bolnave, sc ăldatul bolnavilor sau
purtătorilor de diferite afec țiuni transmisibile pe calea apei,
spălarea rufelor, depozitarea re ziduurilor solide sau a gunoiului
de grajd în râuri sau în apropierea lor etc.
Apele de precipita ții și apele rezultate din topirea
zăpezilor, care spal ă teritoriul tributar al corpurilor de ap ă
(râuri, fluvii, lacuri), an trenând tot felul de impurit ăți și
germeni, pot cauza în aceste perioade contamin ări intense ale
apelor de suprafa ță.
Observații făcute de unii cercet ători au ar ătat că la
aproximativ 3 s ăptămîni (perioada de incuba ție a febrei tifoide)
după creșterea debitelor unor râuri de terminate de ploi ori de
topirea z ăpezilor, au urmat exploz ii de epidemii de febr ă tifoidă
în popula țiile riverane respective.
Apele de re țea pot fi și ele contaminate prin multiple
modalități:
– avarii și defecte ale conductelor in interiorul centrelor
populate ;
– conexiuni nepermise între conducte de ap ă potabilă și
cele de ap ă industrial ă ;
– intersec ții neprotejate ale conductelor de ap ă cu cele de
canalizare ;
– prezen ța în apropierea conduc telor a unor focare de
poluare ; – distribu ția intermitent ă a apei cu producerea de aspira ții
în rețea etc.

Exploatarea necorespunz ătoare la un moment dat a
instalațiilor de tratare a apei (a decantoarelor, filtrelor,
instalațiilor de dezinfec ție etc.), pot conduce de asemenea, la
trimiterea în re țea a unei ape necorespunz ătoare din punct de
vedere bacteriologic.
Apa de fântân ă sau de izvor poa te fi contaminat ă prin
neasigurarea zonelor de protec ție sanitar ă și mai ales prin
prezența în apropiere a unor surse de poluare (gropi de gunoi,

198latrine) ca și prin între ținerea necorespunz ătoare : fântâni
neasanate și nedezinfectate periodi c ori neacoperite, permi țând
pătrunderea roz ătoarelor, p ăsărilor și dejectelor acestora,
extracția apei cu g ăleți murdare, contaminate de mâinile
bolnavilor sau purt ătorilor etc.
În aceste condi ții apa poate fi contaminat ă cu numero și
agenți patogeni.
Viabilitatea acestor germ eni este foarte variabil ă fiind în
raport de compozi ția chimic ă, temperatura și pH-ul apei, de
substratul nutritiv prezent, de gradul de aerare și insolație a
apei, de concentra ția florei microbiene saprofite, de prezen ța
protozoarelor, bacteriofagilor și altor factori distructivi pentru
germeni.
Distanța pe care germenii microbieni î și pot p ăstra
viabilitatea este de asemenea apreciabil ă, fapt ce explic ă
declanșarea de epidemii la mari distan țe în aval.
Durata viabilit ății germenilor variaz ă foarte mult, dup ă
cum este vorba de ap ă de râu, de conduct ă sau de fântân ă; de
asemenea variaz ă după specia microbian ă respectiv ă.

3.4 Principalel e particularit ăți ale epidemiior de origine
hidrică
Epidemiile hidrice sunt cunoscute a avea urm ătoarele
caractere generale :
• izbucnire exploziv ă, în func ție de masivitatea și
durata contamin ării, într-un timp scurt,
producându-se un num ăr mare de cazuri;
• îmbolnăvirile se limiteaz ă numai la persoanele
receptive care au consumat ap ă din sursa
contaminat ă, indiferent de vîrst ă, sex și condiții
sociale; popula ția care a consumat ap ă din alte
surse, indemne de poluare sau cele vaccinate
rămânând neafectate;
• epidemia se manifest ă pe teritoriul alimentat de
sursa contaminate ;

199• îmbolnăvirile scad tot a șa de brusc dup ă oprirea
consumului de ap ă contaminat ă sau dup ă luarea
măsurilor adecvate de reme diere a cauzei care a
generat poluarea (recondi ționarea filtrelor,
repararea avar iei, dezinfec ție riguroas ă etc.) ;
• ancheta epidemiologic ă și cercetările de laborator
dovedesc rolul apei în declan șarea epidemiei prin
punerea în eviden ță a agentului cauzal, respectiv a
bacteriofagului de acela și tip de la bolnav și din
apă ;
• epidemia poate surveni în orice timp al anului.

Epidemia hidric ă se termin ă de obicei prin îmboln ăviri
secundare, de cont act, realizând a șa-numita „coad ă epidemic ă".
In raport cu modul de apari ție, de evolu ție și de durat ă, se
pot distinge dou ă categorii de ep idemii hidrice :
• epidemii cu debut brusc, exploziv și evoluție
scurtă (epidemii „acute"), adev ăratele epidemii
hidrice ;
• epidemii cu debut le nt, insidios, cu durat ă lungă, de
câteva luni (epi demii „cronice").

Epidemii cu caracter hidric se pot produce nu numai prin
apa de b ăut contaminat ă, ci și prin intermediul fructelor,
legumelor, zarzavaturilor care au fost irigate cu ape de suprafa ță
poluate sau cu ape rezidua le insuficient epurate.
Adăparea animalelor din surse de ap ă contaminate sau
folosirea în hrana lor a furajelor din zone ir igate cu ape de râu
poluate sau cu ape rezidual e, pot contamina totodat ă și
animalele.
Epidemiile hidrice provo cate de consumul de ap ă din
fântâni ori izvoare contaminate, sunt de obice i limitate la
persoanele care folo sesc apa acestora.
Puternice epidemii hidrice au fost raportate în urma
consumului neorganizat de ap ă de suprafa ță în localit ățile
riverane unor cursuri de ap ă.

200CAPITOLUL 4
POLUAREA APELOR

4.1. Poluarea – flagel al planetei
De fapt, problema ra portului dintre om și mediul ambiant
nu este nou ă.
Ea a apărut o dat ă cu cele dintâi colectivit ăți omenești,
căci omul cu inteligen ța și spiritul creator ca re îl definesc, nu
s-a mulțumit cu natura a șa cum era ea, ci a pornit cu curaj și
tenacitate la opera de transformare a ei potrivit nevoilor sale.
Multiplicându-se neîncetat, specia uman ă a adăugat
peisajului natural priveli ști noi, pref ăcând mla știni și pământuri
înțelenite în v ăi roditoare, ținuturi aride în oaze de verdea ță, a
creat noi soiuri de plante de cultur ă și a domesticit animale
sălbatice.Pân ă aici, echilibrul natural nu a avut de suferit decât,
poate, pe arii foarte restrâanse, care nu puteau afecta ansamblul.
Cotitura a intervenit o dat ă cu revolu ția industrial ă și, mai
cu seam ă, cu noua revolu ție tehnico- științifică, grație căreia
avioane și rachete br ăzdează, astăzi, văzduhul si str ăpung norii,
nave tot mai mari și mai puternice despic ă luciul m ărilor și al
oceanelor, cascade de hi drocentrale transorm ă puterea apelor în
salbe de lumin ă, în energie ce alimenteaz ă parcul de ma șini în
creștere vertiginoas ă.
Într-un cuvânt, știința și tehnica modern ă, sporind
nemăsurat puterea omului, au ridica t, în medie, nivelul de via ță
de pretutindeni. Da r reversul civiliza ției industriale
contemporane, al progres ului material a fost și este înr ăutațirea
mediului natural.
Sub impactul dezvolt ării economice au fost poluate, mai
mult sau mai pu țin grav, solul, apa și aerul, au disp ărut sau sunt
pe cale de dispari ție multe specii de plante si animale, iar omul
este confruntat la rândul lui cu diverse mala dii cauzate de
poluare, fenomen ce cuprinde ast ăzi toate t țările și continentele.
Efectele ei sunt resim țite până și pe întinderile, pân ă ieri
imaculate, ale Antarcticii.

201S-a calculat c ă în timp de un decen iu, devierile civiliza ției
au provocat mediului natural pagube mai mari decât într-un
mileniu.
La începutul erei neolitice, numai aproximativ zece
milioane de oameni ac ționau asupra naturii, cu unelte primitive
care practic nu l ăsau urme cât de cât sesizabile.
La mijlocul secolului trecut, deci nu la mult timp dup ă
declanîarea revolu ției industriale, num ărul locuitorilor globului
ajunge la un miliard, dar de teriorarea me diului nu cunoa ște încă
manifestari preocupante, cu excep ția anumitor perimetre din
unele țări occidentale – începând cu Anglia – care au urcat
primele în "trenul industrializarii ", grație în primul rând ma șinii
cu abur.
Poluarea ca problem ă globală este apanajul secolului XX,
mai precis al ultimelor trei decenii, timp în care popula ția lumii
a crescut de la 5 la 6 miliarde de locuitori.
Sunt mul ți sau puțini?
Exercită oare num ărul lor cu adevarat o "presiune
demografic ă" asupra mediul ui înconjur ător ?
Iată întrebări ce-i frământă deja pe demografi, economi ști,
medici și alți speciali ști, ca și pe oamenii politici.
Problema care i-a preo cupat pe speciali ști de-a lungul
timpului a fost, de fapt, aceea dac ă se poate asigura hran ă
suficient ă populației și doar în ultimele decenii și-au îndreptat
atenția asupra unui aspect care s- a dovedit a fi la fel de
important : degradarea mediului ambiant prin poluare, eroziune
și alte fenomene, datorate ac țiunii, voite sau nu, a omului,
proces ce afecteaz ă nu numai posibilita țile de procurare a
hranei, ci și alte aspecte ale existen ței umane, începând cu
sănătatea.
Nu încape îndoial ă că solul este capit alul cel mai pre țios
de care omul dispune pent ru satisfacerea nevoilor și ambițiilor
sale.
La urma urmelor, cel pu țin până la inventarea fotosintezei
artificiale, cu to ții depindem de stratul sub țire și roditor de la
suprafața Pământului, de unde se extrag totalitatea resurselor
necesare vietii.

202Ori, unul din marile paradoxuri este acela c ă omul tinde
să-și pericliteze izvorul vie ții și al forței din ne știință, lăcomie,
neglijență sau din alte cauze. A șa se face c ă, în timp ce tehnicile
moderne îi îng ăduie să introduc ă în circuitul productiv milioane
de hectare de teren, ce pân ă ieri erau socotite inerte pe vecie, în
paralel alte milioane de hectare dintre ce le aflate în produc ție
devin improprii cultiv ării, datorit ă tot acțiunii omului.
De când omul a început s ă lupte împotriva naturii,
suprafața deșerturilor a crescut cu un miliard de hectare și
procesul avanseaz ă într-un ritm accele rat. Se cuvine s ă adaugăm
ca, în fiecare an, zeci de milioane de hectare de soluri
productive sunt "devorate " de drumuri, de uzine și de orașe, tot
atâtea secven țe ale duelului inegal dintre frunza verde și asfalt.
De când primul topor primiti v a doborât întâiul arbore,
pădurile au pierdut jumatate di n intinderea lor, în timp ce
omenirea în acest r ăstimp s-a multiplicat de sute sau chiar mii
de ori. Distrugerea p ădurilor, c ărora li se datore ște în cel mai
înalt grad stabilitatea și calitatea a trei el emente fundamentale
ale vieții oamenilor – solul, aerul și apa – s-a sold at de-a lungul
timpului cu efec te dezastruoase.
Reîmpadurirea e înc ă un cuvânt prea nou și efectele ei
prea mici pentru a r ăscumpara gre șeala multimilenar ă care a
determinat dispari ția a jumătate din arborii pl anetei. Desigur, în
această privință calculele sunt fo arte precare. S ă recurgem totu și
la unele, care, indiferent cât de mare e aproxima ția, ne spun câte
ceva. La sfâr șitul Imperiului roma n, Peninsula Iberic ă era
acoperită cu păduri viguroase de la Biscaya pân ă la stramtoarea
Gibraltar și ar fi avut o popula ție aproape dubl ă față de cea de
azi, când au r ămas doar vreo cinci la suta din fostele p ăduri.
Ast ăzi, când p ădurile ocup ă cam o treime din suprafa ța
uscatului (circa 4 miliarde de hectare), pe plan modial î și face
loc părerea că aceasta reprezint ă un minimum necesar, sub care
omenirea nu- și poate permite s ă coboare.
În condi țiile când r ămân de r ăscumparat fa ță de pădure
greșeli multe și vechi, când un singur au tomobil, parcurgând
1000 de kilometri, consum ă o cantitate de oxigen suficient ă unui
om pe timp de un an, iar râurile dezl ănțuite fac to t mai mari

203ravagii, sp ălând nemilos ce a mai r ămas din fertilitatea solului,
exploatarea nera țională a resurselor forest iere a devenit un lux
prea scump.
Paleta surselor de degr adare a solului este vast ă, însă
partea cea mai vizibil ă și aflată la îndemâna în țelegerii oricui
privește acumularea unei enorme cantit ăți de reziduri de tot
felul.
Gunoi a existat dintotdeauna, dar no țiunea aceasta, ca și
atâtea altele, și-a modificat serios con ținutul.
Cu totul altfel stau lucruril e într-o lume a industrializ ării
și urbaniz ării vertiginoase , când doi din cinci locuitori ai
globului tr ăiesc deja în ora șe – față de unul din sapte la
începutul secolului. Evacuarea rudimentar ă a gunoaielor a
început s ă pună serioase probleme în zo nele puternic urbanizate
din Occident înc ă de acum mai bine de o sut ă de ani.
Preocupant ă rămâne nu numai problema asigur ării
salubrității în perimetrele urbane și în vecinatatea lor. Prezen ța
obiectelor aruncate și a multor altora se întâlne ște, din păcate, și
în poienile mun ților, și pe malul râurilor sa u pe litoralul marin,
cam peste tot unde ora șeanul "evadeaz ă" în sânul naturii, f ără a
renunța măcar pentru scurt timp la comodit ățile locuin ței și la
gestul reflex de a arunca resturile.
Așa că primele vict ime sunt ora șenii. Exist ă de acum un
număr apreciabil de "infernuri eco logice", perimetre urbane
unde noxele industrializ ării se fac sim țite prin efecte combinate
: aer viciat, zgomot, aglomera ție. În asemenea locuri – cum sunt
orașele San Paulo, Ciuda d de Mexico, Detro it, Callacuta, Los
Angeles, New York – procentul de îmboln ăviri ale c ăilor
respiratorii, inclusiv cancerul pul monar, este de câteva ori mai
mare, înregistrându-se, de asemenea diver și alți factori de risc
pentru sănătatea oamenilor, și nu numai a acelora ce locuiesc la
orașe.
Abordând aceast ă problem ă, speciali știi consider ă că, pe
lângă reducerea prin toate mijloa cele a surselor de poluare, și,
dacă se poate, chiar eliminarea total ă a unora dintre ele,
însănătoșirea aerului este de neconceput f ără aportul decisiv al
ariilor verzi.

204 Dar dac ă aerul, a șa cum este, deocamdat ă poate fi
respirat pretutindeni pe gratis, nu acela și lucru se întâmpl ă cu
apa potabil ă, care pentru citadini ar e de mai multa vreme un
preț. Și încă în continu ă creștere.
Căci apa, acest al doilea element în ordinea urgen țelor
omenești, după aer, a devenit și el un produs industrial.
În preajma marilor ora șe si unita ți industriale apar
instalații uriașe de "tratare" a apelor naturale, prin decantare,
filtrare, steriliz are de mai multe feluri etc. La prima vedere,
pare paradoxal s ă vorbim de nevoia asigur ării apei pe o planeta
care dispune de atâta ap ă, încât s-ar putea i nunda complet cu un
strat de 3 km grosim e. Problema este c ă 97 % din apa globului
este sărată, iar din restul de 3 % ce a mai mare parte se afl ă în
ghețari.
Rezultă că popula ția lumii are la dispozi ție pentru
consumul personal și pentru activita țile sale economice numai în
jur de 1 % din volumul de ap ă dulce, respectiv cea din râuri,
fluvii, lacuri și din unele pânze freatice. Chiar și așa, ar fi mai
mult decât suficient pe ansamblu, numai ca, a șa ca si la alte
capitole ale înzestr ării naturale, apa e foarte neuniform
repartizat ă pe întinderea globului, iar o mare parte din ea este de
acum puternic poluatî.
În ansamblul polu ării, ponderea apelor uzate – menajere și
industriale – este covâr șitoare.
Dacă la poluarea aerului im aginea-simbol este oferit ă de
arborii "perfora ți" de "ploile acide", la poluarea apei expresia
caracteristic ă ar putea fi considerat ă "mareele negre ", adică
poluarea, practic continu ă, cu petrol a m ărilor și oceanelor
lumii, având efecte dezastroase as upra florei si fa unei marine.

4.2.Poluarea apei – tipur i, surse de poluare
Poluarea este definit ă ca acea schimbare a compozi ției
apei care o face d ăunatoare pentru s ănătatea oamenilor, și duce
la deteriorarea florei și faunei din mediul acvatic.
80% din polu ările marine provin de pe uscat, pe calea
fluviilor, devers ărilor de pe coast ă sau din atmosfer ă.

205 Principalele forme de poluare a apei în func ție de
sursele și natura lor sunt:
a) poluarea organic ă
-sursa de polua re o reprezint ă deversările menajere din
marile ora șe și o serie de industrii precum cea a celulozei și
hârtiei sau cea ag ro-alimentara.
Manifest ări: devers ări de apa-material ele organice sunt
consumate sau de gradate de c ătre bacterii.
În general materiile orga nice constituie un mediu
favorabil de înmul tire a bacteriilor și în consecin ță are loc un
consum mare de oxigen care determin ă moartea prin asfixiere a
peștilor.
b) poluarea toxic ă
– sursa de poluare: sursele industriale, industria chimic ă,
extractiv ă și de prelucrarea metalelor.
Una din problemele important e ale acestei forme de
poluare o reprezint ă măsurarea toxicit ății produselor.
c) poluarea bacterian ă
-afecteaz ă apa potabil ă. Pentru protejarea ei sunt
prevăzute în jurul pu țurilor de captare a apei potabile
PERIMETRE DE PROTEC ȚIE; ozon ăria constituie cea mai
bună soluție, dar este foar te costisitoare.
d) poluarea termic ă
– o mare parte a apel or folosite în indus trie sunt ape de
răcire care apoi se evacueaz ă în atmosfer ă în stare cald ă. Ca
atare aceasta va degaja c ăldură și are ca scop urm ătoarele:.
– o influen ță directă asupra unor specii vegetale si
animale;
– o activitate bacterian ă mai intens ă, astfel un consum
mare de oxigen (în perioade le foarte calde se observ ă pești pe
mal asfixia ți).
f) poluare chimic ă
– surse de poluare a apei sunt: „ploile acide”,
îngrășămintele chimice sau organice, petrolul, dife rite substan țe
chimice deversate de în teprinderi industriale.

206Ploile acide duc la acid ifierea apei, cu moartea
organismelor acvati ce, fenomen ce a pr imit denumirea de
„moartea lacurilor”.
Azotații folosiți ca îngrășăminte, spala ți de apa de ploaie
și duși în apa potabil ă produc tulburari nervoase și anemii
grave, îndeosebi la copii (cianoza infantil ă), prin transformarea
în azotați care blocheaz ă hemoglobina în sânge.
Diferite substan țe chimice sau organice produc înmul țirea
exagerată a algelor, numit ă „înflorirea apelor”.Acest proces
duce la sc ăderea cantit ății de oxigen din ap ă (prin consumarea
acestuia în procesul de descom punere a algelor ), la moartea
animalelor acvatice, la înmul țirea unor bacterii ce produc
hidrogen sulfurat.
Poluarea apei cu petrol se face mai ales în urma
accidentelor petrolierelor, a cura țirii acestora, dar și cu petrol
din sonde.
e) poluarea biologic ă
Se realizeaz ă prin intermediul apei potabile, de irigare,
din bazinele de înot, cu germenii ce produc febra tifoida, holera,
dizenteria sau cu chis turi de protozoare.

Poluarea apelor continentale și a oceanelor afecteaz ă
calitatea vie ții la scar ă planetar ă.
Apa reprezint ă sursa de via ță pentru organismele din toate
mediile. F ără apă nu poate exista via ță.
Calitatea ei a început di n ce în ce mai mult s ă se
degradeze suferind modific ări de ordin fizic, chimic și
bacteriologic.
Influențarea în r ău a calit ăți i a p e i s e d a t o r e ște apelor
reziduale industriale și urbane, polu ării de origine agricol ă
constând din insecticide și fungicide extrem de toxice, de
îngrășăminte și reziduuri de origine animal ă.
Poluarea apelor provine din devers ări necontrolate.
Efectele cele mai t oxice le produc nitra ții, fluorurile,
metalele toxice ca: me rcur, arsenic, plumb și cadmium, apoi
pesticidele, detergen ții anionici, reziduurile radioactive.
Lista poluan ților este nelimitat ă și în continu ă creștere.

207Tipurile de surse de poluare ale apei sunt:
• suspensiile de st eril din exploat ările miniere, din cariere;
• deșeurile de carne, oase, copi te, sânge de la abatoare;
• fibrele de lemn, celuloz ă, rumegu ș de la întreprinderile
de industrializa rea lemnului;
• substanțele chimice extrem de diversificate provenind
din majoritatea industriilor și din gospod ării;
• substanțele organice și reziduurile biolog ice constând din
excremente, gunoaie;
• resturile din industria alimentar ă;
• ape impurificate cu pesticid e provenite din agricultur ă;
• ape fierbin ți impurificate din industrie și uzine
termoelectrice;
• microorganisme patoge ne din spitale, cresc ătorii de
animale, locuin țe, ștranduri;
• substanțe radioactive din atmosfer ă rezultate în urma
exploziilor nucleare și din laboratoarele de cercet ări cu izotopi
radioactivi;
• produse petroliere de la foraj-extrac ție, de la rafin ării,
uzine petrochimice, de la transporturi navale și auto, din
conductele de transport etc. (M. Barnea, C. Papadopol, 1975).
Apele uzate menajere și industriale sunt importante
cantitativ. Ele provin de la b ăi, latrine, buc ătării, de la
întreprinderi, de pe str ăzi, din pie țe și constituie o puternic ă
sursă de poluare a râurilor in care se deverseaz ă, precum și a
apelor subterane, unde se infiltreaz ă.
Prețul curățeniei este poluarea apelor. Debilele apelor
uzate de la ora șe sunt de mai mul ți metri cubi pe secund ă.
Apele uzate industriale se caracterizeaz ă prin masivitate
și mare nocivitate.
În foarte multe zone de pe glob s-a constatat poluarea
apelor cu mercur. Afluen ți cu acest polua nt provin din
industriile electrotehnic ă, farmaceutic ă, a maselor plastice, a
hârtiei, a pesticidelor, a pigmen ților etc. Mercurul se
concentreaz ă în lanțurile trofice acvatice și circulă prin ele pân ă
la om.

208Industria alimentar ă polueaz ă apa râurilor cu substan țe
provenite din prelucrarea legumelor, fructelor, a c ărnii, a
peștelui.
Dacă sunt în cantit ăți moderate ele sunt degradate
biologic; în cantit ăți mari îns ă, provoac ă consumarea oxigenului
în timpul descompunerii, fapt ce duce la moartea pe știlor și a
altor organisme acvatic e. Gustul, mirosul și culoarea apei sunt
schimbate, iar contaminarea cu germeni patogeni este frecvent ă.
Industria piel ăriei evacueaz ă ape care con țin poluan ți
organici și multe substan țe chimice anorganice toxice
periculoasc pentru or ganismele acvatice și pentru om. Adesea
aceste ape au turbid itate mare, au spum ă și germeni patogeni
care provoaca antraxul.
Industria textil ă prin prelucrarea inul ui, cânepei, lânii
brute elimin ă ape cu o mare înc ărcare organic ă și cu substan țe
chimice de la b ăile de tratare chimic ă.
Industria celulozei și hârtiei elimină ape foarte grav
poluate cu efecte toxi ce directe asupra vie ții din ape. Cantitatea
de apă folosită in acest scop este foar te mare. Fabricile din
S.U.A. au consumat în anul 1960 în acest scop 684 000 000
metri cubi de ap ă.
Industria chimic ă organic ă are peste 500 000 compu și
organici poluan ți a căror toxicitate este extrem de periculoas ă.
Industria petrochimic ă evacueaz ă cantita ți man de
substanțe toxice sub forma de ape uzate, a c ăror epurare solicit ă
eforturi mari.
Industria petrolului emite ape reziduale care con țin țiței,
uleiuri, sare și multe substan țe toxice.
Industria chimic ă anorganica produce sute de mii tone de
poluanți pe an care constau din acizi și substan țe alcaline cu
efecte toxice și corozive, destruct ive pentru flora și fauna.
Cenușa și suspensiile colmateaz ă albiile râurilor și scot
din circuirul agrico l importante suprafe țe de teren.
Îngrășămintele azotoase eutrofizeaz ă apele și îmbolnăvesc
persoanele care fac baie în ap ele poluate cu aceste substan țe.
Industria minier ă, evacueaz ă în sectorul de extrac ție ape
naturale care con țin poluan ți minerali dizolva ți și in suspensie,

209iar din sectorul de c oncentrare sunt elimina ți agenți de flota ție
care produc spum ă și sunt toxici.
Industria metalurgic ă, cocseriile, industria constructoare
de mașini evacueaz ă volume mari de ape cu substan țe deosebit
de toxice.
Producerea energiei nucleare și a materialelor
radioactive elimină ape cu poten țial radioactiv extrem de
periculos.
Pretutindeni îns ă în gospod ărie sau în i ndustrie se
folosesc detergen ții cu efect foarte bun în sp ălare: 1 kg de
detergent înlocuie ște 10 – 15 kg de s ăpun. Ei reprezint ă 80% din
totalul mijloacelor de sp ălare pe plan mondial.
Anual se consum ă circa 3 milioane tone care ajung în
apele uzate și de aici în surs ele naturale de ap ă. Asupra lor
intervine biodegrad abilitatea, adic ă descompunerea lor de c ătre
microorganisme. Unele se descompun cu u șurință, altele foarte
greu.
Depășirea anumitor concentra ții are efecte toxice directe
asupra faunei acvatice (M. Barnea, C, Papadopol, 1975).
Ingrășămintele și pesticidele din agricultur ă produc
poluări difuze în apele de suprafa ță și în cele subterane. Ele pot
produce degradarea total ă a surselor naturale de ap ă.
Apele de iriga ții aduc în sol poluan ți proveni ți din ora șe
și industrii. La evacuarea lo r de pe câmpuri antreneaz ă
îngrășămintele, pesticidele, germenii patogeni, ou ăle de parazi ți,
reziduurile organice etc.
Un mare pericol ce vine din partea agriculturii pentru
poluarea apelor natura le sunt pesticidel e. În cadrul lor,
insecticidele, acaricid ele, ierbicidele, f ungicidele, algicidele
sunt în majoritate compu și organici cu fosfor , sulf, clor, iod,
brom etc. Aplicate, ele distrug sau împu ținează micozele,
bacteriozele, virozele și dăunătorii, dar au un efect extrem de
nociv asupra vie ții în general.
Aceste substan țe antrenate de apa de șiroire a
precipita țiilor ajung în râuri, fluvii, m ări. Ele au efect toxic
asupra fondului piscicol , asupra vânatului sau asupra animalelor

210domestice care se adap ă cu apă și în final asupra omului, prin
concentrarea substan țelor în cadrul lan țului trofic.
În România, apa potabil ă este poluat ă cu nitrați. În 39 din
cele 41 jude țe ale țării, nivelul nitra ților existen ți în apa de b ăut
sunt peste normele ecologice admise de 45 mg/1.
Analizele efectuate în anul 1990 la sursele de ap ă în 2474
locuri din zonele rurale, 7% con țin peste 200 mg/1, 10% con țin
între 100 și 200 mg/1 și 19% con țin între 45 și 100 mg nitra ți pe
litru. În 14 jude țe (Mehedin ți, Dolj, Olt, Teleorman, C ălărași,
Constanța, Sectorul Agrico l Ilfov, Tulcea, Br ăila, Galați, Vaslui,
Botoșani, Suceava și Satu-Mare) peste jum ătate din apele
potabile sunt poluate cu nitra ți. În aceste jude țe 13% din copiii
de vârstă până la un an sufer ă de methemoglobinemie.
Există decese din aceast ă cauză. In 1991 au existat 181
cazuri de methemoglobinemie, dintre care 35 au fost asociate cu
diaree și au rezultat 9 decese. Aceast ă boală are o contribu ție
semnificativ ă la mortalitatea infantil ă în aceste jude țe. În apa de
băut se găsesc și alți poluanți proveni ți din pesticide.
În 32 din cele 41 jude țe ale țării au fost m ăsurate în probe
de apă substanțe cancerigene. În toat ă țara în multe surse de ap ă
au fost g ăsite pesticide pe baz ă de clor. Nocivitatea lor asupra
organismului uman și al animalelor este mare.
Efectele apar imediat sau în anumite perioa de de timp.
Petrolul intervine în poluare pe întreg Globul. Aproape
toate sursele de ap ă suferă o poluare difuz ă cu petrol și produse
petroliere.
Concentra ția cu poluan ți petrolieri cre ște în apele aflate în
aval de ora ș.
Cel mai mult sunt polua te râurile de pe lâng ă rafinării.
Râul Dâmbu ce trece prin Ploie ști este foarte poluat cu petrol.
Viața în el este inexistent ă, exceptând microorganismele
adaptate la un astfel de mediu.
Cele mai mari probleme de poluare le ridic ă accidentele
petrolierelor gigant, care, în caz de naufragiu, vars ă în ocean
zeci sau sute de mii tone de petrol.
Alte polu ări provin din transport și depozite, din schelele
de extrac ție, din conductele coroda te sau fisurate, din

211rezervoarele îngropate, care au pierderi în subsol. Produsele
petroliere se amestec ă cu apele subterane și apar la distan țe mari
de la locul de emitere.
Sursele de poluare a apelor sunt, a șadar, multiple.
Numeroase cursuri de ape și lacuri din multe țări au un
grad foarte avansat de pol uare, iar în unele nu exist ă decât o
microflor ă caracte-ristic ă. Peștii lipsesc. În Fran ța 5000 km de
cursuri de ape sunt în permanen ță poluate cu de șeuri industriale,
din ele fiind in situa ție poluant ă foarte dificil ă Sena, Meusa. În
Sena sunt evacuate zilnic din Paris 1 000 000 metri cubi ape
uzate; Tamisa prime ște zilnic 1 200 000 000 metri cubi ape
uzate. În Suedia, în 10 000 de lacuri nu mai exist ă nici un pe ște
din cauza polu ării.
Se caută măsuri științifice de combatere a polu ării.
Râurile din Rusia, Romania, Suedia etc. sunt dest ul de poluate.
Protecția calității apelor.
Scuza polu ării este expansiunea industrial ă și explozia
demo-grafic ă. În realitate polua rea este consecin ța lipsei de
prevedere, iar în alte cazuri consecin ța lipsei preg ătirii
ecologice sau ignoran ței.
Protecția calității apelor este o problem ă de mare
actualitate.
Astăzi, în ciuda avertism entelor, industriile î și continu ă
nepăsătoare explozia poluant ă.
Administra ția marilor ora șe sau guvernele întârzie
alocarea fondurilor.

4.3. Caracteristic ile apelor uzate
Apele uzate con țin sub forma dizolvat ă, în dispersie
coloidală și în suspensie o variet ate mare de substan țe organice
și minerale, produse naturale și de sintez ă rezultate în
activitatea de produc ție și socială, precum și microorganisme
(bacterii, virusuri enterice etc.), provenite din dejec țiile solide și
lichide umane și animale, din materiile prime utilizate mai ales
în industria alimentar ă și ușoară.

212Materiile care se g ăsesc în stare de dispersie coloidal ă și
în suspensie sunt consti tuite deseori din argil ă, praf și nisip fin
antrenate în canalizare de apa de ploaie, m ăturatul str ăzilor sau
rezultate la condi ționarea materiilor prime. Substan țele organice
sunt reprezentate practic de to ți componen ții celor trei categorii
principale: glucide, protide și lipide, precum și de produ șii lor
de metabolism și descompunere biochimic ă.
Dintre glucide , polizaharidele sub form ă de celuloz ă,
amidon etc. sau compu și mai simpli, ca: he xoze, pentoze etc.,
sunt dominante în apele u zate, rezultând din activit ăți
industriale caracteri zate prin volume mari de ape uzate
evacuate: industria celulozei și hârtiei, indus tria lemnului,
industria textil ă, industria alimentar ă. Ele se g ăsesc în cantit ăți
mari și în apele mena jere, datorit ă ponderii pe care o ocup ă
produsele vegetale în alimenta ție.
Protidele , formate din substan țe proteice, aminoacizi etc.,
sunt constituen ții principali ai produsel or alimentare pe baz ă de
carne și parțial de origine vegetal ă. Ele se g ăsesc prin urmare
din abunden ță în apele uzate menajere, în cele provenind de la
fermele zootehnice și de la industriile prelucr ătoare de materii
prime de origine animal ă și vegetal ă: industria alimentar ă,
industria u șoară etc.
Lipidele , reprezentate în principal din gr ăsimi și uleiuri
vegetale, sunt, de asemenea, constituen ți de bază ai materiei vii
și sunt prezente, din aceast ă cauză, în apele uzate al ături de
glucide și protide, dar în cantit ăți mai mici în ra port cu acestea.
În apele uzate industriale, lipidele se întâlnesc mai
frecvent la cele provenind de la industria alimentar ă (fabrici de
oonserve, industria c ărnii și a produselor de carne) și industria
ușoară (fabrici de s ăpun, cosmetice, indus tria lânei etc.).
Alături de aceste grupe pr incipale de substan țe, în apele
uzate se g ăsesc și produșii lor de descompunere, reprezenta ți în
principal de: fenoli, amine, uree, amoniac, hidrogen sulfurat
etc. Deoarece procesele de de scompunere se datoresc în m ăsură
important ă activității microflorei bacter iene care se g ăsește în
aparatul digestiv uman și animal sau microf lorei bacteriene ce
se dezvolt ă în instala țiile de canalizare, apele uzate con țin, în

213cantitate mare, și materie vi e (bacterii și organisme uni- și
pluricelulare) care utilizeaz ă substratul nutritiv al acestor ape.
Substanțelor organice naturale amintite, care fac parte din
ciclul biologic, li se adaug ă substanțele organice na turale fosile,
cum sunt cele provenite din industria petrolier ă și carbonifer ă,
precum și substan țele organice de sintez ă realizate pe baza
acestor produ și: detergen ți, melase plastice, produse
fitofarmaceutice, medicamente i și coloran ți de sintez ă etc.
Poluanții organici de sintez ă sunt caracteristici apelor
uzate provenite din i ndustria petrochimic ă, chimia organic ă de
sinteză, industria u șoară etc.
Substanțele anorganice prezente în apele uzate sunt:
acizi, baze, s ăruri, complec și etc. În apele uzat e menajere ele se
găsesc, în general, sub forma de s ăruri, rezultate din
metabolizarea alimentelor și de la produsele mi nerale utilizate
în gospod ărie: cloruri, carbona ți, sulfați, fosfați, silicați, azotați
etc. Cele mai importante volume de ap ă uzată, încărcate cu
substanțe minerale, provin îns ă din industria chimic ă
anorganic ă, industria petrolifer ă și industria petrochimic ă.
Astfel concentra ții mari de clorur ă de sodiu sunt prezente
in apele uzate provenite de la extrac ția petrolului și din
industria clorosodic ă, de unde rezult ă, de asemenea, și cantități
mari de clorur ă de calciu, carbonat de calciu etc.
Acid sulfuric și sulfați rezultă cu precădere la fabricarea
acidului sulfuric, a îngr ășămintelor fosfat ice, celulozei și
hârtiei, din industr ia lemnului etc.
Acid azotic și azotați, ioni de amoniu rezult ă de la
fabricarea acidului az otic, a amoniacului și a îngrășămintelor cu
azot, de la fabricarea expl ozivilor, de la instala țiile de acoperiri
metalice etc.
Ape uzate cu continut de i oni metalici: fier, mangan,
cupru, crom, zinc, plumb etc. pr ovin din activitat ea industriilor:
metalurgic ă feroas ă și neferoas ă, extrac țiilor miniere,
construcțiilor de ma șini, electrotehnic ă, ușoară etc.
Cunoașterea caracteristici lor fizico-chimice și
bacteriologice ale apel or uzate este o acti vitate indispensabil ă

214conducerii proceselor tehnologice de epurare, în scopul
prevenirii polu ării cursurilor de ap ă cu substan țe, uneori toxice,
care pot crea indisponibilit ăți pentru folosin țele din aval și
pentru stabilirea condi țiilor tehnice de deversare a apelor uzate
în emisari.
Volumul apelor uzate și gradul de poluare al emisarilor
Volumul poluan ților
Volumul apelor uzate evacu ate este determinat în
industrie de domeniul lor de provenien ță, iar în cadrul acestuia
de mărimea capacit ăților de produc ție și tehnologia de fabrica ție
folosită.
În cazul apelor uzate menajere sau or ășenești, volumul
este determinat de num ărul de locuitori racorda ți la canalizare,
de complexitatea serviciilor publice or ășenești, de volumul
apelor uzate industr iale evacuate în re țeaua de canalizare.
Cantitățile de poluan ți evacuate odat ă cu apele uzate în
râurile receptoare sunt caracte ristice domeniului de provenien ță,
respectiv ramurii industriale, și depind și ele de procesul
tehnologic utilizat in fabrica ție, de eficien ța cu care sunt
exploatate instala țiile, puritatea materiilor prime etc.
În tabelul 4.1. sunt prezentate , pentru ilustrare, volumele
și încărcările specifice ale apelor uzate provenite din câteva
ramuri mai importa nte ale economiei.
Din analiza aces tor date rezult ă că în domeniul industrial
volumul cel mai mare de ape restituite, și deci poluate, revine
industriei hârtiei și celulozei, în ansamblu, și unor sectoare din
industria textil ă, a metalurgiei fero ase, petrochimic ă, chimia
organică de sintez ă.
De la aceste folosin țe rezultă ape uzate cu o mare
diversitate de poluan ți organici și anorganici naturali și
sintetici, care creeaz ă cele mai mari probleme tehnice și
organizatorice, în ceea ce prive ște epurarea lor și combaterea
poluării râurilor.

215Tabelul 4.1.
Volume și încărcări specifice ale apelor uzate industriale
Ramura industrial ă Apă
uzată
evacuată
m3/t
produs Caracteristicile apelor uzate
Săruri Înc ărcare Materii în pH
mg/l organic ă suspensie
CBO 5 mg/l mg/l
Poluanți specifici
Industia celulozei
și hârtiei 300-1000 200-300 150-500 200-1200 7-9 Alcoolmetilic,
formaldehid ă, sulfuri
organice
Industria textil ă:
-bumbac
-cânepă
– lână
300-500 40-60 35-40
1200-1700 120-260 150-190 6-8
600-1000 2000-3000 600-1000 4-5 1000-10000 500-14000 1000-24000 9-11
Cupru, crom Săruri
Grăsimi
Industria
petrochimic ă:
-fibre sintetice
200-500
1000-4000 1500-2000 500-1000 1-11 Benzen, amoniac, Cu,
Hg, Cr
Industria metalurgiei
feroase: -furnale
– oțelării
8-20
150-200

200-260 – 200-4700 4-11 – – 800-11000 5-10 Fe, Mn, Zn, Si, Al,
Fluorură de siliciu,
cianuri, amoniac, oxid de
fier, uleiuri
Industria
alimentar ă:
-carne și preparate
din carne
-conserve din
legume și fructe

5-15

24-170
– 1000-3500 700-900 6-9

800-3400 200-1500 100-12600 6-9

Grăsimi

–

2164.3.1. Râurile ca emis ari ai apelor uzate
Evacuarea apelor uzate
Influența apelor uzate asupra apei râurilor este
determinat ă în mare m ăsură de condi țiile de evacuare, cât și de
caracteristicile hidrodinamice și de regimul hidrologic al
râurilor.
În general, se apreciaz ă că factorii importan ți și
fenomenele principale care interv in la evacuarea apelor uzate
în râuri sunt:
– modalitatea de evacuare și caracteristice debitului de
ape uzate;
– mărimea debitului și viteza scurgerii;
– dispersia agen ților poluan ți;
– reaerarea curgerii;
– dezoxigenarea și activitatea bacteriologic ă;
– folosințele ulterioare al e apei râului;
– lucrările de regularizare ale râului.
Debitul râurilor este variabil de la perioade de ape mici cu
debite sc ăzute pîn ă la perioade le de viitur ă caracterizate
printr-un vârf de deb it într-un interval de timp relativ scurt.
Mărimea debitelor variaz ă și de la un râ u la altul dup ă
mărimea și natura solului bazine lor de pe care râul î și
colecteaz ă apele.
Rezultă deci că evacuarea de ape uzat e în râuri poate avea
efecte diferite, de la neglijabile pîn ă la degradarea apelor, dup ă
cum debitele de ap ă receptoare sunt foarte mici sau foarte mari
în raport cu debi tele evacuate.
Problema evacu ării apelor uzate (a poluan ților în general)
în cursurile de ap ă naturală este strâns corelat ă cu necesitatea
asigurării condi țiilor de calitate, astfel încât s ă nu apară efecte
dăunătoare asupra mediului înconjur ător.
În practic ă, controlul asupra evacu ărilor de ape uzate
necesită cunoașterea cât mai exact ă a distribu ției agen ților
poluanți în aval de punctul de deversare, adic ă a concentra țiilor
poluante în apa râurilor în zone le de amestec cu apele uzate
evacuate.

217Modalitatea cea mai curent ă de evacuare a apelor uzate
constă în canalizar ea acestora înspre construc țiile de evacuatori,
care realizeaz ă deversarea maselor de ap ă uzate sub forma unor
jeturi. Evacuatorii reprezint ă porțiuni de canal sau conduct ă
prin care evacuarea propriu-zis ă ia forma unor jeturi de
suprafață și, respectiv, jeturi submerse (înecate).
Se constat ă că forma și dispuneraa evacuatorului și, în
consecin ță, caracteristicile hidrodi namice ale jetu rilor au o
influență determinant ă asupra realiz ării amestecului și diluției
apelor uzate în aval de locul de evacuare.
Din punct de vedere al influen ței asupra caracteristicilor
amestecului, zona de dispersie a apelor uzate cuprinde trei
regiuni care se suc ced în aval de ev acuator, în direc ția de
curgere a râului.
Prima regiune, în imediata vecin ătate de evacuator, este
aceea în care se manifest ă predominant efectul de jet prin
antrenarea maselor de ap ă ale râului emisar.
Acest efect se manifest ă și în regiunea a doua,
intermediar ă, în care îns ă intensitatea turbulen ței jetului (care
depinde de viteza ini țială a acestuia, numit ă viteză de impact)
este echilibrat ă de intensitatea turbulen ței externe, adic ă de
caracteristicile hidrodima mice turbulente ale curgerii principale
a râului.
Efectul turbulen ței externe se manifest ă prin contribu ția
la dispersia poluan ților în func ție de adâncimea curgerii și de
viteza acesteia.
Regiunea îndep ărtată nu mai înregistreaz ă influen ța
jetului de evacuare și ca urmare dispersia și amestecul sunt
guvernate de turbulen ța extern ă.
Importan ța condi țiilor ini țiale create de forma și
parametrii constructivi ai ev acuatorului este evident ă, de aceea,
în practic ă, stabilirea formelor și mărimilor optime ale
evacuatorilor se bazeaz ă pe studii experimentale, pe modele de
laborator, care permit simularea condi țiilor naturale, foarte
variate și diferite de la caz la caz.
Într-adev ăr, corelarea caracteris ticilor debitului de ap ă
uzată cu caracteristicil e hidrodinamice ale curgerii naturale și

218cu posibilit ățile de dispunere în teren implic ă luarea în
considerare a numero și factori, care nu pot fi st ăpâniți pe calea
modelărilor teoretice f ără a se opera simplific ări substan țiale.
Aplicarea metode lor teoretice r ămâne îns ă esențială atunci
cînd se încearc ă studierea comportament ului jeturilor poluante
la impactul cu curgerea natural ă, în alte condi ții decât cele
studiate pe teren sau re alizate experimental.
Atât din observa țiile practice sau cercet ările de laborator,
cât și din considera ții teoretice se constat ă că evacuatorii
submerși (înecați, aflați la o anumit ă adâncime în interiorul
curgerii), cu jetul în dreptat în contracurent în raport cu direc ția
și sensul curgerii principale (a râului), au în general eficien ța
cea mai ridicat ă în realizarea unei dilu ții rapide a apelor uzate.
Jeturile de suprafa ță se utilizeaz ă cu prec ădere în
curgerile de adâncimi mici în care plasarea unui evacuator cu jet
înecat nu conduce la efecte le pozitive scontate.
În general, evacuare a unor debite de ap ă uzată, de valori
importante, prin ca nale de suprafa ță, necesit ă folosirea, acolo
unde este posibil, a particularit ăților malului, avînd drept scop
aducerea apelor uzate c ătre zona de mijloc a curgerii principale,
unde debitul de partic ipare a apelor râului este mult sporit,
micșorându-se sensibil întinderea z onei de amestec caracterizat ă
de concentra ții poluante relativ mari.
Zonele de poluare și delimitarea lor
Cunoașterea zonelor de poluare în aval de punctele în care
sunt deversate ape uzat e are o mare importan ță practica legat ă
de posibilitatea prelev ării apei râurilor pentru alte folosin țe
aflate în aval de puncte le de deversare, cât și pentru conservarea
calităților ecologice și de agrement ale sect oarelor respective de
râu.
Delimitarea zonelor de pol uare se face prin urm ărirea
unor indicatori de polua re care caracterizeaz ă cantitativ și
calitativ substan țele poluante deversate și recepțiomate de râu.

219Studiul transferul ui de substan țe poluante în râu se face în
două cazuri principale:
— pentru o poluare neconservativ ă, înțelegînd prin
aceasta o poluare cu substan țe biodegradabile sau
sedimentabile;
— pentru o pol uare conservativ ă, adică o poluare
cu substan țe minerale care nu- și modific ă concentra ția în
timp.
Delimitarea zonei de poluare se realizeaz ă prin
cunoașterea evolu ției concentra țiilor poluante reprezentate de
indicatori de poluare, dintre care cei mai curent utiliza ți sunt:
materiile în suspensie, consumul biochimic de oxigen la 5 zile,
oxigenul dizolvat, consumul ch imic de oxigen, materiile
oxidabile, mineralizarea total ă sau specific ă, colimetria,
echivalentul-locuitor.
Indicatorii polu ării se definesc astfel:
MIS — materii în suspen sie; materii organice și
minerale, care nu sunt solubile în ap ă; se exprim ă în mg/1 și
k|g/zi.
CBO5 — consum biochimic de oxigen la 5 zile; acest
indicator m ăsoară cantitotea de oxigen necesar ă
microorganismelor pentru a degrada și mineraliza materiile
organice; se exprim ă în mg/1 și kg/zi.
CCO — consumul chimic de oxigen; reprezint ă cantitatea
de oxigen furnizat ă de o substan ță chimică oxidantă pentru a
descompune materiile organice; se exprim ă în mg/1 și kg/zi.
Pragul de ne-biodegradabil itate se atinge pentru o
valoare a raportului CBO5 ≤ 0,2
CCO

MO — materii oxidabile; i ndicator conventional de
poluant, determinat prin formula: MO = CC0 + 2 CB0
5
3
Se exprim ă în kg/zi.

220Echilavent-locuitor este o unitate conven țională care
măsoară poluarea medie pe zi rezultat ă in activitatea unui
locuitor; ea este evaluat ă la 147 grame constituite în 90 grame
materii în suspensie (MIS) și 57 grame materi i oxidabile (MO).
Pentru calculul eehivalentul ui-locuitor se folose ște
formula:
echivalent-locuitor = M0 + MIS (kg)
0,147
Mineralizarea este indicatorul de cal itate care se refer ă la
conținutul total de s ăruri dizolvate în ap ă (în principal s ăruri
minerale); se exprim ă în mg/1 și kg/zi.
Colimetria este indicatorul bact eriologic care exprim ă
numărul probabil de bacterii coliforme care se g ăsește într-un
litru de ap ă.
În numeroase cazuri pe lîng ă acești indicatori generali de
poluare, cunoscu ți sub denumirea de indica tori de salubritate,
sunt lua ți în considerare și indicatorii de poluare specific ă.
Aceștia reflect ă gradul de înc ărcare a apelor emisarilor cu
poluanți nocivi sau caracteristic pe mtru apele uzate evacuate
(substanțe toxice, produse petroliere, s ăruri minerale,
componente ale mineraliz ării totale, germen i patogeni etc.).
Studierea zonelor de poluare se poate face experimental,
prin măsurători ale indicatorilor de poluare pe pr obe prelevate
din râu în sectoarele cu devers ări poluante și teoretic prin
formularea unor modele de simulare matematic ă a fenomenelor
de poluare, în condi țiile hidrologice și geomorfologice ale râului
și albiei sale.
De asemenea, de o mare util itate sunt modelele la scar ă
redusă a zonelor de arnestec din av al de punctele de deversare,
în care se realizeaz ă condiții similare hidrodinamice și de
geometrie a zonei; astfel se pot ob ține informa ții suficient de
precise privitoare la evolu ția unui fenomen de poluare in zona
studiată.
Problema principal ă în studiul efectelor polu ării este
determinarea capacit ății de dilu ție a apelor uzate în apa râurilor,
iar problema delimit ării zonelor de poluare const ă în stabilirea

221distanței, în aval de punctul de deversare, pân ă la care se
resimte influen ța deversărilor poluante.
Aceste dou ă probleme sunt desi gur interdependente și pot
fi corelate pentru a se aj unge la o caracterizare corect ă atât din
punct de vedere al efectelor polu ării, cât și din punct de vedere
al cunoașterii zonei poluate.
Parametrii care decid asupra gr adului de poluare al unui
curs de ap ă sunt urm ătorii: debitul de dilu ție, constituit de fapt
de debitul cursului de ap ă, capacitatea de transport, dispersie și
biodegradare a poluan ților, aportul de oxi gen prin reaerare și
fotosintez ă.
Deversarea poluan ților în apele curg ătoare are ca urmare
o succesiune de modific ări ale calit ății apei și deci ale
indicatorilor de calitate.
O formulare matematic ă corespunz ărtoare distribu ției
agenților poluan ți în diverse sec țiuni ale râului poate fi f ăcută
numai în cadrul anumitor simplific ări ale mecanismului de
transport și dispersie a poluan ților și ale interac țiunilor fizico-
chimice și biologice.
Cu toate acestea, imag inea zonei de poluare ob ținută prin
calcul poate da rezultate su ficient de bune în ce prive ște
delimitarea acesteia și poate constitui astfel un instrument util
în controlul calit ății apelor, îndeosebi în studiile de amplasare a
noi obiective social-economice.
În paragraful anterior s-au definit parametrii prin-cipali
icare determin ă condițiile de amestec, adic ă ale fenomenului de
uniformizare a poluan ților, ca rezultat al transportului și
dispersiei acestora în curgerea apei.
Realizarea amest ecului se manifest ă printr-o antrenare
progresiv ă a poluan ților în apa râului.
Rezultanta amestecului se consider ă lungimea de amestec
în aval de punctul de p ătrundere a poluan ților, la extremitatea
căreia se constat ă o uniformizare a amestecului.
În funcție de gradul de poluare și de debitul de ap ă curată
al râului care particip ă la amestec, uniformizarea conduce la
valori ale indicatorilor de calitate mai mult sau mai pu țin
depărtate de cele al e apei râului.

222Pe tot parcursul realiz ării amestecului, dar și după
atingerea uniformiz ării, are loc și procesul de autoepurare
naturală, în cazul în care poluan ții sunt substan țe organice
biodegradabile.
Fenomenele de difuzie a poluan ților și de epurare natural ă
sunt corelate într-o anumit ă măsură, dar mecanismele de baz ă
ale acestora sunt diferite: în primul caz interv ine hidrodinamica
curgerii, iar în al doilea caz intervin procesele biochimice,
fizice și hidrobiologiice.
Studiul evolu ției fenomenului de difuzie a poluan ților în
curgerea râului pune în eviden ță o distribu ție neuniform ă în
secțiunea de curg ere (în direc ție transversal ă curgerii).
În cazul rîurilor mari sau a fluviilor cu debite mari și grad
de turbulen ță ridicat, se constat ă că această neuniformitate
apare de multe ori ca un fenomen de mal, adic ă un fir de ap ă
„murdară" care se men ține pe distan țe lungi în apropierea
malului.
Gradul de amestec (sau intens itatea amestecului) se poate
caracteriza printrun coeficient procentual care se calculeaz ă ca
o funcție de diferen ță maximă a valorilor unui indicator de
poluare, întâlnite într-o sec țiune dată a curgerii. As tfel, valorile
gradului de amestec indic ă procentul de realiz are a amestecului.
Pentru valoarea 100% se atinge limita lungimii de amestec.
Ca urmare se consider ă că determinarea lungimii de
amestec conduce totodat ă la o apreciere corect ă a capacit ății de
diluție a poluan ților la apa râului.
Formularea matematic ă a rezultatelor se face sub forma
unor curbe de evolu ție a intensit ății amestecului în diferite
secțiuni ale curgerii aval de punc tul de deversare, respectiv la
diferite distan țe aval de acest punct.
Totodată aceste curbe sunt caracteristi ce anumitor
condiții inițiale de amestec (volumul și debitul poluan ților,
debitul și viteza râului etc.).

2234.3.2. Procese fizico-chimice și biologice în apele
râurilor poluate
Procese fizico-chimice
Modificările caracteristicilor fi zico-chimice ale apelor
emisarilor, în zonele de evacuare, încep cu propriet ățile fizice:
culoarea, transparen ța, miros, temperatur ă, cantitatea de materii
în suspensie, care se modific ă corespunz ător caracteristicilor
fizice respective al e apelor uzate.
Aceste modific ări sunt și primele semnale ale prezen ței
poluantilor in apele unui râu, înre gistrate de organele de sim ț.
Culoarea apelor unui emisar, în zonele de evacuare, se
încadreaz ă, de cele mai multe ori, în tr-un spectru larg de nuan țe
de cenu șiu, dar în cazurile particulare ale apelor uzate
provenite de la fabricarea coloran ților și a altor produ și de
sinteză organică, ele pot avea toate culorile de la ro șu la negru.
Culoarea apelor în z ona de evacuare poate fi
semnificativ ă, în unele situa ții și pentru reac țiile chimice sau
procesele biologice ce au loc în masa apelor, ca urmare a
transform ării unor poluan ți evacuați cu apele uzate.
Reducerea transparen ței în zonele de evacuare și aval se
datorează, în general, aportului de ma terii în suspensie al apelor
uzate, culorii acestor ape, sau proceselor microbiologice de
degradare a poluan ților organici, foarte active în aceste zone.
În perioada cald ă, transparen ța apelor poate fi redus ă și
de dezvoltarea excesiv ă a algelor, care g ăsesc în aceste zone
condiții favorabile de nutri ție.
Creșterea temperaturii apelor em isarilor, peste limitele
determinate natural de temperatura aerului , în zona respectiv ă,
este provocat ă de evacu ările de ape calde provenite de la
instalațiile de răcire cu circuit deschis, îndeosebi de la marile
termocentrale și centrale termice nucleare, care folosesc pentru
răcire volume importante din de bitul total al emisarului,
provenind în acest m od ceea ce se nume ște poluare termic ă.
Mirosurile împrumutate ap elor emisarilor de c ătre apele
uzate sunt specifice dom eniului de provenien ță al acestor ape,

224când evacuarea se face în sistem divizor, cel mai u șor de
recunoscut fiind apele uzate cu con ținut de produ și petrolieri
sau provenite din industria chimic ă organică.
Pentru apele uzate mixt e, cum sunt cele or ășenești,
mirosurile reflect ă mai pu țin compozi ția individual ă a
poluanților, în acest caz rezultând un miros specific instala țiilor
de canalizare, miros care caracterizeaz ă și zona de evacuare a
apelor uzate în emisari.
Modificarile caracteristi cilor chimice ale apelor
emisarilor determ inate de substan țele poluante constau în
schimbarea compozi ției ionice naturale a apelor și a raporturilor
stabilite între ionii s ărurilor dizolvate, în modificarea reac ției
apei, uneori în afara domeniulu i de pH normal (de 6,0—8,5),
creșterea concentra țiilor de metale, intr oducerea unor substan țe
de sintez ă inexistente în hidrochimismul natural, înc ărcarea
apelor cu substan țe organice.
Datorită acestui din urm ă aspect, apele râurilor î și pierd
stabilitatea fizico-chimic ă, respectiv sunt supuse unor procese
de transformare sub ac țiunea microorganismelor, care conduc la
modificarea culorii, transparen ței, reducerea con ținutului de
oxigen dizolvat, un eori la dispari ția sa, degajarea de gaze,
însoțite de mirosuri nepl ăcute.
Degajarea de gaze și emanația de mirosuri sunt rezultatele
proceselor de degradare biochimic ă a substan țelor organice, mai
ales în faza anaerob ă, în straturile de fund ale apei și în
sedimentul de fund, bi ne dezvoltat în zone le de evacuare, unde
oxigenul dizolvat se g ăsește în cantit ăți foarte mici sau lipse ște.
În aceste condi ții mirosurile și bulele de gaz care pot
apărea la suprafa ța apei sunt provocate de : hidrogenul sulfurat,
acizii gra și inferiori, metan, mer captani, amine, bioxid de
carbon etc.
Procesele biochimice de (transformare a substan țelor
organice poluante necesit ă consum de oxigen, ceea ce explic ă
reducerea relativ rapid ă a concentra ției acestuia în zonele de
evacuare și cele din aval.
Acest lucru este u șor de în țeles, având în vedere c ă
rezervele de oxigen dizolvat ale apelor sunt mici , în raport cu

225încărcările mari de substan țe organice, la care trebuie uneori s ă
facă față (tabelul 4.2.).
Concentra țiile de echilibru al e oxigenului dizolvat
în contact cu aerul at mosferic la presiunea
de 760 mm Hg
Tabelul 4.2
Temperatura Oxigen dizolvat
°C mgO 2/l
0 14,65
5 12,79
10 11,27
15 10,05
20 9,02
25 8,18
30 7,44
Pe de alt ă parte, degradarea biochimic ă a unei substan țe
organice simple, cum es te glucoza, necesit ă un consum
biochimic de oxigen, CBO 5, de 0,6 — 0,7 mg O 2 pentru 1 mg
glucoză, ceea ce înseamn ă că rezerva de 9 mg oxigen dizolvat
al unui litru de ap ă curată la temperatura de 20°C ar putea fi
consumat ă în cinci zile , de cca 13—15 mg glucoză.
În realitate, astfel de înc ărcări nu epuizeaz ă conținutul
de oxigen al apei unui râu, e xprimat la unitatea de volum, ci
provoacă numai un deficit redus datorit ă reaerării continue a
apei, dar exemplificarea ilustreaz ă evident rezervele relativ
slabe de oxigen ale apelor de suprafa ță în raport cu consumurile
provocate de poluan ții organici.
Luând în considerare valorile înc ărcării organice și
debitele evacuate, pr ezentate în tabelul precedent, se poate
forma ușor o imagine a consumurilor mari de oxigen, uneori
pînă la epuizare, care au loc în zonele de evacuare a apelor
uzate și în aval, chiar în condi țiile unei reaer ări bune, asigurat ă
de viteza de cu rgere a râului.

226Poluarea organic ă având consecin țe imediate asupra
oxigenului dizolvat, valoarea concentra ției oxigenului în apele
râurilor este folosit ă, printre altele, ca un crit eriu de apreciere a
gradului de poluare.
Limita dup ă care o ap ă este considerat ă degradat ă este de
4,0 mg/1 la 20°C (STAS 4706—74).
Asemănător, încărcarea organic ă a unui efluent de ape
uzate se estimeaz ă după consumul de oxigen pe care-1 poate
provoca evacuarea sa într-un emisar.
Operația de laborator prin care se face aceast ă testare se
numește „determinarea valorii CBO 5", valoare care exprim ă
cantitatea de oxigen consumat ă de bacteriile aerobe pentru
oxidarea biochimic ă a substan țelor organice timp de cinci zile.
Aoesta este unul din proced eele de estimare a înc ărcării
organice a apelor uzate, el reflectând numai frac țiunea ușor
degradabil ă a conținutului total de substan țe organice.
În aceast ă fracțiune se cuprind, de obicei, substan țele
organice naturale din grupele: glucide, protide, lipide, u șor
descompuse de bacterii.
Substanțele care datorit ă structurii lor chimice sunt mai
greu atacate de bacterii se determin ă prin alte metode
neconventionale de laborator.
Alegerea timpului de 5 zile pentru estimarea valorii CBO
uzuale a fost determinat ă de anumite considera ții în legătură cu
viteza de oxidare biochimic ă a substan țelor organice în apele
emisarilor sau în instala țiile de epurare și de unele aspecte
privind condi țiile practice de desf ășurare a acestui proces.
Pentru studii cu caract er special sunt lua ți în considera ție
și alți timpi de urm ărire a consumului bi ochimic de oxigen.
Procese biologice
Consecin ța schimb ărilor condi țiilor de mediu fizico-
chimice ale unui bazin acvatic, determinate de poluare, este
modificarea echilibrelor biocen otice existente în cadrul s ău.
Pentru urm ărirea proceselor respec tive sunt necesare
câteva preciz ări.

227Un bazin acvatic — lac, curs de ap ă, mare etc. —
constituie un ecosistem, adică o unitate func țională
fundamental ă a biosferei, de tran sformare a materiei și energiei,
incluzând în componen ța sa elemente anorganioe și organice.
Sistemul anorganic alc ătuit din elemente ale litosferei,
hidrosferei și atmosferei, într-o configura ție specific ă,
reprezentând un fragment al mediului fi zic populat și
transformat de organi sme, este denumit biotop.
Sistemul biologic format din elemente ale componentelor
organice ale biosferei, ata șate și adaptate la biotopul dat,
reprezint ă biocenoza s au comunitate de via ță.
Schimbul permanent de materie și energie dintre
elementele anorganice și cele biologice al e ecosistemului le
reunește într-un tot unitar.
Circulația energiei și circulația materiei în ecosistem, de și
indestructibil legate , nu sunt identice.
Circulația energiei este ireversibil ă: formele de energie
acumulate de un organi sm trece în altul și apoi sunt eliberate în
mediu, fără reîntoarcere.
Circulația substan ței este reversibil ă: un atom asimilat și
apoi pierdut de organism, dup ă diverse permut ări în cadrul
ecosistemului, poate ajunge din nou în corpul acestuia.
Atât circuitul materiei, cât și al energiei, în ecosistem,
înregistreaz ă câteva etape distincte, și diferitele organisme dup ă
rolul pe care-1 au în desf ășurarea lor se pot gr upa în trei mari
categorii func ționale: produc ătoare, consumatoare,
descompun ătoare.
Circuitul materiei este ini țiat de organismele
producătoare (autotrofe), reprezentate de plantele verzi, dotate
cu pigmen ți clorofilieni.
Aceștia le permit fixarea și utilizarea en ergiei solare
pentru sinteza sau produc ția de materie organic ă, plecând de
la bioxid de carbon, ap ă, săruri minerale simp le, pe care le
preiau din mediul înconjur ător.

228Măsurarea cantit ății de carbon asimilat, din materia
organică, sau a celei de oxigen de gajat, permite evaluarea
producției primare, respectiv a biomasei nou formate.
Organismele consumatoare — animalele în general — nu
sunt capabile de a si ntetiza materie organic ă primară; ele o
preiau de la plante le cu care se hr ănesc și o restructureaz ă
numai, dup ă specificul lor.
Paralel cu transmiter ea de materie organic ă de la plante la
animale are loc și transmiterea de energie chimic ă la nivel
molecular.
Transmiterea materiei și energiei se efectueaz ă printr-un
șir de transformatori, alc ătuit din consumator i primari (fitofagi
— animale care se hr ănesc cu plante), c onsumatori secundari
(zoofagi — animale care se hr ănesc cu oonsumatori primari),
consumatori ter țiari (animale carnivore care se hr ănesc cu
consumatori secundari și nu sunt pr ădate de alte organisme),
saprofagi (animale care se hr ănesc cu substan țe organice
moarte, vegetale sau animale).
Organismele descompun ătoare, în principal bacterii,
efectueaz ă degradarea materiei or ganice pe care o utilizeaz ă ca
substrat nutritiv — înso țită de eliberarea de energie în mediul
înconjurător — trecînd-o treptat de la compu și cu structur ă
chimică complex ă la compu și din ce în ce mai simpli.
Astfel, în prezen ța oxigenului, hidra ții de carbon și
lipidele sunt transformate pîn ă la bioxid de carbon și apă, iar
proteinele pân ă la bioxid de carbon, ap ă și amoniac; sulful
conținut în materia organic ă poate fi eliberat sub forma de
hidrogen sulfurat.
O parte din compu șii respectivi sunt ulterior mineraliza ți
(hidrogenul sulfurat în sulfa ți, amoniacul în azoti ți și azotați)
tot de către bacterii, dar apar ținând altor grupe sistematice
decât celor care degradeaz ă materia organic ă.
Diversele s ăruri minerale rezultat e sunt preluate de
organismele produc ătoare, reintrînd astfel în circuitul materiei.
Se constat ă din cele discutate c ă între diferitele grupe
funcționale de organisme di ntr-un bazin acvatic, ca și între

229acestea și mediul abiotic, exist ă strânse rela ții de
interdependen ță.
În baza rela țiilor respective, ele- și determin ă și
controleaza reciproc componen ța calitativ ă (felul speciilor) și
cantitativ ă (densitatea lor), tinzând c ătre, și realizându-se la un
moment dat, o stare de echilibru biocenotic.
Poluarea apei, respectiv intr oducerea în eco sistem a unor
substanțe chimice str ăine, conduce la modi ficarea biotopului
(turbiditate, concentra ție de oxigen dizo lvat, pH etc.) și,
implicit, a biocenozei, dat ă fiind interdependen ța lor.
În consecin ță se produc perturb ări ale echilibrului
biologic stabilit in decursul timpului.
Modificările de ordin biocenotic ap ărute în urma polu ării
apelor prezint ă aspecte variate, de pinzând de natura și
cantitatea impurificatorilor.
În mod simplificat se pot particulariza dou ă forme
principale de modific ări.
Una dintre acestea se produce în cazul polu ărilor cu
substanțe organice biodegrad abile, iar cealalt ă în cazul polu ării
ou substan țe puțin sau greu degradabile biologic și cu substan țe
minerale.
Poluanții organici degradabili biologic provoac ă
perturbări ale echilibrelor biocenotio e existente mai mult prin
cantitate decât prin natura lor.
Viețuitoarele acvatice sunt adaptate la prezen ța unor
astfel de substan țe, care se g ăsesc în mod natura l în mediul lor
(frunzarul c ăzut în ap ă, cadavrele plantelor și animalelor ce o
populeaz ă, produșii lor de dezasimila ție elimina ți permanent în
timpul vie ții etc.), și — după cum s-a v ăzut mai înainte — sunt
capabile s ă le descompun ă, iar produ șii rezulta ți să-i
mineralizeze.
Cantitatea ma re a poluan ților respectivi determin ă însă
modificări biocenotice. Astfel prezen ța lor în concentra ție
crescută declan șează înmul țirea excesiv ă a verigii
descompun ătorilor din cadrul ciclului trofic.
Procesul foarte inte ns de degradare a ma teriilor organice,
efectuat de organismel e respective, fiind înso țit de consumul

230oxigenului dizolvat în ap ă și, posibil, de apari ția unor substan țe
toxice (amoniac, hidrogen su lfurat) constituie condi ții
nefavorabile de existen ță pentru variate sp ecii de organisme
vegetale și animale, se r ăresc sau dispar numero și reprezentan ți
ai produc ătorilor și consumatorilor.
Se dezvolt ă însă unele specii, pu ține ca num ăr, dar cu
densitate mare, care se hr ănesc cu resturi orga nice acumulate pe
fundul bazinului, capa citatea degradativ ă a descompun ătorilor
fiind dep ășită de cantitatea ma re a poluantului.
Se constat ă astfel c ă poluanții organici biodegradabili
conduc la perturb ări ale echilibrelor biologice în sensul
restructur ării asocia țiilor de organisme.
În cazul poluan ților organici pu țin sau greu degradabili
biologic și ai celor minerali, pertur barea echilibrelor biologice
capătă un aspect diferit.
Poluanții respectivi, determinând cre șterea con ținutului
de materii în suspensie al apei, îi reduc transparen ța și limiteaz ă
pătrunderea luminii în masa ei.
In consecin ță este împiedicat ă desfășurarea normal ă a
fotosintezei orga nismelor produc ătoare, care se reduc ca
densitate și diversitate.
De multe ori suspensiile su nt constituite din substan țe
considerate inerte chimic — pr af de ciment, steril de c ărbune —
dar care depunându-se pe branhiile pe știlor și ale altor
organisme animale le prejudiciaz ă dezvoltarea și astfel este
afectată și veriga consumatorilor.
Categoria respectiv ă de poluan ți determin ă frecvent
modificarea reac ției apei și, ca urmare, diferite specii de
organisme se r ăresc, acestea fiind în ge neral adaptate la pH
neutru sau u șor alcalin.
Scăderea densitatii reprezentan ților diferitelor categorii
functionale de organisme devine foarte accentuat ă în cazul unor
poluanți toxici (organici sau minenali).
În anumite situa ții, aceștia pot conduce la dispari ția
populațiilor acvatice pe anumite por țiuni ale bazinelor
receptoare, proces cunos cut sub denumirea de „ pustiire
biologică".

231Rezultă astfel că, spre deosebire de polu ările cu substan țe
organice biodegradabile, în cazul polu ărilor cu substan țe puțin
degradabile biologi c, cu substan țe minenale și în mod particular
cu toxice, se produc e restrângerea pasiv ă a biocenozelor.
Relațiile dintre componen ța calitativ ă și cantitativ ă a
biocenozelor acvatice și chimismul apelor, natural sau afectat
de poluare, este atât de strâns ă, încât pentru aprecierea calit ății
lor este suficient ă analizarea speciilor ce le populeaz ă.
Apele curate sunt populat e de anumite specii de
organisme, iar cele pol uate, de alte specii, și unele și altele
precizate de literatu ra de specialitate.
Speciile a c ăror prezen ță și dezvoltare este strict legat ă
de anumite condi ții chimice sunt consid erate specii indicatoare
(bioindicatori), sau specii conduc ătoare în analiza biologic ă a
apelor.
Numărul speciilor indicatoare pentru ape cu con ținut
crescut de substan țe minerale, respectiv pent ru poluare cu astfel
de substan țe, este redus.
În prezent se cunosc, în pr incipal, bioindicatori pentru
fier (unele bacterii și protozoare — ciliate), pentru calciu
(unele plante și unele larve de insecte), pentru hidrogen sulfurat
(unele bacterii și protozoare — ciliate), pentru clorura de sodiu
(unele alge verzi, plan te superioare, insecte).
Posibilitățile de acomodare ale or ganismelor la prezen ța
substanțelor toxice fiind foarte limitat ă, iar rezisten ța unei
specii fiind diferit ă față de substan țe toxice diverse, nu se pot
particulariza bioindicato ri ai acestor poluan ți cu ac țiune
specifică.
Poluarea cu materii organi ce biodegradabile este indicat ă
de un num ăr mare (sute) de specii de organisme vegetale și
animale, inferioare și superioare, reunite in sistemul
saprobiilor, sistem ini țiat de Kolkwiitz și Marsson în 1908—
1909, ulterior revizuit și completat de diferi ți autori, denumit
astfel ca s ă sugereze dezvoltarea vie ții (bios) în condi ții
corespunz ătoare materiilor în descompunere (sapros).

2324.4. Autoepurarea apelor poluate
Foarte multe medii acvatice (lac uri, râuri, estuare, litorale
marine) sunt expuse periodic unor procese de poluare cu ape
uzate menajere sau provenite din cresc ătorii de animale,
industrie, elimin ări de reziduuri etc.
Acestea produc modific ări importante în propriet ățile
fizice, chimice, biologice, reflectate in modific ări cantitative și
calitative ale microb iotei, ale florei și ale faunei sistemului.
Evacuarea deliberate a apelor uzate in bazinele acvaticc
s-a bazat pe dou ă ipotcze dovedite ca eronate :
1) pe rolul dilu ției, care s-a demonstrat a nu fi suficient și
2 ) pe ideea c ă microorganismele au capacitatea de a
degrada practic orice substan ță naturală, oiicît de complex ă.
Aceasta în acord cu doctrina infailibilit ății
microorganismelor în pr ocesele degradative.
Dezvoltarea societ ății umane, a industriei, a zootehniei și
a agriculturii, în gene ral, au ag ravat aceast ă situație atât prin
mărirea considerabil ă cantitativ ă a apelor uzate și reziduurilor,
cât și prin complexitatea compu ș-lor prezen ți, unii mai
rezistenți sau chiar recalcitran ți la degradare.
Poluarea se realizeaz ă pe trei căi majore , care nu se exclud
reciproc :
1) Introducerea de material e biogene (substan țe organice
poluante, produ și ai metabolismului unor organisme etc. în
concentra ții neobișnuit de mari, în a șa fel încât modific ă, în
sens negativ echilibr ul natural al popula țiilor din ecosistem.
2) Introducerea de substan țe normal absente din apele
naturale (pesticide etc.) sau determinarea unor concentra ții
nenormale, cu efect nociv ale unor compu și (săruri ale metalelor
grele etc.).
3) Introducerea de agen ți patogeni sau a altor
microorganisme nedorite în bazinul acvatic.

233Modificări induse dc evacua rea apelor reziduale
Deversarea unei ape rezi duale epurate într-o ap ă
stătătoare (lac) determin ă instalarea temporar ă a unei perioade
de modificare „septic ă" a mediului respectiv, îmbog ățirea lui în
substanțe organice, epuizarea oxige-nului și reducerea densit ății
biologice (Hjmes, 1960 ; Atlas și Bartha, 1985).
Mineralizarea substan țelor organice sub ac țiunea
microorganismelor poa te genera o îmbog ățire în nutrien ți
anorganici și fenomene de „înflorire" egal ă, pentru ca, în
măs u r a î n c a r e n u i n tervin noi perturb ări, după o perioad ă de
timp, modific ările să se atenueze, treptat, situa ția revenind la
normal.
Consecin țele poluării au fost studiate, în special, în cazul
râurilor, în care deversar ea apelor uzate determin ă modific ări
esențiale ale unor para-met ri fizici, chimici și biologici.
Una din modific ările majore este dezvoltarea intens ă a
bacteriei fila-mentoase Sphaerotilus natans, care se leag ă de
albia râurilor sau de roci și formează matricea pentru
dezvoltarea asociat ă a altor bacterii , precum și a protozoarelor.
Se formeaz ă o comunitate de mi croorganisme, descris ă
sub denumirea de biocenoz ă heterofit ă sau sub cea eronat ă de
fungi ai apelor de canal sau de dejec ții (engl. „Sewage fungus" ;
germ. ,,Abwasser Pilz"). Ea se dezvolt ă excesiv în prima
perioadă, degradând substan țele organice, consumând o
cantitate important ă de oxigen și de nutrien ți organici.
Dezvoltarea bacteriilo r asociate cu S. natans are loc în
anacrobioz ă și chiar la tensiuni sc ăzute dc O 2.
În condi țiile unei polu ări organice se dezvolt ă
microorganismele facultativ și obligat anaerobe, care devin
membri dominan ți ai microbiotei. Sub ac țiunea lor, sistemul
devine anoxic, ori de câte ori consumul de oxigen dep ășește
cantitatea cu care es te reaprovizionat.
În unele cazuri, datorit ă dispariției oxigenului, masele de
S. natans moarte sunt supuse unor procese de putrefac ție. Se
produc cantit ăți impor-tante de H 2S, sub ac țiunea bacteriei
Desulfovibrio desulfuricans, prezentă frecvent în apele de
canal, care face reducerea sulfa ților.

234Unele ape poluate con țin bacterii sulfoxidante
Thiobacillus sp., Thiothrix sp., Beggiatoa sp.) care se
multiplic ă rapid în prezen ța H 2S.
Se adaug ă acțiunea altor bacterii ca denitrificatoare
(Thiobacillus denitrificans, Micrococcus denitrificans) ,
metanogene, și a celor care utilizeaz ă compu șii fierului
(Thiobacillus ferrooxidans, Leptothrix ochracea etc.), care
amplifică dezechilibrul profund fa ță de microbiota activ ă
normal.
În mod deosebit sunt expus e la anoxie sedimentele la
nivelul c ărora rata de difuzie a oxigenului este mic ă, fiind
dependent ă de structura acestora și de activitatea animalelor
care o perturb ă, mârind suprafa ța de contact a particulelor din
sediment cu coloana de ap ă. Dacă sedimentul de vine anoxic,
populația animal ă devine mai mic ă, limitată la suprafa ța lui și,
final, dispare (Poole și Hobson, 1979).
Autoepurarea este un proces complex, implicând
intervenția unor me-canisme fizice, chimice și biologice, care
conferă unui bazin acvatic poluat capacitatea de revenire la
echilibrul natural caracteri stic, prin degradarea și prin
eliminarea poluan ților (substan țe organice, anorganice și
microorganisme). Datorit ă acestui proces, în cazul apelor
curgătoare, dup ă cîțiva km în aval de locul devers ării
poluanților, apele redevin relativ curate.
Evoluția acestui fenomen este influen țată de gradul de
poluare (cantitatea și ritmul de deversare a apelor uzate) și de
diluție, de viteza de scurge re a apei care determin ă un amestec
mai mult sau mai pu țin rapid, de tur-bulen ță și de temperatur ă
(apele tropicale se autoepureaz ă mai repede decâ t cele polare;
la temperaturi mai ma ri, autoliza bacterian ă este mai rapid ă).
Un rol decisiv revine b acteriilor, protozoarelor și unor
animale mici.
În condi ții aerobe, microorg anismele degradeaz ă
substanțele dizolvate pîn ă la CO 2, apă și săruri anorganice,
asigurând mineralizarea poluan ților organici. Ini țial sunt
degradate substan țele ușor asimilabile (g lucide, proteine,

235lipide) și ulterior cele mai rezistente , cum este, spre exemplu,
celuloza. De aceea, pe m ăsură ce râul înainteaz ă și gradul de
autoepurare progreseaz ă, numărul microorganismelor saprofite
scade, iar cel al celo r celulozolitice cre ște.
Când un râu este poluat cu ape de canal proaspete apar o
serie de modi-fic ări ce se men țin o anumit ă distanță în aval,
după care dispar.
În procesul de autoe purare, materia organic ă vegetală sau
animală este convertit ă de microorganism ele aerobe la s ăruri
anorganice simple, care sunt folosite ca nutrien ți de
microorganisme și organismele vegetale.
În acest proces, oxigenul din ap ă este convertit la CO 2,
care, sub influen ța luminii (fotosintez ă), este preluat de plante.
Carbonul este folosit pent ru sinteza de constituen ți vegetali,
prin conversie la substan țe organice, iar oxige nul se reîntoarce
în apă. Prezen ța oxigenului în ap ă este esen țială pentru
realizarea ciclului de autopurificare.
Întreg procesul de minerali zare a materiei organice este
realizat eficient numai de microorganismele aerobe.
În plus, etapa sa final ă —nitrificarea — necesit ă un
consum important dc oxige n (conversia unui mg de NH 4+ la
nitrat necesit ă 4,57 mg 0 2). Apele naturale con țin O 2 dizolvat
prin difuzic din atmosfer ă (proces favorizat de fenomenele de
turbulență) sau eliberat de cianobacterii, alge și macrofitele
acvatice în urma fotosintezei.
În mediile respective exist ă și un consum chimic de
oxigen, determinat de oxidarea abiotic ă a compu șilor redu și,
existenți ca atare în apel e poluate sau forma ți în sistem (spre
exemplu, sulfurile produse de bacterii le sulfat-reduc ătoare.
De aceea, auto epurarea este condi ționată de prezen ța unei
cantități suficiente de oxigen dizolvat , necesar pentru activitatea
bacteriilor, care, degradând substan țele organice, produc C0 2 și
substanțe minerale, asigurând astfel d ezvoltarea viguroas ă a
organismelor fotosintetizante ce redau apei oxigenul necesar,
inchizând ciclul acestuia.
Descărcările masive de materie organic ă odată cu apele
poluate determin ă un deficit de O 2 prin consumul intens efectuat

236de microorganismele heterotrofe și o diminuare a fotosintezei
podusă de turbiditatea m ărită a apei.
După o distan ță variabil ă în aval, num ărul bacteriilor
heterotrofe scade în progresie geometric ă, sub influen ța unor
cauze complexe, care includ, pe lâng ă efectul de dilu ție
fenomenele de sedimentar e, inactivarea sub ac țiunea radia țiilor
UV, temperatura neadecvat ă, oligotrofia, interven ția
prădătorilor ( Bdellovibrio bacteriovor us, Vorticella sp.,
Stylonychia sp. Etc).
Pe baza datelor experimentale, Sturdza și colab. (1959)
acorda o importan ță deosebit ă protozoarelor în îndep ărtarea unei
suspensii de Salmonella typhi din apa de râu, num ărul lor fiind
corelat cu cre șterea bacteriilo r vii, pe care le consum ă pentru a
dispărea odată cu dispari ția acestora.
Se adaug ă acțiunea faunei bacterivore ( Cladophora,
Tubificidae, Chiuronomus, Assellus ) – fig. 4.1. – al c ăror rol este
demonstrat de num ărul mare de microor ganisme aflate în
diferite faze de de gradare în intestin . Acestea înglobeaz ă, odată
cu detritusul organic fin, numeroa se bacterii fixate pe suprafa ța
acestuia.
Mecanismele globale ale fenomenelor de autoepurare și
de îndep ărtare a microorganismelor par s ă fie mult mai
complexe decât se b ănuia.
Bunde (1977) a ar ătat că dispariția unei popula ții de
Escherichia coli se realizeaz ă mai repede decât cea a unor
markeri cu propriet ăți fizico-chimice similare, prelua ți teoretic
de organismele bacterivore cu aceea și frecven ță. Aceasta
demonstreaz ă interven ția unor mecanisme selective.
Rolul bacteriofagilor, considerat ini țial ca major, este
contestat de Sturdz a (1956), care le atribuie o participare
limitată, secundar ă sau chiar nul ă. Argumentul major decurge
din observa ția că în râurile în care au avut loc procese de
autopurificare intens ă., numărul particulelor fa gice este mult
scăzut. Ori, teoretic, dac ă fagii ar controla procesele de
autopurificare prin liz ă bacterian ă, ar trebui ca num ărul lor s ă
crească în fazele în care num ărul bacteriilor s cade, deoarece liza
bacterian ă este asociat ă cu multiplicarea fagilor.

237

Figura 4.1. Rolul protozoarelor în îndep ărtarea bacteriei
Salmonella typhi dintr-o prob ă de apă. A. Numărul protozoarelor în apa de
râu ca atare. B. După adăugarea unui extract de S.typhi . C. După
adăugarea bacteriilor omorâte. D. După adăugarea bacteriilor și a
extractului. E. Cu bacetrii vii. Dup ă consumarea popula ției bacteriene,
protozoarele revin la normal (dup ă Sturdza, 1959, citat de Zarnea, 1994).

Sturdza și colab. (1955) atribuie un rol mai important
factorilor antimicrobieni produ și de o serie de bacterii (Bacillus,
Micrococcus, Pseudomonas etc.) cu activita te bacteriostatic ă și
bactericid ă asupra mai multor specii de bacterii Gram-negative
și Gram-pozitive. Capacitatea de autoepurare a apelor naturale
dc materiile organicc și de microorganism ele poluante este
rezultatul unui echilibru de licat între cantitatea de O 2 absorbit ă
din atmosfer ă și cea revenit ă în ap ă prin intermediul
fotosintezei, pe de o parte, și cantitatea consumat ă pentru
oxidarea materiei orga nice, pe de alta.
Când oxigenul este epuizat, procesele de autoepurare
diminuă considerabil. Datorit ă acestui fapt se poate urm ări
capacitatea de revenire la normal a unui râu poluat prin
conținutul său de oxigen dizolvat.

238În cazul apelor poluate, produ șii de fermenta ție și cei
rezultați din reducerea dife ritelor substan țe din mediu determin ă
modificări de gust, miros și culoare ale apei devenit ă anaerob ă
sau septic ă.
Turbiditatea crescut ă și produșii toxici de metabolism
interferă cu producerea de oxigen prin fotosintez ă și încetinesc
procesul de refacere și revenire la normal. Diversitatea
biologică este mult redus ă, iar unele specii obligat aerobe
(microorganisme, nevertebrate, pe ști) dispar.
Autoepurarea natural ă are loc numai în condi ții în care
compoziția și cantitatea poluan ților nu sprasolicit ă puterea de
refacere a echilibrulu i bazinului natural.
4.4.1.Mecanismul autoepur ării
Ansamblul proceselor declan șate de evacuarea apelor
uzate, descris anterior, formeaz ă autoepurarea râ ului, care se
constituie astfel ca un proces natural comp lex fizico-chimic,
biologic și bacteriologic și prin care impur ificarea de natur ă
organică a unui râu se reduce trepta t în aval de sursa de
impurificare.
Capacitatea unui curs de ap ă de a primi și autoepura
efluenții de ape uzate este func ție de intensit atea de desf ășurare
a proceselor c onstituente, condi ționate la rândul lor de factori
de mediu climatic și fizico-geografic sau, eventual, și de
amenajările hidrotehnice.
În ultima analiz ă, capacitatea de autoepurare a unui curs
de apă depinde de resurs ele sale de oxigen și, din acest punct de
vedere, starea sa de polua re este rezultatul balan ței dintre
resurse și consumul de oxigen provo cat de poluarea organic ă.
Consumul de oxigen este rezultatul reac țiilor biochimice
de oxidare a substan țelor organice, ce se petrec la nivelul
celulelor bacterie ne, iar resursele de oxigen sunt reprezentate,
în principal, de aerul atmosferic și de condi țiile de curgere,
viteză, turbulen ță etc., care favorizeaz ă dizolvarea oxigenului în
apă.

239Primul proces conduce la dez oxigenarea apei râului, al
doilea, care are loc concomitent, la reoxigenarea sau reaerarea
sa.
Aceste dou ă procese sunt considerat e, din punct de vedere
fizico-chimic, ca dou ă reacții opuse care tind s ă ajungă la un
echilibru temporar.
Dacă în momentul recep ționării unei polu ări apa râului
are o concentra ție a oxigenului dizo lvat mare, apropiat ă de
saturație, iar poluarea este important ă, se înregistreaz ă în aval o
descreștere a concentra ției, datorit ă vitezei mari a consumului
care nu poate fi compensat ă de reaerare, lent ă la început.
Ulterior, viteza de reaerare cre ște pînă la egalarea vitezei
de consum, moment în care cele dou ă reacții, de dezoxigenare și
reaerare, sunt tempor ar în echilibru, ia r schimbul de oxigen
constant.
Dincolo de acest moment, viteza de consum scade, ceea
ce permite mic șorarea treptat ă a deficitului de oxigen creat în
apă, pînă la valoarea de satura ție.
În condi țiile existen ței unei surse de poluare continue,
starea de echilibru se poate men ține pe durata existen ței sursei,
în cazul în care înc ărcarea organic ă nu depășește resursele de
reaerare a râului, deficitul de oxigen devenind cronic pentru
zona de poluare.
Cunoașterea capacit ății de autoepurare a unui curs de ap ă
este necesar ă în activitatea de gospod ărire a resurselor de ap ă de
suprafață în vederea satisfacerii folosin țelor lor atât ca emisari
de ape uzate, cât și ca surse de prelevare.
Estimarea vitezelor de consum ale oxigenului și a
vitezelor de reaerare este din aceast ă cauză instrumentul de
calcul principal în problemele de gospod ărire calitativ ă și
servește la stabilirea înc ărcării efluen ților stațiilor de epurare și
a condițiilor de evacuare în râuri, potrivit cu puterea lor de
autoepurare și cerințele calitative ale folosin țelor din aval.

240Aspecte biologice
Sub aspect biologic, re venirea la starea ini țială se face în
mod treptat, în etape corespunz ătoare principalelor faze ale
procesului de autoepurare.
Aceste etape denumite trepte sau zone saprobe prezint ă o
serie de cara cteristici fizico-chimice și biologice bine
determinate. Pe baza acestor ca racteristici, ev identiate prin
analize speciale, se poate aprecia și evoluția procesului de
autoepurare în diverse sec țiuni ale râului.
Principalele zone saprobe sunt: polisaprob ă — situat ă în
imediata apropiere a punctului de evacuare a apelor uzate, alfa-
mezosaprob ă, beta-mezosaprob ă, oligosaprob ă, fiecare urmând
succesiv pe o întindere mai mare sau mai mic ă, funcție de
volumul și concentra ția efluentului, de debitul receptorului ș.a.
In zona polisaprob ă, de maxim ă poluare, sunt prezente
substanțe organice în concentra ție mare.
Oxigenul dizolvat, datorit ă proceselor intense de
descompunere a materi ilor organice, lipse ște sau exist ă în
cantități foarte reduse, co respunzând la satura ții pînă la 10%.
Consumul biochimic de oxi gen la 5 zile ajunge la 80—
100% din cantitatea ini țială.
Sunt prezen ți ionii de amoniu și posibil hidrogenul
sulfurat ca urmare a desc ompunerii proteinelor.
În mâlul de culoare neagr ă, frecvent se eviden țiază
prezența sulfurilor de fier.
Organismele descompun ătoare sunt dezvoltate în mas ă:
peste 1 mil. germeni/ml de ap ă.
Se întâlnesc pu ține specii de organisme produc ătoare și
consumatoare, re prezentate îns ă prin numero și indivizi, având la
dispoziție un substrat nut ritiv bogat.
Speciile g ăsite apar țin aproape în exclusivitate
microorganismelor.

241 Obișnuit, în aceast ă zonă, flora și fauna nu includ
reprezentan ți ai algelor, plantelor superioare, ai racilor,
melcilor, scoicilor și peștilor.
Sunt caracteristice diverse specii de protozoare, unele
larve de insecte-diptere și diverși viermi tubificizi.
În zona alfa-mezosaprob ă, ca efect al procesului de
autoepurare, poluan ții organici se reg ăsesc în forme mai pu țin
complexe și în cantit ăți mai reduse.
Paralel cu procesele de biodegradara a substan țelor
organice au loc și unele procese de oxidare a produselor
rezultate. Se poate eviden ția prezen ța azotiților care apar prin
oxidarea ionilor de amoniu.
Concentra ția oxigenului dizolv at atinge valori
corespunz ătoare satura ției de 25—50%, iar consumul biochimic
de oxigen la 5 zile este de 50—80% din cantitatea ini țială.
Organismele descompun ătoare sunt înc ă puternic
dezvoltate având valori de ordinul sutelor de mii/ml ap ă.
Crește diversitatea or ganismelor produc ătoare și
consumatoare. Sunt prezente specii de alge albastre , alge verzi,
unele plante superioare și specii de raci, melc i, insecte, precum
și unii pești.
În zona beta-mezosaprob ă continu ă, cu intensitate
crescută, procesele de oxidare și mineralizare. Azotul se g ăsește
mai ales sub form ă de azota ți, rezulta ți din oxidarea azoti ților.
Datorită reducerii intensit ății proceselor de degradare a
materiilor organice, consumul biochimic de oxigen nu dep ășește
10—20% din cantitatea ini țială.
Concentra ția oxigenului dizo lvat înregistreaz ă valori
apropiate de saturatie, nema ifiind consumate în biodegrad ări, iar
algele contribuind prin fotosintez ă la aerarea apei.
Ca urmare a reducerii substr atului nutritiv, organismele
descompun ătoare marcheaz ă densități mai mici — de ordinul
sutelor de mii.
Revenindu-se în cea mai mare m ăsură la condi țiile de
viață premerg ătoare polu ării, exist ă o varietate crescut ă de
plante și animale.

242Este tipic ă diversitatea mare a algelor. Se întâlnesc
diferiți melci, scoici, raci și numeroase insect e; caracteristice
sunt și diverse pe cii de pești.
În zona oligosaprob ă, procesul de autoepurare a atins faza
finală.
În cadrul ei, mineralizarea produ șilor rezulta ți din
biodegrad ări este practic încheiat ă. Azotul se întâlne ște numai
sub form ă de azota ți.
Consumul biochimic de oxigen poate înregistra valori sub
10% din concentra ția inițială. Concentra ția oxigenului dizolvat
corespunde limitei de satura ție sau apropiat ă de aceasta.
Numărul bacteriilor descompun ătoare este foarte redus —
sute/ml ap ă.
Diversitatea produc ătorilor și consumatorilor este
ridicată — putând fi îns ă mai mic ă decât în zona beta-
mezosaprob ă, mai ales în ceea ce prive ște algele, care acolo
găsesc mai mult substrat nutritiv. Insectele s unt deosebit de bine
reprezentate.
Se precizeaz ă totuși că zona oligosaprob ă poate fi
întâlnită ca a patra zon ă din succesiune num ai pe cursurile
superioare de râuri.
Când polu ările au loc pe cursurile mijlocii și inferioare,
caracteristicile biologi ce ale zonei oligosapr obe nu se mai refac
integral, chiar dac ă din punct de vedere fi zico-chimic redresarea
calității apei este complet ă. În aceste zone de râu ultima treapt ă
saprobă este caracterizat ă de un amestec de specii beta-
mezosaprobe și oligosaprobe.

4.5. Microbiologia apelor reziduale
Apele uzate (reziduale) sunt ape evacuate dup ă utilizare,
încărcate cu o mare cantitate de reziduuri suspendate sau
dizolvate, îndep ărtate din locuin țe, orașe, întreprinderi
industriale, unit ăți agricole sau z ootehnice etc. L ăsate să se
acumuleze ca atare, substan țele organice sunt expuse degrad ării
cu producere de compu și volatili r ău mirositori.

243Eliminate în diferite bazine acvatice naturale determin ă
perturbări grave de ordin fizico-chimic și exercită efecte nocive
asupra florei și faunei naturale. De aceea, din ra țiuni de ordin
igienico-sanitar, de protec ția mediului, economice și de confort
evacuarea lor în natur ă (pe sol sau în ap e) nu este posibil ă decât
după ce au fost f ăcute inofensive. În ac est scop, apele uzate
sunt supuse unor procedee de tratare fizice, chimice și biologice
a căror complexitate variaz ă nu numai în func ție de provenien ța
lor, ci, mai ales, de soarta lor final ă (reutilizare, evacuare pe
sol sau în ape naturale).
4.5.1.Clasificarea apelor reziduale
După folosirea lor in gospod ărie, în industrie, în
zootehnie etc., apele inc ărcate cu cele mai felurite substan țe
chimice și uneori cu caracteristic ile fizice schimbate (de
exemplu cele termice) sunt evacuate în apele de suprafa ță sub
numele de ape uzate sau ape reziduale.
Clasificarea apelor u zate se poate face dup ă originea lor
și după compozi ția lor fizico-chimic ă.
După originea lor, sunt:
– ape fecaloid-menajere;
– ape uzate or ășenești;
– ape uzate industriale.
După caracteristicile fi zico-chimice, sunt:
– ape cu con ținut predominant de materii organice; ele
cuprind apele menajere și unele ape industria le, cum sunt cele
evacuate de industria alimentar ă;
– ape cu con ținut predominant de ma terii anorganice, în
care se situeaz ă majoritatea apel or industriale.
O poziție mijlocie ocup ă apele or ășenești, în care pot
predomina fie substan țele organice, fie ce le anorganice, dup ă
gradul de industrializare a ora șului respectiv.
Apele menajere (fecaloid-menajere) sunt ape folosite
care con țin materiale organice de provenien ță vegetal ă sau
animală, în stare brut ă (celuloz ă, hemiceluloze etc.) sau în

244diferite grade de desc ompunere (fecale), urin ă, ape de sp ălare,
grăsimi, săruri minerale, detergen ți și un num ăr imens de
microorganisme diferite, inclusiv agen ți patogeni.
Gradul de degradare a substan țelor organice este variabil
și, în general, corelat cu durat a perioadelor de stagnare. Ca
stare fizic ă, substan țele conținute pot fi prezente în solu ții,
suspensii coloidale, su spensii de parcicule solide cu dimensiuni
mai mari.
Apele or ășenești colecteaz ă apele menajere și pe cele
rezultate din precipita ții încărcate cu diferite impurit ăți, cele
folosite pentru sp ălarea str ăzilor și frecvent ape uzate
industriale. Amploarea polu ării orașelor este sugeiat ă de datele
lui Feldman (1974), dup ă care în ora șul New York, câinii depun
zilnic 68 000 kg fecale și 405 000 l urin ă, care sunt sp ălate da
apa de ploaie și depuse în apele naturale.

Apele uzate industriale diferă foarte mult în func ție de
provenien ță.
Unele sunt biodegradabile, cum sunt, în special, cele din
industria celulozei și a hârtiei și mai ales din industria
alimentar ă (fabrici de zah ăr, bere, conserve, sucuri, abatoare,
industria laptel ui). Ele ridic ă, totuși, probleme specia le de la caz
la caz, implicâd participarea în epurare a unor microorganisme
caracteristice.
Apele nedegradabile (indus tria cauciucului sintetic,
îngrășăminte chimice, petrochimice , în general, siderurgie,
metalurgie etc.) con țin uleiuri, hidrocarburi, tiocianați,
substanțe aromatice, s ăruri toxice de Hg, Pb, Cd , As, Cu. Ele
sunt tratate prin tehnici co mplexe nebiologice.
Apele uzate industriale ridică probleme specifice, de
aceea amestecul lo r cu apele or ășenești este de nedorit,
deoarece procedeele de epurare sunt incompatibile.
Frecvent, apele uzate industriale pot con ține substan țe
care împiedic ă dezvoltarea mi croorganismelor.

245Apele reziduale din zootehnie includ ape cu mare
încărcare organic ă, frecvent cu substan țe rezistente la degradare
(celuloză, hemiceluloze, lignine) și cu specific aparte de
epurare. Provin de la cresc ătorii de porcine, bovine și păsări.

Ape uzate cu con ținut predominant de materii organice
Apele fecaloid-menajere , provenind din evacuarea
dejecțiilor umane, de la baie, buc ătărie etc., con țin materii
organice putrescibile, de natur ă animală și vegetal ă, în stare
proaspătă sau în diferite stadii de descompunere biochimic ă,
săruri minerale, îndeosebi cantit ăți relativ ridica te de clorur ă de
sodiu provenite din urin ă, și un num ăr mare de microorganisme,
mai cu seam ă bacterii.
Mai con țin hormoni, vitamine, s ăpunuri, în ultimul timp
adăugîndu-se și detergen ți sintetici.
De obicei, aceste ape se prezint ă ca soluții de substan țe
minerale și organice aflate în diferite forme: particule solide
plutitoare sau în suspensie, disp ersii coloidale sau semicoloidale
și în stare de solu ții adevărate.
Pe măsură ce se dezvolt ă procesul de fe rmentare, apar
produșii intermediari de descompunere ai protidelor, glucidelor
și lipidelor : hidrogen sulf urat, amoniac, acizi gra și,
hidrocarburi aromatice cu miros gr eu, cum ar fi catolul, indolul
etc.
Exprimat ă în consum biochimic de oxigen la 5 zile
CBO5, înc ărcarea organic ă a acestor ape este cuprins ă între 200
și 300 mg/1. Datorit ă cantității mari de substan țe organice,
aceste solu ții constituie medii prie lnice pentru bacterii.
Pe lâng ă bacteriile patogene evacuate de la spitale și
sanatorii, se afl ă un num ăr considerabil de ba cterii saprofite,
care pot dep ăși 5000 000/ml.
Dintre bacteriile patogene, cele ma i importante sunt:
Salmonella typh i, care produce febra tifoid ă; Salmonella
paratyphi , agentul febrei paratifoide, Vibrio cholerae , care dă
holera; specii de Shigella , care produc gastro -enterite, de
exemplu, Shigella disenteriae , care produce dizenteria bacilar ă.

246Unele bacterii ( Escherichia coli ) formeaz ă popula ții
normale ale intestinului omului , constituind indicatori pentru
poluarea apelor cu mate rii fecale; ele indic ă deci și posibilitatea
contamin ării cu bacterii patogene.
Numărul de bacili coli, care se dezvolt ă după o incubare
de 48 de ore la 37°C,est e luat ca unitate de m ăsură pentru
impurificarea apei cu materii fecale.
Un indicator pentru a cest tip de poluare este
Streptococcus faecalis . Dintre bacteriile patogene mai rar
întîlnite în ap ă sunt Bacillus anthracis , care dă antraxul și ai
cărui spori sunt foarte rezisten ți la căldură, și Mycobacterium
tuberculosis , agentul tuberculozei.
Prin apele uzate se pare c ă mai pot fi transmise și
bruceloza, care în mod normal se transmite numai prin contact
direct sau prin la pte infectat, precum și unele boli virotice, ca
poliomielita și hepatita epidemic ă.
Bacteriile patogene exist ă nu numai în ap ă, ci și in mâl.
Ele au în general o via ță scurtă, fiind distruse de radia ția solară;
cele nepatogene sunt mai rezistente.
Dintre parazi ții animali se pot întâlni în apele uzate unele
protozoare și viermi. În regiunile tropicale este r ăspîndită
dizenteria amibian ă provocat ă de Entamoeba Mastolitica.
Lupașcu și colab. (1961) citeaz ă dintre viermi
următoarele forme mai frecvente în România : Ascaris
lumbricoides, Trichuris trichiur a, Enterobius vermicularis,
Rymenolepis nana, Taenia solium, T. sagitata, T. echinococcus,
Diphyllobothrium latum . Printr-o sedime ntare bine condus ă,
eliminarea ou ălor de helmin ți din apele fecalo id-menajere poate
fi realizat ă într-un grad foarte ri dicat (A n t o n i u și colab.,
1964).
Apele fecaloid-menajer e se caracterizeaz ă prin con ținutul
mare de substan țe organice în diferite stadii de descompunere și
prin poten țialul lor patogenic și infestant ridicat.
Apele uzate or ășenești provin din amestecul apelor
fecaloid-menajere cu unele ape uzate industriale și cu apele
pluviale.

247Când toate aceste tipuri de ape sunt evacuate împreun ă și
conduse la sta ția de epurare, sistemele de canalizare sunt mixte
iar cînd apele pluviale în totali tate sau partia l sunt conduse
direct în râu, canal izarea este separat ă.
Compozi ția acestor ape uzate variaz ă apoi de la un ora ș la
altul dup ă natura industriilor, cantitatea de ap ă consumat ă de
locuitori etc. în func ție de felul și de num ărul industriilor din
orașul respectiv, înc ărcarea cu materii or ganice poate atinge
valori foarte ridicate.
Cantitățile de materii minerale pot fi mult mai crescute în
apele orășenești decât în cele menajere.
Astfel, fosfa ții rezulta ți din folosirea detergen ților în
gospodărie și în unele industrii sunt mult crescu ți.
Pot apărea apoi s ăruri de zinc, cupr u, crom, mangan,
nichel, plumb etc., rezultate di n procesele de fabricate ale
diferitelor intreprinderi.
Apele uzate industriale se pot clasifica în dou ă categorii:
cu conținut predominant de materi i organice sau de materii
anorganice.
Cea mai important ă ramură de industrie care evacueaz ă
ape uzate cu mare con ținut de materii organice putrescibile este
industria alimentar ă.
Fabricile de zah ăr, amidon, lapte, sp irt, conserve, bere,
drojdie de bere, abatoare , mezeluri etc, evacueaz ă ape foarte
încărcate cu materii organice, valoarea CBO5 putînd atinge
cîteva grame la litru.
În apele uzate de la fabricile de zah ăr se găsesc resturi de
sfeclă, nisip, argil ă ( a p e l e d e s p ălare și transport), substan țe
organice în solu ție, îndeosebi zah ăr, pentoze, substan țe proteice
etc. (apele de difuzi e). De asemenea mai con țin urme de
amoniac, s ăruri ale acidului fosforic și azotic și cantități reduse
de saponine. înc ărcarea organic ă a acestor ape uzate este foarte
mare, valoarea CBO5 dep ășind 3 000 mg/l.
Fabricile de amidon și de drojdie de bere evacueaz ă ape
uzate cu carac teristici asem ănătoare celor de la fabricile de
zahăr, avînd un con ținut ridicat de glucide și protide, valoarea
CBO5 fiind de 2 000-3000 mg/1.

248Foarte înc ărcate cu substan țe organice putrescibile sunt
apele evacuate de c ătre fabricile de preparate lactate și lapte
praf. Ele con țin resturi de lapte, brînz ă, zer și unt, Uneori se pot
întîlni și germeni patogeni.
Abatoarele evacueaz ă ape uzate cu resturi de carne,
sânge, gr ăsime și conținutul stomacal al animalelor t ăiate. De la
vitele bolnave pot proveni și bacterii patogene , îndeosebi bacilul
antraxului.
Întreprinderile de industrie u șoară caracterizate prin ape
uzate cu mare înc ărcare organic ă sunt tăbăcăriile și fabricile de
textile.
Apele uzate de la t ăbăcării, pe lâng ă substanțe organice,
mai conțin și săruri de crom și arsen, hidrogen sulfurat, amoniac
și chiar germeni patogeni (bacil ul antraxului). Din industria
textilă provin ape înc ărcate cu uleiuri, coloran ți, gume,
săpunuri, resturi de fibre, etc.
Industriile de celuloz ă și hârtie evacueaz ă ape înc ărcate
cu cantit ăți mari de le șii sulfitice, bogate in pentoze,
aminoacizi, apoi furfurol, compu și ai sulfului, coloran ți, fibre de
celuloză etc.; fabricile de ca uciuc sintetic evacueaz ă acizi
organici, aldehide, alcooli s uperiori, uleiuri, acetilen ă, săruri de
calciu, sodiu, aluminiu, hidrogen sulfurat, etc.
Printre industriile ch imice care evacueaz ă ape cu con ținut
de substan țe organice neputrescibile mai sunt și industriile
petrolifer ă, petrochimic ă, fabricile de îngr ășăminte chimice, de
coloranți.

4.5.2. Microbiota apelor uzate
Din punct de vedere ecologic, apele de canal reprezint ă
unul din cele mai comple xe medii, în care popula țiile totale și
diferitele grupuri fiziologice sunt expuse la mari fluctua ții
cantitative și calitative, precum și la interac țiuni dintre cele mai
complexe.

249Microbiota apelor menajere cel mai mult studiat ă include
un num ăr mare de bacterii heterotrofe (Pseudomonas
fluorescens , P. aeruginpsa, Bacillus cereus, B. subtilis,
Enterobacter, Zoogloea, colifo rmi, Streptococcus faecalis) și
numeroase alte spec ii care degradeaz ă glucidele, proteinele,
grăsimile, celuloza etc.
Alături de bacterii sunt prezente numeroase levuri
(Saccharomyces sp., Candida sp., Cryptococcus sp.,
Rhodotorula sp.) sau similare levurilor (,,Yeast-like
microorganisms"), precum și spori și hife de Leptomites lacteus
si Fusarium aquaeductum.

Virusuri și microorganisme patogene
Frecvent, apele uzate pot conține diferi ți agenți patogeni
penru om și animale. Sursa major ă de impurificare este
reprezentat ă de materiile fecale ale omului sau animalelor
bolnave.
Un rol important revine purt ătorilor cronici (eliminatori
asimptomatici) cu focare infec țioase în splin ă, ficat, căile
biliare sau urinare.
După Poole și Hobson (1979), anua l, 500 de milioane
oameni sunt afecta ți de boli asociate cu consumul apei
infectate. Dintre ace știa, proximativ 10 milioane mor.
Principalii agen ți patogeni semnala ți sunt :
Virusuri : Poliovirus, Coxsackie, virusul hepatitei.
Bacterii : Salmonella sp. (S. typhi, S. parathyphi),
Shigella sp., Brucella sp., Leptospira sp., Vibrio cholerae, V.
parahaemolyticus, V. alginoliticus , Mycobacterium
tuberculosis , spori de Bacillus anthracis și de Clostridium
perfringens, C. nov yi, C septicum.
Fungi : numero și Fungi imperfecti.
Protozoare : Entamoeba histolytica.
În general, microorganismele patogene nu se pot dezvolta
nici în apele uzate și nici în bazinele naturale (râuri, lacuri,
mări) în care sunt deversate.

250Ele pot g ăsi aici doar condi ții de supravie țuire temporar ă
cu menținerea virulen ței. În aceast ă stare, înainte de a fi
distruse pot declan șa epidemii hidrice prin consumul apei
contaminate, prin sc ăldat (transcutanat cu Leptospira sp.) sau
după consumul de alimente infe ctate nepreluc rate termic.

4.5.3. Controlul și combaterea polu ării cu ajutorul
microorganismelor
Acțiunea mediului poluat as upra organismului se
manifestă variat și complex, prin disconfort, îmboln ăviri,
alterări ale stării de sănătate, de intensitate diferit ă sau chiar
moarte.
Poluarea poate provoca ac țiuni nocive asupra popula ției
expuse, dar și a descenden ților) de exemplu: ac țiuni mutagene
ale informa ției genetice).
Acțiunea indirect ă a poluării se manifest ă asupra florei
și faunei (care poate fi distrus ă sau modificat ă), asupra
construcțiilor, etc. Datorit ă acestor efecte nedorite ale polu ării
este absolul necesar ă instituirea unor m ăsuri de protec ție a
mediului înconjur ător, prin măsuri tehnice sau administrative,
având supert legi slativ corespunz ător și bazându-se pe criterii
medicale . Conform acestora s-au ela borat limite sau concentra ții
maxime admise (C.M.A.) ale poluan ților din mediu, controlate
și asigurate de orga nisme specializate.
Păstrarea nealterat ă a mediului este practic imposibil ă și
echivaleaz ă cu stagnarea evolu ției speciei umane. Capacitatea
de adaptare a omului la mediu s-a dovedit a se produce în timp
și a fi totu și limitat ă. În acest proces complex și parțial
controlabil, microorgsnismele joac ă un rol important.
Există procese de autopurificare biologic ă a apei, cum
ar fi:
1. Antagonismul (concuren ța microbian ă) dintre flora
microbian ă proprie apei și flora patogen ă supra ad ăugată prin
poluare. Flora proprie mediului creaz ă produși de metabolism cu
acțiune microbicid ă față de flora patogen ă poluantă.

2512. Acțiunea litic ă a bacteriofagilor asupra bacteriilor
poluante: exemplu: bacteriofagul an titiific poate distruge bacilul
tific.
3. Biodegradarea substan țelor organice poluante în
substanțe minerale nenocive, de c ătre bacteriile saprofite
anaerobe și aerobe, proprii apei. Bact eriile aerobe produc o
descompunere complet ă a substan țelor organice poluante.
În controlul și combaterea polu ării apelor, un aspect
important este acela al epurării apelor uzate , rezultate din
procesele industriale , zootehnice, activit ăți sociale, înainte de
evacuarea lor în râ urile receptoare.
Epurarea apelor uzate se poate face prin:
– metode mecanice
– metode chimice
– metode biologice Metodele biologice de epurare a apelor folosesc
microorganisme care se pot d ezvolta pe suportul nutritiv
constituit de substan țele organice, prezente în apele uzate.
Se elimin ă astfel poluan ții organici biodegradabili
(naturali, dar mai pu țini cei de sintez ă), aceștia fiind hran ă
pentru microorganism e, care le vor absorbi la suprafa ța celular ă,
le vor încorpora în protoplasm ă și le vor metaboliza. În urma
acestui proces, microorga nismele se multiplic ă, formând
flocoane aglomerate, sau pelicule u șor decantabile care pot fi
ușor separate de apa tratat ă (epurată).
Microflora folosit ă: bacterii aerobe, fungi (pentru
epurarea biologic ă a apelor se mai pot folosi și alge albastre,
protozoare, metazoare).
Procedeele de epurare biologic ă se pot realiza prin
utilizare de: n ămol activ, biofiltre sa u iazuri de oxidare.
Se apreciaz ă că metodele biologice de epurare a apelor
sunt cele mai avantajoase. În figura 4.2. se prezint ă schema
fluxului tehnologic de epurare a apelor uzate ale unei a șezări
urbane.
Nămolul activ este o masă de microorganisme , cu miros
dezagreabil, care va fi supus unei fermenta ții bacteriene

252anaerobe, pentzru metabo lizarea proteinelor. N ămolul ob ținut în
final, deshidratat, poa te fi folosit ca îngr ășământ.
Biogazul este folosit în scop energetic și are urm ătoarea
compoziție: CH 4 70-75%, CO 20-25%, H 2, H 2S și o putere
calorică de 5000-6000 Kcal per m3.
Stațiile de epurare pot fi rent abilizate prin dezvoltarea
nămolurilor biologice cu ajutorul unei substan țe stimulatoare,
numită DESFOLAT (o vitamin ă).

APE UZATE OMOGENIZARE

NEUTRALIZARE
TRATARE PRELIMINAR Ă

DECANTARE,COAGULARE ELIMINARE SUBSTAN ȚE GRASE

AER TRATARE AEROB Ă

LIMPEZIRE
TRATARE FINAL Ă FILTRARE
NĂMOL
CLORINARE ACTIV 10-
30%

APĂ EPURAT Ă TRATARE ANAEROB Ă

DEVERSARE APA BIOGAZ N ĂMOL
ÎN EFLUENT

Fig.4.2.Schema tehologic ă de epurare a apelor menajere

253Epurarea apelor uzate cu con ținut de metale grele (Fe,
Cr, Ni, Mn, Mo, Zn, Cd, HG) se poate realiza cu
microorganisme care absorb aceste metale. Recuperarea
metalelor grele se face în propor ție de 98-99%.
În industria chimic ă-petrochimic ă și de extrac ție a
petrolului, tehnologia controlului și tratării reziduurilor și
apelor reeziduale folose ște opera ții de oxidare biologic ă
produsă de microorganisme.
Epurarea apelor fenolice (recuperarea fenolului),
eliminarea fosforului și azotului se fac de aasemenea prin
metode biologice.
Depoluarea apelor freatice (lipsite de microorganisme
și având un con ținut redus de oxigen – deci fiind capabile de
autoepurare) dup ă folosirea excesiv ă a îngrășămintelor agricole,
se realizeaz ă biologic cu ajutorul:
– bacteriilor aerobe n itrificatoare (transform ă NH 3→NO 2
→NO 3)
– bacteriilor anaerobe de nitrificatoare (transform ă NO 3 →
N2).
Poluarea produs ă de utilizarea pesticidelor poa te fi evitat ă
prin înlocuirea acestora cu microorganisme cu ac țiune
specifică.

4.6. Fenomenul de eutrofizare
Utilizat, în prezent, în corela ție cu fenomenele de
poluare, termenul de eutrofizare- propus de Weber (1907),
definește procesul de cre ștere rapid ă a concentra ției nutrien ților
(în special a azotului și fosforului) dintr-un bazin acvatic și
menținerea la un nivel crescut peri oade mai îndelu ngate de timp,
în general, ca rezu ltat al unor activit ăți umane.
Cauzele polu ării sunt multiple și includ: deversarea unor
ape uzate or ășenești neepurate (chiar tr atate pentru îndep ărtarea
substanțelor organice) sau industr iale, ape bogate în sulfa ți
proveniți din detergen ți, îngrășăminte agricole aplicate în exces
(colectate de râuri sau infiltrate în apele subterane, de șeuri de la

254marile cresc ătorii industriale de animale, substan țe organice și
minerale provenite din eroziunea solului etc.
Campbell (1977) citeaz ă și unele cauze ,,naturale" ca, de
exemplu, modific ările dramatice ale vegeta ției, determinate de
arderea lor sau cele locale produse de excrete, în coloniile
de păsari marine sau ad ăposturi de animale. Limitate
inițial la Iacuri, fenomenele de eutrofizare s-au extins la
fluvii și chiar la unele m ări semiînchise (Marea Neagr ă,
Marea Mediteran ă).
Nu exist ă criterii infailibile pentru a decela țendința
evoluției spre eutrofizare.
Hutchinsoh (1973) admite drept cel mai simplu
indicator al condi țiilor nutri ționale ale unui lac
transparen ța și culoarea coloanei de ap ă, dar recomand ă
utilizarea lui cu pruden ță.
Yollenweider (1971), citat do Botnariuc și Vădineanu
(1983), recomand ă doi indicatori pr actici, respectiv
concentra ția P și a N; cu men țiunea că nu reprezint ă teste
de certitudine pentru pericolul de eutrofizare. El consider ă
ca nivel de alarm ă depășirea concentra ției de 10 mg P/m3
uitilizabil sau 200—3 00 ing N anorganic/m3 în apele de
primăvară sau dac ă intrările acestor compu și într-un lac
(raportate la suprafa ță) ating concentra ția de 0,2—0,5 g
P/m2 și, respectiv, 5—10 N/m2.

Influențele asupra microbiotei acvatice
Modificarea adesea brusc ă și brutală a concentra ției
diferiților nutrien ți, în special cu N și P, determin ă o
perturbare profund ă a ciclului trof ic normal, cu
repercusiuni asupra micr o-organismelor acvatice.
După Campbell (1977), fosfa ții stimuleaz ă
multiplicarea cianobacteriilor și a algelor verzi, iar
asocierea N + P favorizeaz ă dezvoltarea în exces a
bacteriilor, a algelor și a protozoarelor.

255Dezvoltarea excesiv ă a microorganismelor
fotosintetizante duce la înflori ri'' (Engl. "Blooms"), care
sunt urmte de consum ul masiv al nutrien ților disponibili.
Moartea organismelor lipsite de nutrienți este urmat ă
de eliberarea brusc ă a unei mari cantit ăți de constituen ți
celulari, care pot declan șa o nouă înflorire.
La concentra ții mari de nutrien ți, popula țiile de
microorganisme sunt atât de dense încât devin ele în șile
limitante pentru dezvoltare.
Biomasa microbiotei este mare, îns ă productivitatea
pe organism individual este mic ă.
Apa devine tulbure, colorat ă și rău mirositoare – și
descompunerea masiv ă este asociat ă cu consumul de O 2,
apariția anaerobiozei , care încetine ște viteza de degradare
și, frecvent, determin ă moartea animalel or din bazinul
astfel modificat.
Înfloririle sunt rnanifest ări ale eutrofiz ării
determinate de cr esterea exploziv ă a num ărului
cianobacteriilor sau al algelor într-o anumit ă regiune.
Fenomenul poate ap ărea anual, sezonier sau sporadic
în funcție de condi ții. Ele pot afecta di feritele tipuri de
bazine acvatice, inclusiv m ările.
Factorii care amorseaz ă ,,înfloririle", regleaz ă
mărimea și compozi ția speciilor dc microorganisme și
controleaz ă succesiunea lor sunt pu țin cunoscu ți în
prezent.
Înfloririle apelor dulci pot fi produse de
cianobacterii sau de diferite tipuri de alge, în func ție de
condițiile de mediu.
Cianobacteriil e sunt rare în lacurile oligotrofe.
,,Înfloririle'" se produc în funcție de coordonatele
geografice prim ăvara și toamna sau vara și sunt limitate
inițial în stratul superficial al apei (1—2 m), dând apei o
culoare verzuie.
În cazurile extreme pot inva da întreg epilimnionul
(Rheinheimer, 19S5).

256Speciile cel mai frecve nt implicate sunt: Anabaena
flos-aquae, Anabae nopsis sp., Apkanizomenon flos-aquae,
Glocoirichia echinulaia, Micr ocystis-aeruginosa, M, flos-
aquae-, Oscilkiioria rubesccns, Synechococcus filaneticus, S.
parvula etc.
„Înfloririle" produse de cianobacterii au o importan ță
negativă majoră datorită capacității lor de a sintetiza toxine
puternice (Carmichael, 1981 ) și substan țe inhibitoare pentru
dezvoltarea altor microorganisme.
Toxicogeneza a fost observat ă prima dat ă în Australia, înc ă
din anul 1878, dup ă consumul apei dintr- un lac cu „înfloriri"
cianobacteriene care au determinat moartea mai multor mii de
oi.
Bishop (1959) a izolat de la Microcystis aeruginosa un
polipeptid ciclic cu propriet ăți endotoxice pentru șoarece, numit
,,factorul de moarte rapid ă" FDF („Fast death factor").
Ulterior, Gorham și colab. (1964) au izolat de la Anabaena
flos-aquae o toxină diferită, numită VFDF („Very fast death
factor"), care pr oduce moartea foarte rapidă a animalelor expuse
acțiunii ei. A urrnat descoperirea succesiv ă a unui număr mare
de toxine de acest gen, active pe diferite categorii de animale
acvatice sau terestre.
Un rol important pentru echilibrul microbiotei acvatice îl
au diferitele substan țe de tip antibiotic produse de cianobacterii .
Ele pot determina diminuar ea bacterioplanctonului sau
chiar dispariția algelor care se dezvolta u înainte de ,,înflorire".
Un exernplu tipic este musconna, antibiotic de tip
dihidroxichinonic produs de Nostoc muscorum , activ pe bacterii ,
levuri si alge.
„Înfloririle" algale ale apelor dulci sunt mai rare și
neasociate cu producer ea de toxine. Cel mai frecvent au fost
izolate alge din genurile: Chlmnydomonas (Volvocales),
Pediastrum, Scenedes mus (Chlorococcales) , Dynobryon (Chry-

257sophyceae), Asterionclla și Melosira (Diaiomee), Ccratium și
Peridinimn (Periâiniales) și Euglena (Etiglenophyta).
„Înfloririle" apelor marine, care se pot extinde pe
suprafețe mari (uneori km2), sunt caracteriz ate prin modific ări
ale culorii apelor în ro șu-brun, determinate de acumularea unor
microorganisme pigmentate.
Fenomenul a fost descris sub denumirea de ,,maree ro șie"
(„Red tide!" sau "D iscolored water").
În cazul cianobacter iilor care con țin vacuole cu gaze se
poate observa concentr area lor la suprafa ța apei sub forma de
,,spumă" sub ac țiunea vîntului, a curen ților de ccnvec ție sau
datorit plutirii.
Frecvent, filamentele cianobacteriilor b ătrâne
(Aphanizomcncn flod-aquae) se concentreaz ă la suprafa ța
apelor lipsite de valuri, sub form ă de flocoane care con țin mii
de filamente, colonizate de bacterii (micrecoci, bacili,
oNocardia) , microfungi, alge (ca Navicula sp. și Chlorella sp.),
protozoare (amibe, flagelate și ciliate), celule vii degradate,
materiale neanimate etc., care pot r ămâne ca atare câteva
săptămâni.
Numărul bacteriilor și al protozcarelor este de aproximativ
10 000 de ori mai mare decât în masa de ap ă.
Rheinheimer (1985) consider ă că acest microcosmos
complex este important pentru fertilitatea m ării.
Carbonul organic fixat prin fotosintez ă de cianobacterii
este transferat în lan țul trofic prin intermediul bacteriilor,
devenind, în ultima instan ță, nutrient pentru pe ști.
Microorganismele cel mai frecv ent implicate sunt: alge
(Dinoflagdlatae și Pcyiăiniales ).
În mare, cel mai fr ecvent întâlnite sunt Gymnodinium și
Gonymilax, Exuvie lla, Peridinium și Ceratium, iar în apele
salmastre Prymnesiimi parvum.
În Marea Neagr ă ,,înfloririle" algale au fost determinate de
Exuviella cordata și Gonyaulax polygrama.
,,Înfloririle" de acest tip au numeroase efecte nocive
legate de sc ăderea concentra ției de oxigen, dar mai ales, de

258producerea de toxine cu efecte nocive pent ru animalele marine
și chiar pentru om.
Gonymdax catenella produce o toxin ă puternic ă (DL 50
pentru șoarece este de 8 μg/kg), numit ă saxitoxin ă (deoarece a
fost izolat ă initial de la Saxidomus giganteus). Datorită
acesteia, molu ștele care se hr ănesc cu microor ganisme, prin
filtrarea apei de mare, acumuleaz ă concentra ții mari de
saxitoxin ă și devin toxice pentru cons um, determinâd intoxica ții
grave la om. De altfel, Sousa și Silva (1964) an stabilit o
corelație direct ă între toxicitatea st ridiilor dintr-o lagun ă și
densitatea algelor Gonyaulax și Gymnodinium.
În mod asem ănător, toxina produs ă de Prymnesium saltans
este foarte toxic ă pentru pe ști, dar inofensiv ă pentru
chironomide și crustacee, ceea ce demonstreaza existen ța unui
efect selectiv.
În zonele în care „înfloririle " sunt urmate de o distrugere
masivă a celulelor algale , Hardy (1936) a observat diminuarea
masivă sau chiar absen ța animalelor acvatice. Dup ă el, în aceste
cazuri, fitoplanctonul exercit ă un efect de ,,excludere animal ă".
realizat fie prin ,,faza" activ ă a celor din necton, fie prin
moartea masiv ă a celor care nu se pot îndep ărta rapid.
Fenomene similare ,,mareelor ro șii" pot fi produse de unele
cianobacterii (Trichodesmium erythraeum), de unele bacterii
(Thiobacteriales) și mai rar de ciliate (Cyclotrichium
meunierii, Mesodinium pulex) (Pourriot, 1966).

Cauzele mor ții cianobacteriilor în cursul „înfloririlor".
Fenomenul suprimării cianobacteriilor în „înfloriri " este
deosebit de important din punct de vedere practic, deoarece este
adesea asociat cu eliberarea brusc ă și masivă a constituen ților
intracelulari și cu apari ția fenomenelor to xice (Shilo, 1973).
Datele de laborator pledeaz ă pentru interven ția
cianofagilor și a unor bacterii – Lysobacteria- capabile s ă
determine liza cianob acteriilor. Padan și Shilo (1973) consider ă
că rolul acestora în natur ă ar fi mai degrab ă nesemnificativ.

259Condițiile de mediu prezente în re giunile calde, în special
tropicale și subtropicale, pledeaz ă pentru moartea fotooxidativ ă
a comunita ților de cianobacterii.
Ea ar fi consecin ța unei ilumin ări foarte intense, într-un
mediu cu o mare concentra ție de O 2 dizolvat (suprasaturat) în
straturile superioare ale apei și secătuit de CO 2 din cauza
activității fotosintetice.
În aceste condi ții, teoretic, supravie țuiesc numai
cianobacteriile care dispun de mecanismele speciale menite s ă le
asigure o rezistența crescut ă la fotooxidare .
Fenomenul a fost confirmat de Steinitz (1976), în condițiile
unui lac din Israel, asupra unei tulpini de Microcystis
marginata.
Rezistența foarte mare la fotooxida re a acestei tulpini este
determinat ă de prezen ța unei superoxid dismutaze specifice,
superoxid dismutaza manganica (MnSOD), care poate
reprezenta pân ă la 95% din totalitatea SOD.
Prin contrast, superoxid -dismutaza care con ține Fe
(FeSOD) este caracteristic ă tulpinilor sensibile
la fotooxidare.
Prezența MnSOD explică rezistența mare la H 3O2 a
celulelor lipsite de catalaz ă.

4.7.Tehnicile de trat are a apelor uzate vizează :
1) mineralizarea materiel organice biodegradabile sub
acțiunea microorganismelor și eliminarea poten țialului lor de
producere a poluarii;
2) inactivarea agen ților patogeni (virusuri, bacterii, fungi,
protozoare) ;
3) îndepărtarea substanțelor minerale produse prin
mineralizare.
Evacuate ca atare în bazinele acvatice-receptoare pot
stimula cre șterea algelor și, ulterior , a altor microorganisme.
Această etapă care include procese de denitrificare
(pentru îndep ărtarea excesului de nitra ți) și de defosfatare,

260ține de treapta ter țiară a tratării si este mai rar practicat ă (Unz și
Davis,1975; Taber, 1976);
4) reducerea volumului n ămolului ob ținut final și aducerea
lui la condi ții de stabilitate și inerție biologic ă.
Unele procedee asigură conversia substan țelor degradate
la gaze care se degaj ă sau sunt colectate și folosite drept
combustibil.
Epurarea biologic ă, practicat ă în sta ții specializate,
reprezint ă o etapă a unui demers complex, care implic ă intrarea
în acțiune a unor mecanisme fizice, chimice și biologice.
Prima etap ă (de tratament preliminar, asigur ă
concentrarea și colectarea materialelor particulate și a celor
lichide care sunt tratate separat pentru evitarea supraîncărcării
reactorului biologic. În aceast ă fază se realizeaz ă îndepărtarea
prealabil ă a materialelor cu dimensiuni mai mari (nisip, pietre,
părți metalice etc.), a celor sedimentabile sau flotante (gr ăsimi,
hidrocarburi), utilizând deni sipatoare, gr ătare, site etc. Totodat ă
este îndep ărtată și o mare cantitate de substan țe organice (în
cazul apelor menajere 30 — 40% din CBO , dup ă Adamse,
Deinema și Zehnder, 1984).
Etapa a doua (tratament secundar). Apa preluat ă după
tratamentul ini țial este expus ă, după caz, interven ției unor
microorganisme aerobe sau anaerobe , prezente în suspensie sau
atașate de diferite subs traturi. Biodegradarea matzeriei organice
este favorizat ă de tendin ța substan țelor organice solubile sau
coloidale de a adera la interfa ța diferitelor substraturi.
Practic , diferitele metode de epurare biologic ă reproduc
într-un spa țiu retrâns, într-un ritm accelerat de câteva mii de
ori, în condi ții pe cât este posibil cont rolate, fenomene care se
produc ca atare și în condi ții naturale îns ă într-un ritm lent
(într-un râu poluat pe un traiect lung de câ teva zeci de km).
Etapa final ă recurge la procedeele chimice (floculare
chimică, dezinfec ție) și fizice (filtrare), menite s ă asigure
eliberarea f ără riscuri a lichidelor și reziduurilor solide în
mediu.

261În cazul apelor destin ale refolosirii ca ap ă potabilă (spre
exemplu, apa folosit ă în orașul Piteșri, după epurare și prin
intermediul râului Arge ș, o parte din apa potabil ă a orașului
București) se recurge la epurare avansat ă.
Aceasta include procedee fizice, chimice și biologice mai
mult sau mai pu țin complexe (filtrare, coagul ări, precipit ări,
oxidări, denitrificare et c), care completeaz ă efectul de
îndepărtare a substan țelor organice, a excesului de N și de P,
asigurând un grad avansat de epurare și condiții optime de
securitate pentru consumator.

Clasificarea metodelo r de epurare biologic ă a apelor
uzate
În funcție de condi țiile de mediu (prezen ța sau absen ța
oxigenului) și de natura microorganisme lor active, tehnicile de
epurare biologic ă formeaz ă două grupuri distincte:
• Tehnicile aerobe – include utilizarea filtrelor
biologice, a n ămolului activat sau a iazurilor
biologice de oxidare;
• Tehnicile anaerobe – recu rg la degradarea anaerob ă
(metantancuri) sau la iazurile septice.

4.7.1. Microbiologia tehno logiilor de tratare aerob ă

Filtrele biologice
Biofiltrele, filtrele percolatoare sau picurătoare
utilizează activitatea unei biocenoze complexe și heterogene
alcătuită din bacterii, microfungi, alge și protozoare, dezvoltat ă
în cea mai mare parte pe suprafa ța suporturilor solide din
structura filtrului.
În acest scop, este utilizat un strat gros de materiale
solide, inerte, de preferin ță rugoase (pietri ș, sfărâmături de roc ă,
zgură, fragmente de material plasti c), de diferite dimensiuni,
care asigur ă un raport ma re suprafa ță/volum.

262Microbiota filtrelor biologice este reprezentat ă de
peste 200 de specii de bacterii, fungi, alge și protozoare, cu
activități și interacțiuni complexe.
• Bacteriile sunt reprezentate de specii de : Achromobacter,
Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium, Micrococcus, bacterii,
nitrificatoare (nitrit- și nitratbacterii), Pseudomonas, Zoogloea
ramigera etc.
Sphaerotilus natans nu a fost evidențiat. Dup ă Taber
(1976), acest fapt s-ar datora fie absen ței sale efective din acest
sistem, fie dezvolt ării într-o form ă aparte , care l-ar face de
nerecunoscut la microscop.
Cianobacteriile, dintre care unele sunt fixatoare de azot,
și microalgele se dezvolt ă în regiunea superioar ă a filtrului
unde condițiile de cre ștere sunt favorabile. Ele includ specii
ca : Anacystis montana, Phormidium uncinatum , celule similare
cu Pleurococcus și Chrococcum , precum și Chlorella spp.,
Euglena sp., Amphithrix jant hina, Stigeoclonium nanum,
Ulothrix tennuissima, etc.
Dezvoltarea excesiv ă a cianobacteriilor și a microalgelor
poate modifica în sens negativ evolu ția operațiunii de filtrare.
• Fungii sunt reprezenta ți de levuri pigmentate în alb sau
roșu și, în mod special, de Aureobasidium (Pullu laria) lullulans
(colonii negre). Se adaug ă numeroase specii de fungi
filamento și aparținând grupului de Fungi Imperfec ți. Taber
(1976) citeaz ă ca foarte frecvent întâlnite Fusarium
aquaeductum și Subbaromzces splendens.
• Protozoarele sunt reprezentate de specii ca : Amoeba
verrucosa, Aspidisca costata, Bodo putrinus, Colpidiun
colpoda, Paramecium caudatum, Vorticella microstoma etc.
Numărul fungilor și al protozoarelor este influențat cle
concentra ția în nutrien ți și de tensiunea oxigenului din faza
lichidă.
Instalațiile de filtre percolat oare produc aerosoli înc ărcați
cu fagi, cu alte virusuri și cu bacterii, care pot fi detecta ți la
distanțe de aproximativ 1000 m de amplasamentul lor.

263Arhitectura biofilmului. În cazul unei instala ții noi,
formarea și maturarea peliculei bi ologice, care necesit ă câteva
săptămîni, trebuie realizat ă înainte de punerea ei in stare de
funcțiune.
Un rol important revine bact eriilor care produc diferite
tipuri de polizaharide extracelulare, ce ader ă de șuprafața
pietrelor, determinând o cre ștere zoogleală.
Pelicula bacterian ă mucoid ă favorizeaz ă aderența altor
microorganisme, precum și captarea materiei fin particulate din
apele uzate.
Spre deosebire de n ămolul activat, care const ă dintr-o
masă de bacterii, pr otozoare, substan țe reziduale în suspensie și
apă uzată, biofilmul este aderent de suprafa ța suporturilor
solide ale filtrului.
După Hoehn și Day (1973), precum și după Taber (1976),
cea mai mare parte din biomas ă este ocupat ă de microfungi și
alge.
Asemănarea cu masa zoogleală (Unz și Dondero, 1970 ;
Pelezar, Reid și Chan, 1977) este considerat ă ca nepotrivit ă,
biofilmul matur având o structur ă triplu stratificat ă : stratul
extern ar fi format în majorita te de fungi, cel mediu de fungi și
alge, iar cel intern din bacterii, fungi și alge.
Grosimea lui este de aproximativ 2 mm. Dup ă Poolc și
Hobson (1979), grosimea stratului activ în degradarea
diferitelor tipuri de substan țe organice poate fi numai de o
fracțiunc dc milimetru, iar dac ă oxigenul este li mitat, chiar mai
mica. Ea este, în mare m ăsură, limitată de difuzia nutrien ților și
a O2. Frecvent, biofilmul const ă dintr-un strat ac tiv la suprafa ța
cu lichidul (apa de canal) și un strat inferior, virtual inactiv pe
măsură ce nutrien ții au fost consuma ți dc microorga nismele din
regiunea respectiv ă.
Mack, Mack și Anderson (1975) au urm ărit, prin
microscopie electronic ă cu scanning, dez voltarea unui biofilm
pe un suport solid (piatr ă), evident țiind posibilitatea acestuia de
a prezenta forme diferite.
În cazul studiat, biof ilmul s-a dezvoltat repede, astfel
încît după 5 zile particulele din apa de canal, adsorbite pe

264suprafață încă din primele ore de expunere , erau în contact cu
celulele bacteriene.
În filmul constituit , protozoarele erau limitate la
straturile inferioare, în care se put eau deplasa prin matricea
polizaharidic ă, hrănindu-se cu bacterii, f ără a fi îndep ărtate de
scurgerea apei poluate.
Pe măsură ce biofilmul se dezvolt ă, mucusul bacterian
este acoperit de un strat de al ge variabil ca grosime, dar
discontinuu, datorit ă faptului c ă bacteriile produc ătoare de
mucus emit pr intre ele prelungiri în formă de deget. Suprafa ța
biofilmului matur este acoperit ă de un strat algal (diatomee)
printre care se observ ă colonii bacteriene.
În sfîrșit, în biofilm, aproap e de regiunea superioar ă a
filtrului, un amestec de coci și bacili formeaz ă colonii cu
structuri caracteristice, cu forma unui cilindru gol, având o
extremitate deschis ă spre suprafa ța filtrului. Aceast ă structur ă
specială asigură contactul unui num ăr maximde bacterii cu apa
uzată, care poate s ă pătrundă și să iasă din colonia tubular ă,
asigurând un flux continuu de materie organic ă (nutrien ți).
In straturile inferioa re, coloniile in form ă de tub sunt
înlocuite de colonii sferic e de bacterii cilindrice .
Biofilmul microbian are spre suprafa ța filtrului o
grosime medie de aproximativ 2 mm, care la adâncimea de 30
cm este redus ă la 0,01 — 0,02 mm. Aceast ă scădere a masei de
microorganisme este, probabil, determinat ă de lipsa oxigenului
în biofiltru (Mack, Mack și Anderson, 1975).
În alte cazuri, pelicula biologic ă este format ă din fungi și
alge pe care se dezvolt ă secundar bacteriile și protozoarele
(Cookc și Hirsch, !958 ; Poole și Hobson, 1979).
În practic ă s-a demonstrat c ă biofilmui microbian se
dezvoltă o anumit ă perioadă de timp, dup ă care se deta șează de
suportul solid, pentru a se reface din nou; în func ție de
condițiile specifice (natura instala ției, propriet ățile apelor
uzate, fluxul acesteia), desprinderea pe liculei biologice se
poate realiza continuu, la interval de câ teva luni sau în cicluri
scurte de formare și detașare la câteva s ăptămîni. În apari ția

265acestui fenomen au fost incr iminate mai multe cauze : 1)
acțiunea apei care se scurge ; 2) formarea de gaze in zonele
profunde ale biofilmul ui (în care oxigenul nu are acces) sub
acțiunea metabolismului microor ganismelor anaerobe ; 3)
moartea și liza celulelor ata șate de suportul solid.
Mecanismul activit ății microorganismelor din biofiltre
Substanțele organice particulate, în suspensie coloidal ă
sau dizolvate din apa de canal care se preli nge pe suprafa ța
peliculei biologice, sunt ad sor-bite pe aceasta.
Unele condi ții mecanice loca le favorizeaz ă difuzia
oxigenului în stratul de ap ă fixat pe suprafa ța biofilmului și
interschimbul de substan țe organice dintre acesta și apa care
percoleaz ă lent pe suprafa ța substratului.
Mai precis, când cantitatea de materie organic ă din
stratul fixat de lichid este mai mic ă decât cea din apa supus ă
epurării, substan țele organice din aceasta sunt tr ansferate în
stratul fixat. Invers, când substan ța organic ă din stratul de
lichid fixat este mai mare, o parte din aceasta trece spre apa
care percoleaz ă (McKinney, 1962).
Activitățile microorganismelor di n biofiltre corespund
unei culturi sta ționare de microorganism e imobilizate pe un
suport solid, aprovizionate în mod continuu cu nutrien ți aduși
prin cantit ățile mereu reînnoite de ape poluate ce se preling pe
suprafața lor.
Cea mai mare parte din materia organic ă este degradat ă
de bacterii și de microfungi în zona aerob ă, unde o parte din
constituen ții rezulta ți sunt utiliza ți pentru biosinteza de
biomasă microbian ă, iar alta ca surs ă de energie.
Bacteriile și alte microorganisme sunt consumate de
unele protozoare, iar acestea sunt , la rândul lor, preluate de
rotifere, larve de insecte etc.
În felul acesta, în biofiltru se realizeaz ă un lanț trofic
miniatural (figura 4.3.), foarte ef icient în epurare, pentru c ă la
fiecare treapt ă a lanțului, o parte din materia organică este
convertit ă la CO 2 prin procese de respira ție.

266 Consecin ța este că prin acest mecan ism este eliminat ă o
mare parte din materia organic ă.
Oxidarea materialului or ganic în pelicula biologic ă este
însoțită de dezaminarea compu șilor organici ai azotului cu
producere de NH 3, care este convertit de bacteriile
nitrificatoare la nitri ți și apoi la nitra ți.

Figura 4.3. C ăile majore ale transferului de materie și energie
în cursul trat ării apelor reziduale cu substan țe dizolvate în sistemul
de epurare cu biofiltrare. Respira ția la fiecare nivel duce la
mineralizarea materialelor organice și la eliberarea de nergie temic ă
(după Hawkes, 1963, citat de Zarnea G., 1994).

267Hidrogenul sulfurat pr odus prin descompunerea
compușilor organici cu S este convertit la SO 42- de bacteriile
chemolitotrofe sulfoxidante. În mod asem ănător, fosforul din
acizii nucleici și din fosfa ții organici, în gene ral, este convertit
la fosfat anorga nic (figura 4.4.)

Figura 4.4. Reprezentarea schematic ă a proceselor chimice și
biologice în tratarea apelor u zate prin tehnologia filtrelor
percolatoare, eviden țiind modific ările biochimice în biofiltru și
lanțul trofic (dup ă Brock, 1974, citat de Zarnea G., 1994).

Eficiența biofiltrelor este maxim ă când biofilmele sunt
foarte sub țiri și, ca atare, bine oxigenate. Pe m ăsură ce
grosimea biofilmului cre ște, difuzia oxigenului devine tot mai

268dificilă sau chiar este împiedicat ă, regiunea respectiv ă
devenind anaerob ă.
În plus, dezvoltarea exagerat ă a peliculei biologice
prezintă riscul colmat ării, al bloc ării spațiilor de aerare, de
moarte a microorganismelor și de îmbog ățire cu substan țe
organice.
În prezent, frecvent, apele e purate prin acest sistem sunt
răspândite mai degrab ă pe sol ca fert ilizatori decât s ă fie
evacuate în emisari naturali (Vela și Eulianks, 1973).
Substanțele solide și celulele microorga nismelor nu sunt
reținute permanent în filtru.
Ele sunt ,,desc ărcate" mai mult sau mai pu țin intermitent
în lichidul efluent. Îndep ărtarea lor este posibil ă prin
sedimentare secundar ă.
Există, de asemenea, posibilitatea recircul ării efluentului
obținut dup ă filtrare. Aceasta îmbun ătățește performan țele
filtrării și calitatea efluentului fi nal, reduce concentra ția în
substanțe organice, îndep ărtează bacteriile r ămase în suspensie
și asigură menținerea func ționării biofiltrului.
În sfîrșit, tratamentul chimic poate asigura îndep ărtarea
substanțelor minerale afla te în exces.
Microbiologia n ămolului activat
Tehnologia are la baz ă observa ția că aerarea puternic ă a
unei ape de canal uzate (con ținând materie organic ă
biodegradabil ă), depozitat ă într-un bazin (tanc), are drept
consecin ță agregarea materiei fin suspendat ă și coloidal ă pentru
a forma flocoane de di ferite dimensiuni.
Acestea reprezint ă substratul nutritiv și de ancorare a
unor bacterii produc ătoare de exopolizahar ide. Flocoanele
astfel formate au o mare capacitate de adsorb ție a substan țelor
organice, care sunt mineralizate de microorganisme. Ele
formează nămolul activat („Activated sludge"), care, odat ă
produs, persist ă în condi ții normale și se dezvolt ă atât timp cât
necesitățile de oxigen și de nutrien ți ale microorganismelor
aerobe sunt satisf ăcute prin aportul de ap ă de canal proasp ătă.

269În principiu, procesul seam ănă cu biofiltrarea, numai c ă
locul microorganismelor adsorbite pe pietri ș, nisip sau alte
suporturi solide este luat de particulele de n ămol activat
suspendate în lich idul dc epurat.
Funcționarea sistemului implic ă o etap ă inițială, de
sedimentare primar ă, după care apele uzate s unt transferate în
tancul de aerare (aerot anc), în care substan țele organice sunt
expuse ac țiunii de mineralizare a mi croorganismelor aerobe
heterotrofe. Aerarea este men ținută la un nivel adecvat prin
agitare mecanic ă, prin care noi suprafe țe de lichid sunt aduse în
contact cu atmosfera din care absorb O 2 sau prin introducerea
de aer sub presiune.
Ambele procedee asigur ă în acela și timp men ținerea
nămolului activ în suspensie.
Din motive de ordin economic, rata maxim ă dc transfer a
O2 din aer este relativ limitat ă (0,25 mmoli O 2/l/oră și numai în
unele cazuri 0,60 mmoli O 2/l/ora). Aceasta demonstreaz ă că in
stațiile de epurare conven ționale cre șterea și activitatea
microorganismelor aerobe, precum și mineralizarea substan țelor
organice se realizeaz ă la tensiuni moderate de O 2 (Poole și
Hobson, 1979).
După o etap ă de decantare secundar ă este ob ținut
efluentul epurat.
O porțiune din n ămolul depus, bogat în microorganisme,
este reciclat și utilizat pentru inocularea influent ului care aduce
apă rezidual ă proaspătă și a tancului de aerare.
Excedentul este tratat pe cale anaerob ă. Evacuarea ca
atare pe suprafa ța solului sau deversarea în ape nu este indicat ă.

Structura și modul de formare a flocoanelor n ămolului
activat.
Nămolul activat este format din flocoane descrise și sub
denumirea de mase zoogleale, prezente fie ca un gel amorf, fie
ca un sistem ramificat și din apa rezidual ă în care acestea sunt
suspendate.

270Există numeroase controverse privind natura substan țelor
chimice care formeaz ă matricea flocoanelor, bacteriiie care o
produc, identitatea diferi telor bacterii din flocon și activitatea
lor. Bacteriiie vi i, care reprezint ă 10 — 25% din greutatea
flocoanelor, sunt cimentat e într-o matrice organic ă de mucus
bacterian.
Crabtree și colab. (1966) au demonstrat c ă flocoanele
conțin fie polizaharide legate ß-l,4,hidrolizabile de celulaze,
fie polimeri de tip acid poli- β-hidroxibutiric.
Unele rezultate contradi ctorii privind compozi ția
matricei s-ar putea explica prin apari ția inițială a acidului poli-
ß-hidroxibutiric și abia ulterior a polimerilor de tip celulozic
(Taber, 1976).
Un rol esen țial în formarea flocoanelor a fost atribuit
bacteriei Zoogloea ramigera (Butterfield, 1935) al c ărui statut
taxonomic este contesta t în prezent de mul ți cercetători, în timp
ce alții consider ă că matricea polizaharidic ă a flocoanelor este
sintetizat ă de bacteriile conven ționale și asociate cu structura
lor (Benedict și Carlson, 1971 ; Pike și Curds, 1971).
Flocularea bacterii lor poate fi produs ă experimental prin
adăugarea în concentra ții optime a unor polielectroli ți cationici.
În consecin ță, flocularea ap ărută în stadiile de epurare a
apelor uzate ar putea fi produs ă de prezen ța natural ă în mediul
lichid a unor polielectroli ți (acizi humici, acizi poliamina ți) sau
eliminați la suprafa ța celulelor bacteriene în cursul fazelor de
declin sau de metabolis m endogen (Tenney, 1965).
Modul de formare a floc oanelor nu este cunoscut . Au fost
incriminate pe rând nivelul energe tic al bacteriilo r, sarcina lor
de suprafa ță în raport cu valoarea pH și activitatea ionic ă a
mediului, care influen țează forțele de repulsie, densitatea
populațiilor bacteriene în lichid etc.
Friedman (1969) atri buie un rol important fibrilelor de
celuloză a căror sintez ă ar începe foarte timpuriu, în faza de
creștere exponen țială, asigurând agregarea celulelor bacteriene.
Ele au fost eviden țiate prin micros copic electronic ă.

271 Degradarea lor cu ajutorul cel ulazelor determin ă
destrămarea flocoanelor și trecerea celulelor libere în suspensie
(Mulder, Antheuniss ,1971).
Într-o încercare de utilizare a diferitelor da te pentru a
elabora o explica ție coerentă a formării flocoanelor, Adamse,
Deinema și Zehnder (1984) propun urm ătoarea evolu ție :
flocularea bacteriilor din n ămol începe când bact eriile sunt în
faza stationar ă de creștere, adic ă atunci când metabolismul lor
este limitat energetic.
Agregarea celulelor care se ci ocnesc în mediul lichid are
loc dacă bacteriile nu dispun de energia necesar ă pentru a se
opune for țelor de atrac ție care predomin ă cînd celulele s-au
apropiat la o distan ță critică, la care for țele de atrac ție le
depășesc pe cele de repulsie.
După ce agregar ea a fost ini țiată, polielectroli ții
sintetizați de microorganisme și exopolimerii consolideaz ă
flocoanele primare.
Ulterior, acestea se leag ă unele de altele pentru a forma
flocoane mai mari .
Formarea flocoanelor în n ămolul activat este esen țială
pentru func ționarea satisf ăcătoare a acestei tehnici de epurare
biologică aerobă,deoarece celulele ag regate sedimenteaz ă mai
repede decât cele lib ere, în suspensie.
Ori, dup ă cum s-a demonstrat, epurarea nu se poate
realiza satisf ăcător fără îndepărtarea cât mai masiv ă a
microorganismelor și produselor lor.
În aerobioz ă, aproximativ 50% di n materia organic ă este
convertit ă la CO 2, iar restul este fixat în biomasa
microorganismelor.
În absen ța sediment ării ele formeaz ă o nouă sursă de
materie organic ă și necesită CBO 5.

272Microbiota bazinelor cu n ămol activat
Reprezint ă o comunitate specializat ă, mai pu țin variat ă
decât cea a biofiltrelor, dominat ă de microorganisme heterotrofe
dispersate liber in masa de lichid și mai ales agregate în
flocoane.
Este format ă în special din microorganisme prezente
inițial în apa uzat ă și din aceast ă cauză natura speciilor prezente
este diferit ă în funcție de particularit ățile microbiene ale sursei.
Bacteriile. Numărul bacteriilor este greu de apreciat
exact, datorit ă dificultăților tehnice.
În preparatele bine omogeni zate, în care s-a asigurat
dispersarea agregate lor bacteriene, num ărul celulelor este cu 1
— 2 ordine de marime mai mare decât in apa din care provin.
Determinarea num ărului de colonii nu permite o
apreciere real ă, deoarece nu exist ă un mediu de cultur ă
universal care s ă permită dezvoltarea tuturor speciilor prezente
(tabelul 4.3.). Foarte multe bacterii sunt muribunde sau moarte.
Pike si Curds (1971) estimeaz ă numărul bacteriilor la 1,4
x 1012 per gram de biomas ă suspendat ă uscată.
Speciile cel mai frecvent întâlnite apar țin genurilor :
Achromobacter, Acinetobacter , Alcaligenes, Arthrobacter,
Bravibacterium, Bacillus, Ch romobacterium, Comamonas,
Flavobacterium, Bdellovibrio, Lophomonas, Micrococcus,
Microbacterium, Mycobac terium, Nitrobacter , Nitrosomonas,
Noca-dia, Pseudomonas, Staphylococcus, Zoogloea (Pike și
Curds, 1971).
Fungii , reprezenta ți de levuri si mucegaiuri, sunt, în
general, pu țin numero și în nămolul activat, iar rolul lor este
considerat ca pu țin semnificativ.
Speciile întâlnite ce l mai frecvent sunt : Geotrichum,
Trickospora sp., Cephalosporum, Cladosporium
cladosporoides, Penicillium, cărora li se adaug ă o serie de
fungi prădători ca Zoophagus sp., Arthrobotris sp., Dactylaria
sp., etc.).

273Tabelul 4.3.
Număral total și cel al bacteriilor vi abile în diferitele
stadii de tratare a apelor uzate și în biomasa suspendat ă
(după Pike și Curds, 1971, citat de Zarnea G., 1994)
Numărul bacteriilor
în probele de ap ă
(nr/ml) In biomas ă
(nr. /g)

Surse

Total | Viabile Total Viabile

%
Bacterii
viabile
Apă de canal dup ă
sedimentare 6,8 x 108 l,4x 107 3,2 x 1012 6,6 x 1010 2,0
Lichid amestecat
cu nămol activat 6,6 x 109 5,6 x 107 1,4 x l012 1,2 x 1010 0,85
Biofilm din
filtre
percolatoare 6,2 x 1010 1,5 x 109 1,3 x 1012 3,2 x 10 10 2,5
Efluenți secundari 5,2×107 5,7 x 105 4,3x 1012 4,7x 1010 1, 1
Efluenți terțiari 3,4 x 107 4, 1 x 104 3,4 x 1012 4,lxl09 0,12
Algele sunt fie absente, fie neînsemnate cantitativ , deși
se pot dezvolta și heterotrof. Includ specii de Euglena,
Peranema , Pleuromonas, Monadium s. a. În afar ă de
microorganisme, n ămolul activat și lichidul în care se g ăsește
conțin o serie de vi rusuri patogene și bacteriofagi .
Prezența fagilor al c ăror număr nu este corelat riguros cu
cel al bacteriilor-gazd ă reprezint ă, totuși, un test și o măsură a
prezenței acestora.
In cazul fagului E. coli s-au înregistra t titruri de
aproximativ 1,6 x 104/ml (Dhillon si colab., 1970).
Protozoarele. Prezente , în general, în num ăr de
aproximativ 50 000 celule/ml, protozoarele reprezint ă 5% din
„particulele" suspendate în lichid.
Ele sunt mai numer oase pe suprafa ța flocoanelor și a
pereților instala țiilor de epurare. Au fo st identificate cel pu țin
200 de specii (160 de specii de cili ate, 16 flagelate, 25 de specii

274de amibe, 6 actinopode et c.). Ciliatele predomin ă nu numai ca
specii, ci și ca număr și biomasă
Multe sunt sesile, fiind lega te între ele sau pe suprafa ța
flocoanelor, în timp ce altele înoat ă liber spre masa zoogleic ă
pe suprafa ța flocoanelor.
Speciile cel ma i frecvent întâlnite sunt : Aspidisca
costata, Carchesium polypinum, Euplotes moebiusi, E. charon,
Opercularia coardat a, Tracheophyllum pusillum, Vorticella
convallaria, V. microstoma, V. alba, V. fromenteli ( figura 4.5).
Acestora li se adaug ă relativ frecvent : Colpodium colpoda,
Paramecium caudatum, Spirostomum teres s. a.
Ocazional, amibele și flagelatele pot deveni numeric
semnificative.
În general, concentra ția mare de flagelate indic ă o
supraîncărcare a sistemului cu materie organic ă.
Rolul protozoarelor în n ămolul activat. Considerate
inițial ca dăunătoare procesului de epurare, protozoarele sunt
considerate în prezent ca având un rol pozitiv în procesele de
tratare aerob ă a apelor reziduale .
Ele contribuie la fo rmarea flocoanelor și la „sănătatea
masei zoogleice" (Pike și Curds, 1971). Fără protozoare,
efluenții sunt foarte tulburi (datorit ă numărului mare de
bacterii) și de calitate inferioar ă.
Curds, Cockburn si Va ndyke (196S) au produs n ămoluri
activate lipsite de protozoare și au demonstrat c ă în absen ța lor
CBO 5 rămâne ridicat în efluent, iar con ținutul în C organic,
substanțe solide suspendate, ca și numărul bacteriilor sunt mai
mari decât în n ămolul activat „norma l" (tabelul 4.4.).
Adăugarea de protozoare n ămolurilor respective
stimuleaz ă producerea de flocoane, probabil datorit ă mucusului
polizaharidic produs de P. caudatum și de Balantiophorus
minutus.
Efectul de pr ădare asupra bacteriilor și alte activit ăți încă
nedescifrate explic ă efectul benefic globa l al ciliatelor asupra
calității efluentilor sta țiilor de epurare cu n ămol activat.

275

Figura 4.5. — Protozoarele cele mai frecvente in n ămolul
activat. a. Aspidisca costata (vedere dorsal ă); b . A. costata
(vedere lateral ă evidențiind tipul de mobilitate); c . Vorticella
convallaria; d. V. convallaria atașată de un flocon de n ămol;e.
V. microstoma; f. Trachelophyllum pusillum; g. Opercularia
coarctata; h. Vorticella alba; i- Carchesium polypinum; j.
Euplotes moebinsi; k. Vorticella fromenteli. Scalele adiacente =
10 µm (după Pike și Curds, 1971, citat de Zarnea, 1994).

Protozoarele ca organisme indicatoare ale evolu ției
epurării.
Curds și Cockburn (1970) au demonstrat c ă urmărirea
evoluției protozoarelor în medi u permite aprecierea condi ției
nămolului și a mersului proces ului de epurare.
Flagelatele predomin ă în apele uzat e proaspete.
Ele scad numeric pe m ăsură ce nămolul este progresiv
activat, astfel încât într-un n ămol „bun" predomin ă ciliatele.
În faza ini țială, în prezen ța unui num ăr mare de bacterii
libere predomin ă ciliatele liber e. Ulterior, num ărul lor scade în
favoarea ciliatelor fixe, care consum ă mai puține bacterii.

276Prădarea excesiv ă a bacteriilor este nociv ă, deoarece
grăbește apariția levurilor și a rotiferelor (acestea dm urm ă se
hrănesc cu bacterii și particule de ma teriale solide).
Dupa Moulder, Antheunisse și Crombach (1971),
prezența unui num ăr mare de ciliate libere indic ă un proces de
epurare în faz ă avansată de evolu ție, iar aceea a ci liatelor fixe
și a rotiferelor o epurare eficient ă.
Tabelul 4.4
Efectul protozoarelor ci liate asupra efluentului
rezultat în epurarea cu n ămol activat

Valorile Analiza efluentului
Fără ciliate Cu ciliate
CBO 5 (mg/1) 53-70 7-24
CDO (mg/1) 198-250 124-142
Valoarea testului cu
permanganat 83-106 52-72
N organic (mg/1) 14-21 7-10
Substanțe solide
suspendate (mg/1) 86- 118 26-34
Densitatea optic ă (la 620
nm) 9,95- 1,42 0,23-0,34
Numărul bacteriilor
( x 106/ml) 106-160 1-9

„Umflarea" n ămolului activat. Evoluția eficient ă a
proceselor de epurare biologic ă cu nămol activat este
condiționată de creșterea floculant ă, care asigu ăâ o sedimentare
eficientă și un efluent clar, cu CBO 5 mult diminuat (Taber,
1976).
Microorganismele pot influen ța negativ propriet ățile
nămolului activat, în specia l prin modificarea propriet ăților de
sedimentare pe diferite c ăi :
1) prin producerea de bul e de azot gazos (N 2), rezultat din
procesulde denitrific are, în cazul ,,n ămolului plutitor", care se

277ridică la suprafa ța lichidului ;
2) prin dezvoltarea excesiv ă a microorganismelor
anaerobe produc ătoare de gaze (CO 2, CH 4, H 2S), în cazul
nămolului „septic" , care stagneaz ă în anumite regiuni ale
decantoarelor secundare ( Ștefănescu, 1978).
Se adaug ă unele perturb ări indirecte, care pot determina
fragmentarea flocoanelor cum s unt cele rezultate din aerare și
agitare excesiv ă, variații de pH, prezen ța substan țelor toxice
etc.
Condiția perturbatoare cea mai important ă și, în acela și
timp, cel mai mult studiat ă rezultă din cre șterea lax ă a
microorganismelor, care face n ămolul activat mult mai
voluminos și nesedimentabil, cunoscut ă sub denumirea de
„umflare" a n ămolului („Bulking sludge").
Ea este atribuit ă, în mare m ăsură, creșterii filamentoase a
bacteriilor și, în principal, a bacteriei Sphaerotilus natans.
Aceasta este o bact erie Gram-negativ ă, dispusă în lanțuri, într-o
teacă cu grosime uniform ă. Celulele izol ate, din afara tecii, sunt
mobile datorit ă unui smoc de flageli subpolari, adesdea
încâlciți, încât dau impresia unui flagel gros mic.
În nămolul umflat, S.natans crește sub forma unor mase
de filamente lungi, care împiedic ă sedimentarea, iar în apele
curgătoare formeaz ă mase de filamente mu cilaginoase vizibile
cu ochiul liber, ancora te de pietre sau de al te substraturi solide.
Dezvoltarea excesiv ă în unele apoe a creat impresia fals ă
a existentei unei dezvolt ări fungice, de unde și denumirea
greșită de fungi ai apelor poluate („Sewage-fungus").
În apele naturale are, în mod evident, rol în procesele de
autoepurare, dar și rol negativ determinat de dezvoltarea
excesivă și acumularea maselor de filamente sedimentate în
localizări mai ad ăpostite, în care cursul apei este încetinit, unde
poate fi expus proces elor de descompunere.
Cercetările mai recente au de monstrat complexitatea
fenomenelor de umflare a n ămolului activat. F ără a infirma rolul
bacteriei S. natans, ele au eviden țiat marea diversitate a
comunităților de microor ganisme din n ămolul activat,

278incriminând un spectru mai larg de microor ganisme în geneza
acestuia. Ea este consecin ța marii variet ăți a nutrien ților
prezenți în apele menajere, or ășenești și industriale, care pot
crea condi ții pentru dezvoltarea unui număr mare de bacterii
unicelulare sau coloniale filamentoase.
Microbiota n ămolului umflat include, pe lîng ă S.
natans, bacteriile fila mentoase : S. discophorus, St reptothrix
hyalina, Leucothrix sp. Beggiatoa sp., Nocardia sp., Bacillus
sp., Flavobacterium , Flexibacter sp., și Microscilla sp.
Van Veen (1973) semnaleaz ă prezența unor bacterii
asemănătoare cianobacteriilor și descrise, în consecin ță, ca
genuri și specii noi (neomo logate în determ inatorul Bergey,
1974), sub denumirea de Nostocoida limicola și Microthrix
parvicella.
Van Veen și colab. (1973) au descris și o nouă bacterie cu
rol deosebit de important în fenomenul de umflare a n ămolului
activ, pe care au denumit-o Haliscomenobacter hydrossis.
Denumirea sugereaz ă o particularitate structural ă caracteristic ă
: bacteria este ,,închis ă" ,,într-o teac ă hialină apoasă de 0,5 —
0,8 µm (de la gr. „aliskes thai" = a fi închis ; epitetul hidrossis
este derivat de la gr. ,,idor" = ap ă +„Oss" un ora ș din Olanda
unde a fost izolat ă („izolat din apa de la Oss").
Cauzele „umfl ării" sunt complexe și încă incomplet
elucidate. Indiferent de natura lor favorizeaz ă înmulțirea
excesivă a formelor filamentoase capabile s ă utilizeze mai
eficient substratul în condi ții modificate de mediu.
În aceste condi ții au fost incrimina ți și diferiți factori ca :
supra- sau subaerarea, concentra țiile prea mari sau prea mici de
nămol, deficitul de N, efectul co mbinat al unui raport mare de
C/N și de C/P, caren ța sau excesul de O 2, încărcarea organic ă
necorespunz ătoare etc.
Prezența unor microfungi (Geotrichum sp., Zoophagus
sp., Leptomitus, Penicilliu m, Mucor, Cladosporium sp. etc.) în
nămolul umflat este o prob ă a unui pH anormal de sc ăzut în
influent sau consecutiv form ării de acizi prin descompunerea
materiei organice (Poole și Hobson, 1979).

279Nămolul umflat scade cantitatea de n ămol activat din
aerotanc și determin ă pierderea de n ămol din decantorul
secundar prin efluentu l limpezit, interfer ă cu activitatea
microorganismelor, cu procesul de epurare, diminuând calitatea
acestuia.
Epurarea biologic ă prin tehnica n ămolului activat
reproduce particularit ățile unei culturi continue dc
microorganisme în medii lichide. Continuitatea este asigurat ă,
pe de o parte, prin ,,inocul area" de culturi aerate de
microorganisme provenite din influentul nou ad ăugat și, pe de
alta, prin transferul (recircularea) unei p ărți din n ămolul
activat.
Esențial este ca în condi țiile tancurilor de aerare s ă se
mențină creșterea compact ă „floculant ă", care asigur ă atât
mineralizarea, cât și sedimentarea rapid ă a nămolului activat.
Un rol esen țial în procesul de mineralizare și de epurare
revine bacteriilor care ac ționează cu vitez ă maxima în faza lor
de creștere activ ă. Procesul este atât de activ încât în absen ța
unui aport continuu de nutrien ți ar putea duce la dispari ția
tuturor microorganismelor. Ori, acest fenomen nu se poate
realiza datorit ă interven ției substan țelor organice asociate cu
microorganismele din ,,infl uent" care restimuleaz ă creșterea.
Dezvoltarea logaritmic ă a bacteriilor estc asociat ă cu
dispariția celei mai mari p ărți din substan țele organice.
Procesul de mine ralizare oxidativ ă („Combustia umed ă",
Tiedman, 1956) este urmat de tr ecerea bacteriilor în faza de
declin a multiplic ării. Numărul lor scade, evol uând spre faza de
deficit de substan țe energetice, ca re favorizeaz ă agregarea lor și
formarea de noi flocoane. Aceast ă situație declan șează o serie
de succesiuni în natura și numărul microorganismelor, corelate
cu marea lor diversitate metabolic ă și fiziologic ă : creșterea
temporar ă a fitoflagelatelor, a rizopodelor (Sarcodina), a
suctorienilor, a ciliatelor libere, a celor fixate și, final, a
rotiferelor .
Metoda n ămolului activat este considerat ă ca deosebit de
eficientă și flexibil ă, fiind adaptabil ă la o gam ă largă de

280concentra ții de substan țe organice și la varia ții de flux ale
influentului. Ea asigur ă reducerea considerabil ă a numărului
microorganismelor patogene datorit ă unor mecanisme complexe
(sedimentare, adsorb ție, competi ție, prădare, sub ac țiunea
bacteriei Bdellovibrio , a ciliatelor și a rotiferelor) (t abelul 4.5.).
Pe aceast ă bază este considerat ă ca utilă atât pentru apele
menajere, cât și pentru cele industriale.

Tabelul 4.5.
Reducerea num ărului virionilor și a microorganismelor
patogene din apa rezidual ă după tratarea aerob ă (după Pike,
1975, citat de Zarnea G., 1994).
Tehnica Virusuri Escherichia
coli Coliformi Streptococi
fecali
Sedimentare – 3-72% 13-86% 44-60%
Nămol
activat 79-99% 61-99,7% 13-83% 84-92,9%
Biofiltre 40-82% 73-97% 15-99% 64-97%
Iazuri
aerobe 95% 80-99% 86-99,9% 87,4-99%

Iazurile biologice de st abilizare sau de oxidare
Sunt bazine de mare suprafa ță, puțin adânci, naturale sau
artificiale, în care se introduc apele reziduale dup ă un tratament
primar (sedimenare și limpezire).
Reprezint ă, deci, a doua treapt ă a proceselor de epurare a
apelor, bazat ă pe acțiunea microorganismelor aerobe.
Oxigenul este introdus fi e prin difuzie din atmosfer ă, fie
prin aerare for țată. În func ție de adâncime, procesul poate fi
integral aerob sau, în unele cazuri, aerob la suprafa ță și anaerob
în adâncime.
Bacteriile prezente sunt relativ pu țin studiate. Cel mai
frecvent sunt descrise cele din genurile Alcaligenes,
Flavobacterium și Pseudomonas, cărora li se adaug ă mai multe
bacterii Gram-pozitive și câteva specii de bacterii Gram-
negative (Gra nn, Collier și Lawrence, 1968).
E. coli, prezentă frecvent, este îndep ărtată foarte lent.

281Dintre microfungi, mucegaiurile sînt considerate ca
având o semnifica ție limitat ă. Levurile pot fi adesea active. Se
consideră că ar putea proveni din sol sau de pe suprafa ța
plantelor.
Algele. Datorită luminii solare, microalgele (Chlorella
pyrenoidosa, Vaucheria, Ulothrix, Spirogyra etc.) se pot
dezvolta intens la suprafa ța lichidului (Taber, 1976).
Protozoarele sunt reprezentate de ci liate libere sau fixate
pe diferite suporturi solide. Semnifica ția lor în evolu ția
proceselor de reglare a popula țiilor bacteriene nu este
cunoscut ă.
În iazurile de oxidare, („ Aerobic sewage lagoons"),
bacteriile se dezvolt ă intens și oxideaz ă o bună parte din materia
organică la CO 2 și H 2O.
Algele fixeaz ă CO 2 în procesul de fotosintez ă și produc
oxigen, care se adaug ă celui provenit din atmosfer ă. În acela și
timp, dup ă moarte, reprezint ă o sursă de materie organic ă și de
creștere a CBO 5.
Unele bacterii pot liza celulele algale, iar unii membri ai
faunei le pot ingera , asigurând degradarea lor la compu și de
metabolism, CO 2 și H 2O.
Atât timp cât procesul este echilibrat și condiția aerobă
menținută, acest proces evolueaz ă foarte eficient , determinând o
scădere a CBO 5 de 80 — 95%.
În cazul apelor reziduale bogate în nitra ți, în regiunile
adânci ale iazurilor biologi ce, pot avea loc procese de
denitrificare bacterian ă, cu eliberare de azo t gazos. Procesul,
care evit ă eutrofizarea efluentului, es te întâlnit în special în
cazul apelor provenite din unele aerotancuri cu n ămol activat
sau din biofiltre.
În aceste cazuri, trat area acestora în ia zurile biologice
funcționează ca o a treia treapt ă in procesul de epurare.
Avantajele decurg din eficien ța lui in condi ții controlate
și din capacitatea de a trata volume mari de ape uzate, cu un
echipament redus.

282Dezavantaje
1) Lumina favorizeaz ă dezvoltarea algelor care determin ă
scăderea CBO 5 ziua, prin furnizarea de O 2, dar inhib ă procesul
noaptea prin consumarea oxigenului prin respira ție.În anumite
condiții se recomand ă recoltarea sau îndep ărtarea algelor prin
diferite tehnici fizice sau chim ice, deoarece algele moarte
eprezintă o surs ă de cre ștere a con ținutului în substan țe
organice.
2) Iazurile de oxidare func ționează fără posibilit ăți de
control al temperaturii. Iarna, procesul de epur are are o evolu ție
lentă, iar proteinele șidetergen ții biodegradabili r ămân
neatacați.
3) Nu trebuie construite di rect pe sol, datorit ă riscului de
percolare aapei rezidua le în pânza freatic ă (Taber, 1976).

4.7.2. Microbiologia tehnol ogiilor de tratare anaerob ă
Degradarea anaerob ă este folosit ă uzual pentru tratarea
materialelor care con țin cantit ăți importante de materie
organică insolubil ă, cum sunt n ămolul rezidual de la sta țiile de
epurare biologic ă, reziduurile industriale concentrate, materiale
cu consisten ță similară (ca, de exemplu, dejec țiile animale
etc.).
Procedeul implic ă participarea unor comunit ăți complexe
de microorganisme, care determin ă procese de degradare și
fermenta ție prin care materialele or ganice sunt final convertite
la metan și CO 2.
Se realizeaz ă în sistem semiconti nuu, în tancuri mari,
perfect închise, prev ăzute cu dispozitiv e de colectare a
metanului sau în bazine anaer obe deschise, în care, datorit ă
adâncimii mari, înc ărcării organice mari a mediilor reziduale și
barbotării continue provocat ă de metanul care se degaj ă, se
realizeaz ă o epuizare a oxige nului (Taber, 1976).
Dupa McCarty (1964), proc esele anaerobe sunt din
multe puncte de vedere ideale pentru trat area reziduurilor, în

283primul rând datorit ă deosebirilor lor funda mentale de procesele
aerobe.
În epurarea biologic ă aerobă (prin biofiltre sau n ămol
activat), mediile reziduale sunt amestecate cu cantit ăți mari de
microorganisme și de aer. Microorgani smele cresc rapid și
convertesc o buna parte din re ziduurile organice la biomas ă
microbian ă, creând o alt ă sursă de materie organic ă.
În anaerobioz ă, creșterea lent ă asigură conversia celei
mai mari p ărți din substan țele organice la CO 2 și CH 4, cu
producerea unei mici cantit ăți de biomas ă. În plus, metanul
format este colectat și folosit ca surs ă de energie, asigurând fie
autonomia energetic ă a stației de epurare, fie utilizarea pentru
încălzire sau producere de electricitate.
Deși CBO 5 nu este diminuat în acela și grad ca în
metabolismul aerob, tratarea anaerob ă are avantajul c ă poate fi
utilizată în medii cu o înc ărcare organic ă de 10 — 20 de ori
mai mare decât cele epurate ae rob (Taber, 1976). În plus, ea
produce o cantitate mic ă de nămol biologic final, foarte
stabilizat și nenociv, cu con ținut mic de substan țe organice,
care poate fi u șor sedimentat, uscat și redus la o pulbere
inofensiv ă, relativ inert ă la atacul microorganismelor,
utilizabil ă ca fertilizator.
Bacteriile active (heterotrofe conven ționale și
metanogene) au nevoie de o aprovizionare adecvat ă cu surse de
N și P, precum și cu diferi ți factori de cre ștere, condi ții care
sunt realizate constant în cazul apelor uzate or ășenești.
Condițiile de pH variaz ă puțin, între 6,6 și 7,6 (pH optim
este de 7,0 —7,2).
Între factorii perturbatori posibili ai evolu ției normale a
procesului sunt men ționate modific ările bruște de temperatur ă,
de încărcare organic ă sau ale naturii apelor reziduale. De
asemenea, ei includ prezen ța materialelor toxice, sc ăderea pH
sau orice alt factor care încetine ște ritmul de dezvoltare a
bacteriilor. Anumite modific ări ale mediului din digestor
reprezint ă indicatori importan ți ai unui proces de dezechilibru.

284Ele includ : 1) cre șterea concentra ției acizilor volatili
și/sau a CO 2 în compozi ția gazelor ; 2) sc ăderea pH ; 3)
scăderea producerii de gaze ; 4) diminuarea gradului de
stabilitate a reziduurilor finale.
Dezavantajele (relativ mici în raport cu avantajele) țin de
necesitatea asigur ării temperaturii de 30 — 37°C în cazul
bacteriilor mezofile sau de 50 — 60°C, al celo r termofile.
Digestoarele moderne lucreaz ă, în general, la 30°C,
asigurând reducerea duratei de men ținere a reziduurilor la 20—
30 de zile, în loc de 2—3 luni cât este necesar la temperatura
ambiantă, și evitând influen țele negative ale mediuluiextern
(Poole și Hobson, 1979).
Viteza de reacție este mult mai mare în condi țiile
activității microorganismelor termof ile, procesul este mai
eficient, mult scurtat și permite utilizarea unor metantancuri cu
dimensiuni mai mici.
Timpul lung de reten ție hidraulic ă a mediilor reziduale nu
ține numai de activitatea lent ă a bacteriilor metanogene, ci de
faptul că materialele orga nice solide sunt surse primare de C și
energie pentru microorganisme. Procesul de tratare reduce
aceste solide în func ție de natura lor cu peste 60% din greutatea
lor inițială, îndepărtând cele mai multe substan țe care produc o
consisten ță nedorită și mirosul de materii fecale.
Eficiența tratării este exprimat ă în raport cu sc ăderea
procentual ă a CBO 5 initial, care poate s ă ajungă pînă la 90%
sau mai mult in sta țiile care func ționează perfect.
Produsul final —- biogazul — con ține 65 — 70% metan
și 30% CO 2.
Comunit ățile de microorganisme prezente sunt
complexe și alcătuite în imensa majoritate din bacterii, diferite
în funcție de natura materi alului rezidual.
Numărul lor este de 109 — 1010 celule/ml.
Cele facultativ anaerobe au rolul de a consuma și epuiza
cantitățile mici de oxigen prezente în mediu și de a modifica
potențialul E h la un nivel accesibil mi croorganismel or obligat
anaerobe, care, în timp, devin popula ția predominant activ ă în

285digestor. Din punct de vedere fiziologic, ele formeaz ă două
grupuri distincte (Taber, 1976) :
Microbiota nemetanogen ă include bacteriile :
Actinomyces sp., Alcaligenes faecalis, A. viscolactis, Bacillus
sp., Barteroides sp., Bifidobacterium sp., Branhamella
(Neisseria) catarr halis, Clostridium sp., Corynebacterium sp.,
Desulfovibrio desulfuricans, Es cherichia coli, Eubacterium sp.,
Enterobacter aerogene s, Fusobacterium sp., Lactobacillus sp.,
Leptospira biflexa, Micrococcus (Sarcina) luteus, M. varians,
Peplococcus sp., Pseudomonas reptilivor a, Ratni bacterium sp.,
Spirillum sp., Veillonella, Vibrio sp. ș.a.
Unele dintre aceste specii (P. reptilivora, A. viscolactis,
Ramibacterium sp.) nu sunt recunoscute în „Bergey's
determinative Bacteriology" (1974).
Microbiota metanogen ă este alc ătuită de :
Methanobacterium br yantii, M. therm oautotrophicum, M.
formicicum, Methanococcus om elianskii, M. vanniettii,
Methanosarcina barken, Me thanospirillum hungatii,
Methanothrix soehngenii," Methanomicrobium mobile,
Methanobrevibacter ruminantium.
Aceste bacterii pot utiliza, în func ție de natura lor,
diferite combina ții de metanol, hidrog en, acetat, formiat și
diferiți alți acizi organici (Wolfe, 1970).
Protozoarele, ca și fungii sunt foarte rare și fără activități
semnificative.
Evoluția procesului de degradare anaerob ă a reziduurilor
Conversia biologic ă anaerob ă a apelor reziduale înc ărcate
organic la metan este un pr oces complex, care implic ă
participarea mai multor popula ții de microorganisme ce
interacționează, datorit ă specificit ății substratelor pe care le
folosesc și produșilor lor individuali.
Bacteriile metanogene nu po t converti direct substan țele
complexe la metan. El e folosesc numai o gam ă limitată de
substraturi ca surse pentru cre ștere și energie. Cele mai
importante sunt acetatul, metanolul, formiatul, CO 2 și H 2. De

286aceea, în degradarea anaerob ă a biopolimerilor din apele
reziduale este necesar ă activitatea prealabil ă a bacteriilor
convenționale, care produc celulaze , proteinaze, lipaze etc.,
asigurând producerea metaboli ților utiliza ți de bacteriile
metanogene.
Deși în practic ă se folosesc diferite tipuri de digestoare,
procesele microbiene funda mentale sunt, în esen ță, aceleași și
evolueaz ă în patru etape succesive :
1.Hidroliza polimerilor (proteine, glucide și lipide) sub
acțiunea bacteriilor heterotrofe conven ționale (ne-metanogene)
la monomeri, respectiv aminoaci zi, glucide simple, acizi gra și
și glicerol;
2.În faza a doua (acidogen ă), acești produ și sunt
degradați prin procese fermentative cu formare de acizi gra și
volatili inferiori (butir ic, propionic, lactic) și de tanol, butanol,
propanol, aceton ă.
3.În faza acetogen ă/hidrogenic ă, acești produ și reduși
sunt oxida ți anaerob la acetat, formiat, CO 2 și H 2.
4.H 2 astfel produs este greu de detectat, deoarece este
rapid și preferen țial oxidat de bacterii le metanogene, simultan
cu reducerea CO 2 la CH 4, în faza metanogen ă. Energia este
obținută cel puțin în parte din oxidarea H 2 care acționează ca
reducător.
Etapa final ă, de fermenta ție metanic ă este rezultatul a
două tipuri de reac ții:
a. conversia CO 2 și a hidrogenului la metan;
b. conversia acetatului la metan și CO 2.
Întreaga secven ță poate fi considerat ă un lan ț trofic
microbian, în care produsul unei sp ecii este asimilat de un alt
grup de microorga nisme care ac ționează succesiv.
Se consider ă că fiecare bacterie metanogen ă poate
produce la fiecare 30 secunde o cantita te de metan egal ă cu
volumul ei.

287Iazurile anaerobe sunt recomandabile pentru reducerea
CBO 5 al reziduurilor de la abatoa re, sau a celor din industria
pertochimic ă. Anaerobioza este realizat ă, în parte, prin
adâncimea bazinelor, prin marea înc ărcare 20-100 g/l cu
substanță organic ă, care favorizeaz ă consumul rapid al
oxigenului de c ătre microorganisme, ca și de gazul metan care
se degajă.
Microbiota include, pe lâng ă cea proprie apelor uzate,
unele alge ( Chlorella vulgaris, Chlanzdomonas sp., Euglena
sp., Carteria sp, etc) și, în cazul apelor relativ clare, unele
bacterii fotosintet izante anaerobe ( Thiopedia rosea,
Chromatium sp., etc). Atât algele, cât și bacteriile
fotosintetizante utilizeaz ă nutrienți din apă, dar, în acela și timp,
ele convertesc CO 2 la biomas ă și, în felul acesta, produc
substanșță organică nouă.
Bacteriile car e utilizeaz ă H 2S ca donator de hidrogen
împiedic ă emiterea de gaze odorifere.
Microbiota acestor b azine include prezen ța microfungilor
(inclusiv a levurilor) și a protozoarelor.
Contribu ția lor la reducerea CBO 5 este greu de estimat.
Eficiența iazurilor anaer obe este mai mic ă vara, când
predomin ă algele, și maxim ă iarna când apa este colorat ă în
roșu, datorit ă bacteriilor fotosinteizante.
Un singur iaz realizeaz ă o reducere mai slab ă a
concentra ției celulelor de Escherichia coli (de la 107 la 106
celule/ml). O serie de iazuri care ac ționează timp de 45 de zile
pot avea o eficien ță mai mare, primele reducând CBO 5, iar
ultimele, num ărul celulelor de E.coli (Taber, 1976, citat de
Zarnea, 1994).
Evoluția normal ă a procesului poa te fi afectat ă, în
special, în cazul apelor industriale, care s unt poluate cu diferite
substanțe toxice (metale grele, antivbi otice, medicamente, alte
substanțe organice).

288Consumul biochimic (biologic) de oxigen
Aprecierca gradului de diminuare a polu ării produse de
descărcarea materiei organice în me diul acvatic se poate face
utilizând diferite metode fizi ce, chimice sau biologice. Una
dintre cele rnai folosite este determinarea consumului biologic
de oxigen, bazat ă pe observa ția că degradarea diferitelor
materiale organice poluante oxidabile (r eziduuri, ap ă de canal,
țesuturi vegetale mo arte etc.) determin ă o scădere a
conținutului în O 2 a mediului respectiv. Tehnica permite
aprecierea gradului de poluare și evaluarea stadiului de epurare
în cadrul sta țiilor de tratare a apelor reziduale.
Consumul biologic (biochimic) dc oxigen CBO5 (,,
Biological, or biochemi cal oxigen demand —BOD) m ăsoară
direct cantitatea de oxigen necesar popula țiilor dc
microorganisme aerobe, care utilizeaz ă materia organic ă
prezentă într-o prob ă de apă și indirect, gradul de înc ărcare cu
substanțe organice oxidabile (asimila bile, biodegradabile) pe
care acestea 1e pot descompune în condi ții de aerobioz ă.
În acest scop, se determin ă concentra ția oxigenului într-o
probă de apă sau într-o dilu ție a ei, înainte și după incubarea în
întuneric (pentru a evita modific ările induse eventual de
fotosintez ă), timp de 5 zile, la 20°C. Perioada dc cinci zile a
fost considerat ă ca termenul maxim nece sar apei râurilor din
Anglia (unde tehnica a fost standardizat ă de ,,The Royal
Comission on Sewage Disposal") pentru a ajunge în largul
mării.
Temperatura de 20°C a fost aleas ă în raport cu media
temperaturilor estivale din regiune (18,3°C ). Rezultatele sunt
exprimatc în unit ăți de oxigen (mg/li tru sau ppm) : CBO 5
exprimă cantitatea de O 3 consumat în perioada respectiv ă, la
20°C.
În cursul perioadei de incubare se modific ă permanent
atât cantitatea de materie organic ă din ap ă, cât și natura
moleculelor componente.
Concentra ția substan țelor organice scade mult fa ță de
debutul determin ării.

289În locul lor apar diferi ți produși de metabolism. Are loc o
dezvoltare important ă a bacteriilor din mediu (indicele de
conversie a substan țelor organice în biomas ă este de
aproximativ 50%) și ulterior, o cre ștere temporar ă a
protozoarelor pr ădătoare și a microorganism elor care pot
utiliza produ șii rezulta ți din activitatea bacteriilor.
Testul presupune caracterul re prezentativ al probei, în
sensul că procesul determinat in vitro evolueaz ă identic cu cel
natural.
Prezența poluan ților toxici (metal e grele, cianuri,
antibiotice, substan țe chimice de sintez ă, medicamente etc.),
care inhib ă procesele de oxidare, poate duce la interpret ări
eronate în sensul c ă proba nu con ține substan țe organice.
CBO 5 nu măsoară consumul (cerin ța) de O 2 necesar
pentru degradarea compu șilor biodegradabili mai rezisten ți
(celuloză, hemiceluloze, lignine etc.).
Mineralizarea substan țelor organice ar e ca rezultat o
creștere a concentra ției de NH 3, utilizat ca surs ă de energie și
oxidat la nitri ți și apoi la nitra ți de către bacteriile
nitrificatoare, care î și intensific ă activitatea fa zei primare de
consum a oxigenului pe ntru oxidarea substan țelor organice cu
C (care teoretic dureaza pân ă la 20 de zile, la 20°C); îi urmeaz ă
o a doua faz ă („Second stage uptake"), de consum de oxigen
,,azotat" („Nitroge nous oxygen demand").
Această fază, în cursul c ăreia bacteriile realizeaz ă
reacțiile : NH 3 ->N 2O3 → N2O5, poate dura 100 de zile și chiar
mai mult.
Oxigenul mai poate fi c onsumat pentru oxidarea Fe2+, a
sulfurilor și a sulfiților.

Consumul chimic de oxigen (CCO) stabilește
indirect cantitatea de oxigen consumat pe ntru oxidarea tuturor
formelor de substan țe organice prezonte în mediu (degradabile
și nedegradabile).
Efectuat cu ajut orul unor oxidan ți chimici puternici
(MnO 4K ș.a.) compenseaz ă faptul c ă CBO 5 nu reflect ă prezența

290substanțelor rezistente sau reca lcitrante la degradarea
microorganismelor și nici cantitatea de biomas ă formată.
De aceea, CCO este totdeanna mai mare decât CBO 5.
Raportul CBO 5 /CCO reflect ă gradul de biodegradabilitate
al unui efluent sau al unei ape reziduale.
Pentru apele menajere uzuale , raportul este apropiat de
0,6. Pragul de lips ă dc biodegradabilitate este atins
când acest raport este <0,2 (Moore, 1974).
Tabelul 4.6. prezint ă puterea poluant ă a diferitelor
reziduuri și respectiv caracteristi cile apelor uzate ora șenești
tipice.
Evoluția normal ă a procesului de e purare a apelor uzate
depinde, pe de o parte, de cantitatea de O 2 dizolvat disponibil și
de ritmul cu care acesta este preluat din atmosfer ă și, pe de alta,
de consumul biologic de O 2 și de viteza cu care acesta are loc.
Echilibrul dintre aceste dou ă procese determin ă dacă
bazinul acvatic re spectiv poluant r ămâne într-o stare
acceptabil ă, cu o popula ție biologic ă normal ă sau dac ă
evolueaz ă spre o stare de anaerobioz ă în care lipsei oxigenului i
se adaug ă producerea de compu și nocivi rezulta ți din activitatea
microorganismelor. În mod de osebit, reducerea concentra ției O 2
dizolvat (sub 3- 4 ppm) este nociv ă pentru pe ști (cu diferen țe de
la 0 specie la alta).

Desinfec ția reprezint ă etapa final ă, obligatorie, a trat ării
apei recirculante în vederea consum ării de c ătre popula ție,
având rolul de inac tivare a virusurilor și de omorâre a
bacteriilor enteropat ogene care au supravie țuit etapelor
anterioare.
Clorul gazos (Cl 2) reacționează cu apa pentru a produce
acid hipocloros, un oxidant foarte puternic, dup ă reacția:
Cl2 +H 2O → HOCl + HCl

291 Tabelul 4.6
Puterea poluant ă a mai multor tipuri de
substanțe reziduale (dup ă Poole și Hobson,
1979, citat de Zarnea, 1994)
Ape de canal menajere CBO 5: 200-600 mg/1
Reziduuri de la prelucrarea
diferitelor țesuturi vegetale CBO 5: 200-5000 mg/1
Solide suspendate :
50- 1800 mg/1
Reziduuri de la abatoare CBO 5: 1000-4000 mg/1
Efluenți de la cresc ătoriile de
porcine CBO 5 : 25 000 mg/1
CCO : 100 000 mg/1
Total solide : 70 000
Efluenți de la cresc ătoriile de
bovine CBO 5 : 20 000 mg/1
CCO : 100 000 mg/1
Total solide : 120 000
Hipocloritul de sodiu sau de calciu reacționează cu apa
peutru a forma acid hipocloros, dup ă reacțiile :
NaOCl + H 2O —> HOCl + NaOH
Ca(OCl) 2 + 2 H 2O —> 2 HOCl + Ca(OH) 2
Clorul și compu șii săi de tipul acidul ui hipocloros si
hipoclori ților sunt desinfectan ți puternici, în special pentru
apele curate. Eficien ța lor scade în cazu l apelor care con țin
substanțe organice dizolvate sa u suspendate, precum și al celor
cu NH 3 sau compu și cu Fe redus, Mg și S.Oxidarea acestora
reduce mult ac țiunea desinfectant ă, deoarece o parte din clor
este pierdut datorit ă reacției cu ace știa.
În consecin ță, în cazul apelor care con țin încă substanțe
organice „cererea de clor" este m ărită. Clorinarea trebuie f ăcută
în așa fel încât s ă satisfacă aceste reac ții și să asigure un exces
de clor rezidual (mai multe mg/1 ), care rămâne în solu ție.
Din datele prezentate, rezult ă că nici unul din procedeele
de tratare a apel or uzate nu asigur ă cu certitudine furnizarea
unui efluent complet și sigur lipsit dc patogeni, de și realizeaz ă

292un grad înalt de purificare (tabel ul 4.7).În cazul virusurilor,
chiar sedimentarea primar ă asigură îndepărtarea unui num ăr
mare de virioni, de oarece cei mai mul ți sunt fixa ți sau adsorbi ți
pe materialele solide. De aceea, gr adul de eliminare este corelat
direct cu cantitat ea de materiale so lide sedimentate.
Utilizarea tehnicii n ămolurilor activ ate reprezint ă cea
mai bună cale de îndep ărtare a virionilor (Berg, 1973).
Tehnicile de coagulare cu ajutorul ionilor metalici
reprezint ă, după datele de labor ator, metoda de tratament unic
cea mai eficace pentru îndep ărtarea virionilor.
Filtrarea rapid ă prin nisip nu elimin ă virionii, spre
deosebire de filtrarea efluen ților „coagula ți" a cărora mare
eficacitate este asigurat ă de faptul c ă flocoanele pe cale de
formare adsorb numero și virioni.

Numărul bacteriilor (total și viabile) în probe recoltate
în diferite stadii de tratare a apelor uzate și în biomasa
suspendat ă (după Pike și Curds, 1971, ci tat de Zarnea, 1994)
Tabelul 4.7.
Numărul bacteriilor
în probe de ap ă
(nr./ml) în biomas ă (nr./ml) %
bacte
rii
viabi
le

Proba
Total Viabile Total Viabile
Apă uzată
sedimentat6,8×108 1,4×107 3,2 x1012 6,6 x 1022 2,0
Nămol activat
amestecat cu
lichid 6,6xlO9 5,6×107 1,4×1012 1,2 x 1010 0,85
Biofilm de pe
filtru 6,2×1010 l,5x 109 1,3 x 1012 3,2x 1010 2,5
Efluent
d5,2×107 5,7xlO5 4,3×1012 4,7x 1010 1,1
Efluent ter țiar3,4 x
107 4,lxl04 3,4xl012 4,lx 1029 0,12

293Microorganisme me diatoare ale polu ării.
Deoarece agen ții patogeni sunt ma i greu de izolat și
ridică probleme legate de dive rsitatea lor, în practic ă se recurge
la o prob ă indirect ă de eviden țiere a unor bact erii intestinale
„indicatoare" a c ăror prezen ță semnaleaz ă riscul contamin ării
fecale și implicit al microor ganismelor patogene.

Un microorganism indica tor ideal ar trebui s ă
îndeplineasc ă următoarele condi ții:
1.să fie asociat în m od constant cu pato genii intestinali ;
2.să fie ușor de detect at;
3.să fie mai numero și decât patogenii;
4.să supravie țuiască mai mult în mediul acvatic decât
aceștia.
Întrucît nu exist ă un indicator ideal, pentru aprecierea
gradului de pur itate a apei s-a recurs, dup ă caz, la eviden țierea a
trei specii bacter iene, cu propriet ăți în parte complementare :
Coliformii sunt reprezenta ți de bacterii apar ținând
genurilor : Escherichia, Citro bacter, Enterobacter
(Aerobacter) și Klebsiella, având ca habitat pr imar intestinul
omului și al animalelor.
În general, sunt slab competitori în mediile oligotrofe
(caracteristice bazinelor acva tice naturale) din care sunt
eliminați prin competi ție și prădare.
Supravie țuirea lor mai îndelungat ă este favorizat ă de
temperatura sc ăzută, de adsorb ția pe sedimente și de condi țiile
anoxice.
Streptococii fecali, respectiv bacteriile Streptococcus
faecalis, S. faecium, S. bovis și S. equinus indică, prin prezen ța
lor în bazinele acvatice , o contaminare recent ă.
Clostridium (Welchia) perfringens reprezint ă semnul unei
contamin ări mai vechi (în special dac ă streptococii fecali și
coliformii au disp ărut) sau intermitente.
Persistă sub form ă de spori perioade îndelungate în apele
contaminate.

2944.7.3.Îndep ărtarea compu șilor azotului prin nitrificare și
denitrificare bacterian ă
Materia organic ă din apele uzate con ține, pe lâng ă
importante cantit ăți de carbon, și diferiți compuși ai N, S, P, H
și O, caracteristici pentru fiecare faz ă a ciclului de epurare.
Pe măsură ce cantitatea de C și N organic scade, ace ști
compuși sunt diferi ți în func ție de procesul de tratare utilizat.
Acest fenomen este cel mai bi ne reflectat de natura produ șilor
finali rezulta ți.
În procedeele aerobe predomin ă produșii finali oxida ți
(nitrați, sulfați etc), iar în cele anaerobe se formeaz ă în special
NH 3, metan și sulfuri (figurile 4.6. și 4.7).
Compușii azotului (în special nitra ții) rezulta ți după
epurarea apelor uzate or ășenești, industriale sa u din zootehnie
pot fi d ăunători pentru calitatea apelor receptoare ale
efluenților stațiilor de epurare.
Ei pot ac ționa în apele naturale ca ,,fertilizatori" care
stimuleaz ă creșterea algelor și a altor plante acvatice,
determinând o accelerare a eutrofiz ării. McCarty și Hang
(1971) insist ă și asupra nocivit ății compu șilor redu și, cu efecte
adverse asupra resurselor de O 2 dizolvat din apele receptoare,
care sunt consumate prin pr ocesele de nitrificare.
Ideea elimin ării compu șilor anorganici excedentari, în
special ai N și P, este relativ recent ă (Keeney și colab., 1961)
și se practic ă relativ rar, ca part e a tratamentului ter țiar (Unz și
Davis, 1975). Este îns ă cert că mineralizarea substan țelor
organice în cursul pr oceselor de epurare f ără îndepărtarea
mineralelor prezint ă riscul de eutrofizar e a apelor naturale
utilizate ca rece ptor, prin cre șterea brusc ă și uneori masiv ă a
concentra ției nutrien ților anorganici.

295
Figura 4.6. Ciclul carbonului, al azotului și al sulfului în
cursul trat ării aerobe a apelor uzate (dup ă Moore, 1956, citat de
Zarnea, 1994)

Nitrificarea și denitrificarea bacterian ă sunt considerate
drept cele mai promi țătoare metode biologice de ăndepărtare a
azotului, datorit ă potențialului înalt de eficien ță, costului
moderat și necesităților relativ reduse de teren necesar.
În timp ce compu șii organici ai N, P, S etc. sunt
ăndepărtați prin sedimentare, precipitare chimic ă și
biodegradare realizat ă de microorganisme, pentru compu șii
anorganici se recurge la tehni ci ce reproduc mecanisme de
conversie realizate și în condi ții naturale.

296

Figura 4.7. Ciclul carbonului, al azotului și al sulfului în
cursul trat ării anaerobe a apelor de canal (dup ă Moore, 1956, citat
de Zarnea, 1994)

Îndepărtarea NH 3. Prezența unei concentra ții mai mari
de NH 4+ indică existența unor procese recente de descompunere
a materiei organice și implicit riscul ca apa respectiv ă să fie
potențial infectat ă. Îndepărtarea se poate realiza pe mai multe
căi:
1) În prezen ța oxigenului, NH 3 este oxidat de bacterii la
nitriți și final la nitra ți: NH 3 → NO 2-→NO 3-
Procesul este stimulat prin aerare intens ă și prelungit ă, în
tancuri sau bazine de aerare, care favorizeaz ă nitrificarea.

297În anaerobioz ă, capacitatea de a folosi NH 3 este limitat ă
la un num ăr redus de microorganisme.
2) Îndep ărtarea NH 3 pe cale chimic ă poate fi realizat ă
printr-o serie de reac ți i b a z a t e p e t r atarea cu acid
hipocloros și formare de monocloramin ă :
NH 3 + HOCl → NH 2Cl + H 2O,
dicloramin ă :
NH 2Cl + HOC1 → NHC1 2 + H 2O
și final azot gazos dup ă reacția :
2 NHCl 2 + H 2O →N2 + HOC1 + 3 H+ + 3 Cl-
3) Îndepărtarea prin procedee fizi ce prin „stripare" (engl.
„strippling" de la „t o strip" — a îndep ărta, a scoate),
respectiv prin mecanismece favorizeaz ă volatilizarea.
Rezultatele sunt considerat e incerte, deoarece o parte
din NH 3 se poate reîntoarce în sol și în ape cu precipita țiile
(Atlas și Bartha, 1985).
Nitriții, în general, nu se acumuleaz ă, deoarece sunt
convertiți de bacterii la nitra ți. Acumularea este asociat ă cu
toxicitatea pentru organismele vii.
Nitrații provin din degradarea pân ă la mineralizare a
substanțelor organice în condi ții oxidative. Formarea lor este, în
anumite limite, dorit ă, pe de o parte, pentru c ă scade
concentra ția NH 3 (care este toxic) și pe de alta, pentru c ă sunt
folosiți ca nutrien ți de către alge și macrofitele acvatice.
Prezența nitraților în efluent în concentra ție mare arat ă că
apa a fost poluat ă și epurată („Nitrații spun povestea chimic ă a
istoricului apei" Moore, 1956).
Cercetătorii englezi consider ă prezen ța nitraților în
efluenți ca un test al bunei epur ări.
Realizată în cursul trat ării aerobe a apelor uzate,
nitrificarea este condi ționată de men ținerea unei popula ții de
bacterii active și a unui grad semnificativ de aerare.

298Denitrificarea
Denitrificarea efluen ților care con țin nitrați se realizeaz ă
în bazine anaerobe, îns ămânțate cu n ămol recirculat, dup ă
adăugarea unei surse de C și energie (cel mai frecvent
metanolul).Practic, pentru di feritele sectoa re de produc ție există
variante diferite de tehnol ogii bacteriene de îndep ărtare a
excesului de nitra ți.
Apele uzate industriale. Epurarea lor pune probleme
speciale legate de prezen ța compu șilor toxici, cu ac țiune
antimicrobian ă sau a acelor recalcitran ți la biodegradare.
Compușii nedegradabili, cum sunt, sp re exemplu, unii detergen ți
evacuați cu apele u zate în râuri rîmân ca atare și produc
spumarea apei, chiar dup ă ce au parcurs kilometri în aval.
Unele ape industriale s unt bogate în glucide și deficitare
în N și alte elemente necesare mi croorganismelor. Ele nu pot fi
supuse procedeelor de epurare biologic ă decât dac ă li se adaug ă
nutrienții care le lipsesc.
Leșiile sulfitice pot con ține până la 50-60% lignine, 15-
22% glucide, 8-12% SO 2 și 7- 10% C. În cursul degrad ărilor,
levurile pot ajunge în apele reziduale pân ă la 106 celule/ ml
(Hansenula, Pich ia, Rhodotorula ), iar bacteriile la 107/ml.
Microorganismele au capacit atea de a se adapta fa ță de
prezența unor substan țe noi, recent introduse în sistem.
Adaptarea este consecutiv ă, probabil, selec ției rarelor celule sau
populații capabile s ă degradeze compusul respectiv. Dup ă ce s-
au realizat adaptarea și multiplicarea microor ganismelor active,
procesul de biode gradare evolueaz ă rapid.
Apele reziduale din industria laptelui diferă foarte mult
de apele de canal menajere; de aceea și microorganismele
implicate în procesele de epurare sunt diferite.
Cele mai frecvent întâlnite sunt: Bacillus firmus, B.
circulans, B.laterosporus, B. lentus, B. pasteurii,
Corynebacterium bovis, Flavobac terium aquaile, F.breve, F.
suaveoleus, Micrococcu s flavus, Micrococcus sp., Pseudomonas
aeruginosa, Pseudomonas sp., Staphylococcus aureus etc.
Sunt prezen ți, de asemenea, dar pu țin numero și, unii
fungi, precum și protozoare (Forge s, 1960; Taber, 1976).

299Reziduurile din zootehnie sunt frecvent bogate în
Enterobacteriaceae, dintre care Escherichia coli poate
reprezenta 90%. Sunt, de asemenea, prezente Salmonella sp.
Acestea sunt tratate, de regul ă, prin procedee anaerobe, vizând
producerea de metan, CO 2 și biomas ă bacterian ă. Apele
reziduale provenite de la cresc ătoriile dc porcine nu favorizeax ă
creșterea microorganismelor și, în consecin ță, trebuiesc diluate
în prealabil (Hobson și Shaw, 1974). Se recurge curent la
procedee anaerobe, care sunt adecvate unor concentra ții mari de
substanțe organice (CBO 5 ridicat).
În cursul evolu ției lor se acumuleaz ă mult H 2,, deoarece
dezvoltarea bacteriilor metanogene nu este masiv ă (Hobson și
Shaw, 1914).
Microorganismele cele mai frecvent întâlnite sunt
Bacteroides sp., Clostridium sp., Streptococcus sp. ; cele
celulozolitice ca, și Enterobacteriaceae sunt rare.
Pe suprafa ța reziduurilor nediluate se pot dezvolta unele
alge (Wilson și Houghton, 1974).
Mann (1975) a utilizat cu succes iazurile aerobe,
înregistrînd o scădere de 90% a CBO 5.

300CAPITOLUL 5
LEGISLA ȚIA PRIVIND PROTEC ȚIA APELOR

5.1. Apa în legendele lumii
Apele au jucat un rol at ât de importa nt în viața oamenilor
încât toate popoarele și triburile de pe suprafa ța Terrei au adorat
apele și le-au divinizat, le-a u creat mituri, le-au n ăscocit basme
și legende, le-au personificat în zei și zeițe, le-au ridicat temple
și le-au conferit for țe supranaturale.
Astfel, fluviul Nil a fost ve nerat pentru efectele fabulos
de rodnice ale rev ărsărilor lui în vestita Câmpie a Nilului.
Osiris, marele zeu al Egiptului antic este în truparea Nilului, iar
zeița Isis, sora și soția lui Osiris, era adorat ă ca zeița Deltei
Nilului.
Sciții adorau pe zeul Istr os, întruchipând Dun ărea, marele
lor apărător împotriva n ăvălirilor.
Pontus era zeul m ării, Ocheanos zeul apelor, Nere era
zeul mării calme, iar fi icele lui Nereid ele, nimfele m ărilor.
Tetis, una dintre nereide a fost zei ța fluviilor. Proteus a
fost zeul m ării schimb ătoare și capricioase, iar Poseidon avea
sub stăpânirea sa m ările și oceanele.
Naiadele sunt alte divinit ăți greco-romane legate de cultul
apelor. Ele erau nimfele izvoarelor și fântânilor, în timp ce
oceanidele, descende ntele lui Ocheanos erau nimfele m ărilor.

5.2. Legisla ția actual ă privind calitatea apei
Încercări de rezolvare a unor aspe cte ridicate de folosirea
apelor, limitate îns ă la diferendele între proprietarii particulari
sau megie și datează încă de la Matei Basa rab, Vasile Lupu și
Al. Ypsilante. Regulamentele organice din Muntenia (1831) și
din Moldova (1832) se ocup ă de râuri în m ăsura în care ele
servesc comunica țiile. În 1835 apare în Munt enia o lege " pentru
plutirea gârlelor ", ia r în Moldova alte dou ă legi care interziceau
construcția de mori sau poduri partic ulare pe malurile apelor.
În a doua jum ătate a secolului XIX încep s ă apară
proiecte de legi care reglmentau folosirea apelor, dar care nu au
ajuns să fie aplicate în practic ă. Prima lege complet ă asupra

301regimului apelor a ap ărut în 22 iulie 1921, care avea capitole
speciale pentru folo sirea apelor, pentru raporturile dintre
proprietari și stat, pentru protec ția apelor și pentru lucr ări
executate și exploatate de c ătre stat.
Constituția din 1923 s-a ocupat și ea de problema apelor,
iar la 27 iunie 1924 a ap ărut o nou ă lege a apelor, în care se
vorbea despre lucr ările de ap ărare contra inunda țiilor, capt ări de
apă pentru alimentarea popula ției,etc. Desigur c ă toate aceste
legiuri, impregnate de spiritul propriet ății particulare aveau
numeroase lacune și inadecv ări, astfel c ă nu puteau fi eficiente
în sensul unei reglement ări integrale a pr oblemei apelor.
Revenind la timpul prezent, tinând seama de faptul c ă
resursele de ap ă dulce existente pe gl ob sunt limitate, iar
dezvoltarea economic ă și socială la nivel mondial reclam ă
cantități tot mai crescute de ap ă, de calitate corespunz ătoare,
folosirea ra țională și protecția apelor trebuie s ă constituie una
din marile probleme ale contemporaneit ății.
Astfel, Directiva Cadru în domeniul apelor 2000/60/CE
are drept scop dezvoltarea unei politici integrate în domeniul
apei la nivelul Comunit ății Europene, având urm ătoarele
obiective primare:
– protecția tuturor apelor – râur ilor, lacurilor, apelor
costiere și a apelor subterane;
– asigurarea "st ării bune" a tuturor apelor pân ă în 2015;
– cooperarea transfrontier ă între țări și între p ărțile
implicate;
– necesitatea unor politic i de stabilire a pre țului apei și
aplicarea principiul ui "poluatorul pl ătește";
– asigurarea unui echilibru între nevoile umane și gradul
de suportabilitate a mediului.
În Seria Acquis Comunitar, Institutul European din
România are menirea de a publica o serie de acte de baz ă din
diverse sectoare ale acest ui normativ comunitar.
Un loc aparte îi este rezervat sectorului protec ția
mediului, subsectoru l calitate a apei.
Din acest volum sunt select ate principalele reglement ări
ce vizeaz ă parametrii cali tativi ai apei.

302 Deși terminologia de speciali tate a fost verificat ă riguros,
aceasta poate suferi modific ări până la data ader ării României la
Uniunea European ă, cu atât mai mu lt cu cât un num ăr din ce în
ce mai mare de acte comunitare încep a fi traduse integral în
limba român ă.
De specificat faptul c ă terminologia româneasc ă ca fi
definitivă numai atunci când actele le gislative relevante vor fi
adoptate oficial, la momentul ader ării României la Uniunea
European ă.
Având în vedere Tratatul de instituire a Comunit ății
Economice Europene, avizul Parl amentului European, avizul
Comitetului Economic și Social și avizul Comitetului
Regiunilor, Consiliul Comunit ăților Europene a elaborat
următoarele Directive privind calitatea apei:
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 16 iunie 1975 privind
cerințele de calitate pent ru apa de suprafa ță destinat ă
preparării apei potabile în stat ele membre (75/440/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 8 decembrie 1976
privind calitatea apei de îmb ăiere (76/160/CEE);
Se specific ă faptul că "apă de îmbăiere" reprezint ă apele
dulci curg ătoare sau st ătătoare sau p ărți ale acestora, precum și
apa de mare.
Parametrii microbiologici aplicabili apei de îmb ăiere, ca
parte integrant ă a directivei sunt urm ătorii:

Nr.
crt. Parametri microbiologici G I Frecven ță
minimă de
prelevare Metodă de analiz ă și
inspecție
1 Total bacterii
Coliforme/100
ml 500 10.000 La 2
săptămâni
(1)
2 Bacterii
coliforme fecale/100 ml 100 2.000 La 2
săptămâni
(1) Fermenta ție ăn mai multe
eprubete. Subcultivare a celor pozitive pe mediu de conformare. Num ărare
după NCMP (num ărul cel
mai probabil) sau filtrare prin membrane și
cultivare pe mediu
adecvat de genul Tergitol lactoză agar, endo agar,
soluție Teepol 0,4%,

303subcultivare și identificare
a coloniilor
suspecte.Temperatura de
incubație variaz ă în
funcție de natura
investigației efectuate
pentru total bacterii
coliforme, respectiv bacterii coliforme fecale.

3 Streptococii
fecali/100 ml 100 – (2) Metoda Litsky. Num ărare
după NCMP sau filtrare
prin membrane. Cultivare
pe mediu adecvat.
4 Salmonella/litru – 0 (2) Concentrare prin filtrare
cu membrane. Inoculare pe mediu standard. Îmbogățire – subcultivare
pe agar izolant –
identificare.
5 Viru și
gastrointestinali
PFU/10 litri – 0 (2) Concentrare prin filtrare,
floculare sau centrifugare și confirmare
G = orientativ ă I = obligatorie
(1) Dacă o probă prelevată în anii anterior a dat rezultate mult mai bune
decât cele din prezenta anex ă și dacă nuu au ap ărut factori noi care s ă scadă
calitatea apei, autorit ățile competente pot reduce la jum ătate frecven ța prelevării de
probe;
(2) Concentra țiile urmaz ă a fi verificate de autorit ățile competente dac ă
inspectarea zonei de îmb ăiere indic ă prezența substan ței sau ao deteriorare a
calității apei.

– DIRECTIVA CONSILIULUI din 4 mai 1976 privind
poluarea cauzat ă de anumite substan țe periculoase evacuate în
mediul acvatic al Comunit ății (76/464/CEE); se specific ă
termenul de "poluare ", ca reprezentâmd evacuarea de c ătre om,
direct sau indir ect, de substan țe sau de energie în mediul
acvatic, având consecin țe de natur ă să pună în pericol s ănătatea

304umană, să dăuneze resurselor vii și ecosistemelor acvatice, s ă
degradeze zonele de frumuse țe sau să interfereze cu alte utiliz ări
legitime ale apelor;
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 18 iulie 1978 privind
calitatea apelor dulci care trebuie protejate sau îmbun ătățite, în
vederea între ținerii vie ții piscicole (78/659/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 30 decembrie 1979
privind cerin țele de calitate pentru apele conchilicole
(79/923/CEE); se aplic ă apelor costiere și apelor salmastre
desemnate de statele me mbre în vederea protej ării și
îmbunătățirii pentru a între ține viața și creșterea crustaceelor
(moluște bivalve și gasteropode) și pentru a se contribui astfel la
ridicarea calit ății produselor din crustace e direct consumabile de
către om; parametrul micr obiologic presupune prezen ța
bacteriilor coliforme fecale /100 ml ca fiind orientativ ă ≤ 300 în
carnea crustaceelor și în lichidul intervalvar – metofda de
analiză este prin diluare4 cu fermenta ție în substraturi lichide în
cel puțin 3 tuburi cu 3 dilu ții, subcultivarea t uburilor pozitive pe
mediu de confirmare, num ărătoare conform NCMP;
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 17 decembrie 1979
privind protec ția apelor subter ane împotriva polu ării cauzate de
anumite substan țe periculoase (80/68/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI di n 22 martie 1982 privind
valorile limit ă ți obiectivele de ca litate pentru evacu ările de
mercur din sectorull electrol izei cloralcanilor (82/176/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 26 septembrie 1983
privind valorile limit ă și obiectivele de calitate pentru
evacuările de cadmiu (83/513/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 8 martie 1984 privind
valorile limit ă și obiectivele de calitate pentru evacu ările de
mercur din alte sectoa re decât cel al elec trolizei cloralcanilor
(84/156/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 9 octombrie 1984
privind valorile limit ă și obiectivele de calitate pentru
evacuările de hexaclorci clohexan (84/491/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 12 iunie 1986 privind
valorile limit ă și obiectivele de calitate pentru evacu ările

305anumitor sunstan țe periculoase incluse în lista I din anexa la
Directiva 76/464/CE E (86/280/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 16 iunie 1988 de
modificare a anexei II la Dire ctiva 86/280/CEE privind valorile
limită și obiectivele de cali tate pentru evacu ările anumitor
substanțe periculoase incluse în list a I din anexa la Directiva
76/464/CEE (88/347/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 27 iulie 1990 de
modificare a anexei II la Dire ctiva 86/280/CEE privind valorile
limită și obiectivele de cal itate pentru evacu ările anumitpor
substanțe periculoase incluse în list a I din anexa la Directiva
76/464/CEE (90/415/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 21 mai 1991 privind
tratarea apelor urbane reziduale (91/271/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 12 decembrie 1991
privind protec ția apelor împotriva polu ării cu nitra ți proveni ți
din surse agrico le (91/676/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI din 28 iulie 1993 privind
modelele de prezentare a programelor na ționale prev ăzute în
art.17 din Directiva Consiliu lui 91/271/CEE (93/481/CEE);
– DIRECTIVA CONSILIULUI 98/83/CE din 3
noiembrie 1998 privind calitatea apei destinate consumului
uman; este considerat ă "apă destinat ă consumului uman"
întreaga cantitate de ap ă, fie în starea sa ini țială, fie dup ă
tratare, destinat ă băutului, gătitului, prepar ării de alimentae sau
oricărui alt scop casnic, indifere nt de originea acesteia și
indiferent dac ă este furnizat ă dintr-o re țea de distribu ție, dintr-
un camion-cistern ă sau dintr-un vapor-cistern ă, în sticle sau
recipiente, ca și întreaga cantitate de ap ă folosită în orice
întreprindere de produc ție alimentar ă pentru producerea,
prelucrarea, conservarea sau co mercializarea produselor sau a
substanțelor destinate consumului uman, cu excep ția cazurilor în
care autorit ățile naționale competente constat ă că salubritatea
produselor alimentare în forma lor finit ă nu poate fi afectat ă de
calitatea apei;

306Parametrii microbiol ogici sunt urm ătorii:

Parametri Parametru valoric
(număr/100 ml)
Escherichia coli (E.coli) 0
Enterococi 0

Apei oferite spre vânzare în sticle sau recipiente i se
impun urm ătorii parametrii microbiologici:

Parametri Parametru valoric
Escherichia coli (E.coli) 0/250ml
Enterococi 0/250ml
Pseudomonas aeruginosa 0/250ml
Număr de colonii 220C 100/ml
Număr de colonii 370C 20/ml
– DIRECTIVA PARLAMENTULUI EUROPEAN ȘI A
CONSILIULUI 2000/60/CE din 23 octombrie 2000 de stabilire
a unui cadru de politic ă comunitar ă în domeniul apei; sunt
specificate tipologiile și descriptorii pentru ecoregiuni și tipurile
de corpuri de ap ă de suprafa ță și subterane și elementele de
monitorizare a st ării ecologice și chimice a apelor în vederea
clasificării și prezent ării stărilor ecologice.

În România, pân ă în prezent, la Directivele emise de
Consiliul European priv ins calitatea apei, au fost elaborate
următoarele acte normative, ca transpuneri:
– la Directiva nr. 91/271/EEC privind epurarea apelor
uzate urbane , a fost emis ă Hotărârtea de Guve rn nr. 188/2002
privind aprobarea unor norme privind condi țiile de desc ărcare în
mediul acvatic a apelor uzat e (M.Of.186 din 20 martie 2002);
– la Directiva nr. 75/440/EEC privind calitatea cerut ă
apelor de suprafa ță destinate prelev ării de ap ă potabilă au
fost emise Ordinul MAPM nr. 377/2001 privind aprobarea
obiectivelor de referin ță pentru calitatea apelor de suprafa ță și

307Hotărârea Guvernului 100/ 2002 pentru aprobarea Normelor de
calitate pe care trebnuie s ă le îndeplineasc ă apele de suprafa ță
pentru potabilizare și a Normativului privind metodele de
măsurare și frecven ța de prelevare și analiză a probelor din
apele de suprafa ță destinate produceriii de ap ă potabil ă
(M.Of.130 din 19 februarie 2002);
– la Directiva nr. 91/676/ EEC privind protec ția apelor
împotriva polu ării cauzate de nitra ții din surse agricole au
fost emise Ordinul MAPM nr. 740/08.08.2001 pentru aprobarea
competen ței nominale a Comisiei pent ru aplicarea Planului de
acțiune pentru protec ția apelor împotriva polu ării cu nitra țI
proveniți din surse agricole, Ordinul comun al MAPM ;I MAAP
nr. 452/2001 ;I 105951/ 2001 pentru abrogarea regulamentului
de organizare ;I func ționare a Comisiei ;I a grupului de sprijin
pentru aplicarea acestui pl an M.Of.296 din 6 iunie 2001 și
Ordinul MAPM nr.918 din 8 oc tombrie 2002 pentru aprobarea
Codului bunelor practici agricole pentru uzul fermierilor;
– la Directiva nr.76/464/EEC pr ivind poluarea cauzat ă
de anumite substan țe periculoase deversat e în mediul acvatic
al Comunit ății (și cele 7 Directive "fiice" s-a emis Hot ărârea
Guvernului nr.118/2002 privi nd aprobarea Programului de
acțiune pentru reducerea polu ării mediului acvatic șia apelor
subterane, cauzat ă de evacuarea unor substan țe periculoase
(M.Of.132 din 20 februarie 2002);
– la Directiva nr.75/160/EEC priv ind calitatea apei de
îmbăiere s-a emis Hot ărârea Guvernului nr.459/2002 privind
aprobarea Normelor de calitate pe ntru apa din zonele naturale
amenajate pentru îmb ăiere (M.Of.din 27 mai 2002);
– la Directiva nr.78/659/Eec asupra calit ății apelor dulci
ce necesit ă protecție sau îmbun ătățire pentru a sus ține viața
peștilor s-a emis Hot ărârea de Guvern nr. 202/2002 pentru
aprobarea Normelor tehniuce pr ivind calitatea apelor de
srupafață care necesitî ă protecție și ameliorare în scopul
susținerii vie ții piscicole (M.Of. 196 din 22 martie 2002);
– la Directiva nr.79/ 923/Eec asupra calit ății necesare
apelor pentru molu ște au fost emise Hot ărârea de Guvern
nr.201/2002 pentru aprobar ea Normelort tehnice privind

308calitatea apelor pentru molu ște (M.Of. nr.196 din n22 martie
2002) și Ordonan ța de Urgen ță 202/2002 privind gospod ărirea
intergrată a zonei costiere (M.O f. 965 din 28 decembrie 2002);

– la Directiva nr. 98/83/EC privind calitatea apei
destinate consumului uman s-a emis Legea nr.458/2002
privind calitatea apei potabile (M.O f. 552/29.07.2002);
– la Directiva Cadru priv ind Apa nr. 2000/60/EEC au
fost emise Ordinul MAPM nr.913 din 15 octombrie 2001
privind aprobarea con ținutului cadrul al Planului de gospod ărire
a apelor pe bazin hidrografic și Ordinul MAPM nr. 1125 din
03.12.2002 pentru aprobarea Comitetului de Coordonare și
Monitorizare a Implement ării Directivei Cadru 2000/60/CEE și
a celorlalte directive din domen iul apei – ordin emis pentru
implementare;
– la Directiva nr. 80/68/EEC privind protec țiua apelor
subterane împotriva polu ării cauzate de anumite substan țe
periculoase s-a emis Ordimul Ministrului Apelor și Protecției
Mediului nr. 1049 din 13 noiem brie 2002 pentru aprobarea
planului de m ăsuri pentru eliminarea sa u reducerea riscului de
poluare a apelor subterane.

În anul 2004, Guver nul României emite HOTĂRÂREA
pentru aprobarea Normelor de supraveghere, inspec ție
sanitară și monitorizare a calit ății apei potabile și a
Procedurii de autorizare sanitar ă a produc ției și distribu ț
iei
apei potabile, publicat ă în Monitorul Oficial al României nr.
669 din 26 iulie 2004, cu urm ătoarele articol e componente:
CAPITOLUL I
Dispoziții generale
Art.1. – Prezentele norme se aplic ă:
a).sistemelor publice sau priv ate de aprovizionare cu ap ă
potabilă a popula ției;
b).instala țiilor de îmbuteliere a apei potabile;
c).instala țiilor de fabricare a ghe ții pentru consum uman din
apă potabilă;

309d).surselor de ap ă potabilă folosite în i ndustria alimentar ă;
e).fântânilor și instalațiilor individuale de ap ă potabilă de
folosință familială, publică sau comercial ă.
Art.2. – În în țelesul prezentelor norme, urm ătorii termeni
și expresii sunt definite astfel:
a).autoritatea teritorial ă de sănătate public ă este direc ția de
sănătate public ăorganizat ă la nivel jude țean și la nivelul
municipiului Bucure ști, conform legii;
b).autoritatea responsabil ă de administrarea apelor este
Administra ția Națională "Apele Române" organizat ă conform
prevederilor legii;
c).autorizarea sanitar ă reprezint ă procesul de analiz ă și
investiga ție sanitar ă a conform ării cu normele de igien ă și
sănătate public ă, ce condi ționează din punct de vedere tehnic și
juridic punerea în func țiune și desfășurarea activit ății în
obiective de interes public;
d).autorizația sanitar ă este documentul eliberat de
autoritatea teritorial ă de sănătate public ă, prin care se acord ă
autorizarea sanitar ă;
e).autorizația sanitar ă temporar ă este documentul eliberat
de autoritatea teritorial ă de sănătate public ă, prin care acord ă
autorizarea sanitar ă pe perioada unei derog ări;
f).apă subteran ă este apa care satureaz ă o zonă aflată
deasupra unui strat de sol impermeabil;
g).concentra ția sau valoarea admis ă pentru oricare dintre
parametri înseamn ă concentra ția maxim ă sau minim ă admisă
pentru acel parametru, prev ăzută în tabelele 1A, 1B, 2 și 3 din
anexa 1 la Legea nr.458/2002 priv ind calitatea apei potabile,
măsurată în unitatea de m ăsură specificat ă și interpretat ă, când
este cazul, conform notelor de la aceste tabele;
h).consumator înseamn ă o persoan ă care prime ște apă
potabilă furnizat ă conform prevederilor lega le în vigoare de la
un produc ător sau distribuitor de ap ă potabilă;
i).dezinfecție înseamn ă procedeul prin ca re sunt eliminate
sau inactivate microorgani smele patogene din ap ă, astfel încât
aceasta s ă corespund ă cerințelor Legii nr. 458/2002;

310i).inspecția sanitar ă reprezint ă o evaluare la fa ța locului a
condițiilor de protec ție sanitar ă, a condi țiilor de igien ă din
stațiile de tratare, rezervoare le de înmagazinare a apei și din
rețelele de distribu ție, utilizând fi șele de evaluare și inspecție
sanitară prevăzute ăn anexa la prezentele norme;
k).parametru reprezint ă un organism sau o substan ță
prevăzută în tabelele 1A, 1B și 2 din anexa nr.1 la Legea
nr.458/2002;
l).parametru indicator reprezint ă o caracteristic ă, un
element, un organism sau o substan ță prevăzută în tabelul 3 din
anexa nr.1 la Legea 458/2002, pe baza c ăreia se evalueaz ă
calitatea apei potabile în programele de monitorizare și în
vederea îndeplinirii obliga țiilor prev ăzute de m ăsurile de
remediere și restricții în utilizare;
m).punct de amestec reprezint ă locul în care apa tratat ă în
scopul potabiliz ării, provenind din dou ă sau mai multe surse,
este combinat ă în condi ții tehnic controlate;
n).supravegherea sanitar ă constă în aurizarea, onspec ția și
controlul de labor ator al calit ății apei potabile;
o).sursă unică de distribu ție reprezint ă un punct la ie șirea
din stația de tratare, sta ția de pompare, rezer vor sau un punct de
amestec;
p).rezervorul de înmagazinare este orice construc ție, alta
decât cea aflat ă în incinta sta ției de tratare, în care apa potabil ă
este stocat ă în scopul satisf acerii unei cerin țe de apă variabilă în
timp; în cazul în care pa este înmagazinat ă și stocată într-o
construcție care cuprinde mai mult de un singur compartiment și
fiecare compartiment are intrare și ieșire proprii, iar
comparzimentele nu sunt cone ctate hidraulic între ele,
construcția constituie rezervor de înm agazinare separat, iar în
cazul în care compsrti mentele sunt conectate hidraulic,
construcția constituie rezervor de înma gazinare individual.
CAPITOLUL II
Monitorizarea calit ății apei potabile
Art. 3. – Apa potabil ă trebuie s ă fie sanogen ă și curată,
îndeplinind urm ătoarele condi ții:

311a).să fie lipsit ă de microorganisme, parazi ți sau substan țe
care, prin num ăr ori concentra ție, pot constitui un pericol
potențial pentru s ănătatea uman ă;
b) să îndeplineasc ă cerințele minime prev ăzute în tabelele
1A, 1B și 2 din anexa nr.1 la Legea nr.458/2002;
c) să respecte prev ederile art.5-8 și 10 din Legea
nr.458/2002.
Art.4. – (1) Apa potabil ă este considerat ă sanogenă și
curată dacă în proba prelevat ă la ieșirea din rezervorul de
înmagazinare valorile pentru parametrii bacterii coliforme,
E.coli și streptococi fecali sunt cele prev ăzute în tabelele 1A și
3 din anexa nr.1 la Legea nr.458/2002.
(2) Apa potabil ă este considerat ă sanogenă și curată la
punctul de ie șire din rezervorul de înmagazinare, dac ă
rezultatele determin ărilor pentru bacter iile coliforme arat ă
absența acestora în 95% din probele prelevate, pe durata unui an
calendaristic. Art.5. – O zon ă
de aprovizionare reprezint ă o suprafa ță
geografic delimitat ă în care se distribuie ap ă potabilă într-un an
de către un serviciu public de ap ă, dintr-un singur rezervor sau
turn de ap ă ori dintr-o sta ție de pompare în care apa are aceea și
presiune și aceleași caracteristici cu ce le ale sistemului de
distribuție.
Art.6. – Servicii le publice de ap ă identific ă și delimiteaz ă
teritoriile în care calitat ea apei potabile nu se modific ă
semnificativ, pentru ca minotirzarea calit ății apeui prelevate
dintr-un punct al ac estui teritoriu s ă fie reprezentativ ă pentru
întreaga zon ă.
Art.7. – Servicii le publice de ap ă vor întocmi sau, dup ă
caz, vor revizui în ultimul trimes tru al anului în curs, pentru
anul urm ătoe, dosarul cu schema z onelor de aprovizionare din
teritoriul lor de distribu ție, conform urm ătoarelor cerin țe:
a) înregistrarea zonelor de aprovizionare se face ținându-se
seama de tipul de surs ă de distribu ție: ieșirea din sta ția de
tratare, sta ția de pompare, rezervor;
b) numărul de locuitori ai unei z one de asprovizionare se
estimeaz ă după rezidența permanent ă;

312c) se identific ă primele teritorii ap rovizionate din surse
unice; aceste terito rii se înregistreaz ă ca o singur ă zonă de
aprovizionare;
d) zona de aprovizionare în care apa potabil ă provine din
una sau mai multe surse de distribu ție este subdivizat ă în zone
de aprovizionare separate, dac ă există diferențe semnificative în
calitatea apei de teritoriu;
e) în teriroriile în care varia țiile de calitate sunt complexe
sau dacă apa distribuit ă provine prin tr ansfer dintr-un num ăr de
surse poten țiale, zona de aprovizi onare este delimitat ă prin
referire la grani țe conven ționale geografice sau la caracteristici
comune ale sistemului de distribu ție.
Art. 8. – (1) Verificarea calit ății apei potabile se face
conform programelor de monitorizare prev ăzute în tabelele 1+8
din anexa la prezentele norme.
(2) Locurile de prel evare a probelor de ap ă sunt stabilite
de autoritatea teritorial ă de sănătate public ă împreun ă cu
producătorul și/sau distribuitorul și sunt comunica te în scris
autorității adminsitara ției publice locale.
(3) Prin monitorizarea de control se verific ă periodiuc
calitatea organoleptic ă și microbiologic ă a apei potabile produse
și distribuite și eficien ța procedeelor de tratare, cu accent pe
tehnologia de dezinfec ție, în scopul determin ării dacă apa
potabilă este corespunz ătoare sau nu din punc t de vedere al
valorilor parame trilor releven ți prevăzuți în Legea nr.458/2002.
(4) Prin monitorizarea de audit se verific ă dacă apa
potabilă corespunde cerin țelor de calitate și specifica țiilor
pentru to ți parametrii prev ăzuți în Legea nr. 458/2002, inclusiv
pentru parametrii suplimentari impu și în autoriza ția sanitar ă.
Art.9. – (1) Produc ătorul de ap ă preleveaz ă și analizeaz ă
un număr de probe de ap ă din fiecare zon ă de aprovizionare, în
conformitate cu progr amul de prelevare și analiză prevăzut în
tabelele 1,3 5 și 7 din anexa la prezentele norme, sau, dac ă nu
are capacitate pr orpie de analiz ă, încheie un contract cu un
laborator înregistra t la Ministerul S ănătății.
(2) Produc ătorul de ap ă trebuie s ă asigure prelevarea și
analiza s ăptămânală a unei provbe de ap ă d e l a i e șirea din

313feicare rezervor de înmagazinare în func țiune, pentru a verifica
conformarea cu valorile parateri lor: bacterii coliforme totale,
E.coli, streptococi fecali, num ăr de colonii la 220C și la 370C,
turbiditate și dezinfectant ul rezidual.
(3) Autoritatea teritorial ă de sănătate public ă preleveaz ă
și analizeaz ă un num ăr de probe de ap ă din fiecare zon ă de
aprovizionare specificat ăp, conform programul ui de prelevare și
analiză prevăzut în tabelele 2,4 6 și 8 din anexa la prezentele
norme.
(4) În programul de monitori zare pentru fiecare parametru
se vor respecta specificatii le din tabelele 1A, 1B, 2 și 3 din
anexa nr.1 la Lega nr.458/2002.
Art.10. – (1) Auto ritatea teritorial ă de sănătate public ă
poate să efectueze monitoriz ări suplimentare și să preleveze un
număr suficient de pr obe dintr-o zon ă de aprovizionare pentru
orice parametru element, organism sau substan ță, alta decât
dezinfectantul rezidual, în scopul de a stabili dacv ă apa este
sanogenă și curată, în cazul în care exist ă informa ții că acel
element, organism sau substan ță, singură sau în combina ție,
conduce la furnizarea unei ap e care nu corespunde cerine țlor
legii sau condi țiilor prev ăzute în autoriza ția sanitar ă.
(2) Aceast ă monitorizare suplimentar ă nu poate determina
o creștere mai mare de 20% a costurilor de monitorizare de
control și/sau de audit.
Art.11. – Autoritatea teritorial ă de sănătate pulibc ă poate
decide efectuarea uznei monitoriz ări suplimentare dac ă există
dovezi care atest ă prezența în ap ă a unor substan țe sau
microorganisme care nu au fost stabilite ca parametri în
conformitate cu anexa n r.1 la Legea nr.458/2002 și care pot
constitui un pericol poten țial pentru s ănătatea uman ă.
Monitorizarea suplimentar ă se realizeaz ă individual pentru
fiecare substan ță sau microorganism în cauz ă.
Art.12. – Autoritatea teritorial ă de sănătate public ă poate
solicita unui serviciu public sau privat responsabil de
producerea și distribu ția apei potabile efec tuarea de analize
suplimentare.

314Art.13- (1) În fiecare an produc ătorul de ap ă asigură
prelevarea num ărului standard de probe prev ăzut în tabelel 1 și
3 din anexa la prezentele norme, pentru a analiza dezinfectantul
rezidual și fiecare parametru men ționat în respectivele tabele.
(2) Produc ătorul de ap ă poare reduce în anul urm ător, cu
acordul autorit ății teritoriale de s ănătate public ă, numărul de
probe de prelevate pent ru un parametru/mai mul ți parametri fa ță
de numărul standard prev ăzut în tabelele 1 și 3 din anexa la
prezentele norme, dac ă în punctul unde respectivul parametru
este monitorizat sunt î ndeplinite cumulativ condi țiile:
a) calitatea apei distribuite în respectiva zon ă de
aprovizionare nu este modificat ă;
b) rezultatele probelor prelevate nu au ar ătat nici o
variabilitate semnificativ ă timp de 2 an i consecutivi;
c) parametrul num ăr de colonii la 220C și la 370C nu a
prezentat nici o m odificare anormal ă;
d) parametrul pH nu a înregistrat niciodat ă o valoare mai
mică de 6,5 sau mai mare de 9,5;
e) rezultatele monitoriz ării corespund va lorilor prev ăzute de
Legea nr.458/2002.
(3) Num ărul de probe de prelevat în anul urm ător pentru
un parametru la ie șirea din sta ția de tratare poate fi redus fa ță de
numărul standard dac ă pe o perioad ă de 2 ani succesivi
rezultatele ob ținute din probele prelevate au ar ătat că:
a) parametrii ba cterii coliforme totale, E.coli sau strptococi
fecali nu au dep ășit valoarea maxim ă admisă;
b) parametrii bact erii Clostridium perfringens/bacterii
sulfito-reduc ătoare, conductivitate sau tu rbiditate au îndeplinit
specifica țiile prevăzute în Legea nr.458/2002;
c) parametrul num ăr de colonii la 22 C și la 37 C nu a
înregistrat o cre ștere semnificativ ă.
(4) Prevederile al i.(3) sunt apli cabile în cazul
monitoriz ării parametrilor bact erii coliforme, E.coli și
streptococi decali, dac ă:
a) nu exist ă nici un risc ca în apa produs ă valoarea acestora
să depășească valoarea prev ăzută de lege;

315 b) tehnologia de tratare este proiectat ă astfel încât s ă nu
permită ca, în caz de deficien țe sau de nefunc ționare a
procesului de dezinfec ție, apa nedezinfectat ă să intre în sistemul
de distribu ție.
(5) În cazul în care un anum it procedu de tratare este
utilizat numai pe o perioad ă a anului, num ărul minim de probe
care trebuie prelevat de la ie șirea din sta ția de tratare va fi
calculat propor țional cu num ăruil de zile din anul respectiv în
care procedeul a fost aplicat și cu num ărul standard.

Art.14. – Prelevarea, cons ervarea, transportul, p ăstrarea si
identificarea probelor de ap ă potabil ă se face conform
reglement ărilor legale in vigoare.
Art.15. – (1) Monitorizarea calit ății apei potabile conform
prevederilor legii și ale prezentei hot ăr`ri se realizeaz ă numai de
către laboratoare înregistrate în acest scop la Ministerul S ănătății.
(2) Înregistrarea se face pe baza unei cereri în care se vor
preciza: organizarea laborat orului conform reglement ărilor
legale în vigoare, folosi rea metodelor de analiz ă prevăzute în
anexa nr.2 la Legea nr.458/2002 sau a altor meto de de analiz ă
prin care se ob țin rezultate echivalente, precum și, dacă este
cazul, existen ța conect ării la re țeaua electronic ă pentru
transmiterea rezultatelor.
(3) Ministerul S ănătății comunic ă laboratorului, în termen
de 90 de zile de la în registrarea cererii, în baza unui referat de
evaluare elaborat de c ătre persoane calificat e din institutele de
sănătate public ă București, Cluj-Napoca, Ia și și Timișoara, dac ă
a fost admis pe lista de înregi strare a laboratoarelor care pot
efectua monitorizarea apei potab ile conform prevederilor Legii
nr.458/2002.
(4) Ministerul S ănătății specific ă în comunicarea scris ă
analizele și metodele de analiz ă pentru care laboratorul este
autorizat pentru monito rizarea apei potabile și numărul de cod
al acestuia.
(5) Ministerul S ănătății public ă anual, în al treilea
trimestru, pe site-ul propriu și în Monitorul Ofic ial al României,
Partea I, prin ordin al ministrului s ănătății, lista laboratoarelor

316înregistrate pentru prelevarea și analizarea probelor de ap ă
potabilă, în vederea realiz ării programului de monitorizare.
(6) Daca intr-o proba au fost gasite concentr atii sau valori
ce depasesc concentrat iile sau valorile ad mise, pentru a se
stabili limitele acceptabi le de deviatie si dete ctie vor fi folosite
urmatoarele metode:
a) metoda de analiza prevazut a in coloana 3 din tabelele
1, 2 si 3 din anexa nr.1 la Legea nr. 458/2002, pentru
determinarea conformarii la pa rametrii pentru care este
specificata metoda de analiza in anexa nr.2 la Legea nr.
458/2002;
b) metoda de analiza folo sita pentru determinarea
conformarii celorlalti parametri prevazuti de lege, care trebuie
sa corespunda cerintelor prevazute in anexa nr.3 la Legea nr.
458/2002.
(7) Laboratorul poate solic ita in scris aprobarea
Ministerului Sanatat ii pentru utilizarea unei alte metode de
analiza a apei decat a celei specificat e in coloana 3 din tabelele
1, 2 si 3 din anexa nr.1 la Le gea nr. 458/2002 avand obligatia sa
prezinte:
a) descrierea metodei de analiza; b) rezultatele testelor ef ectuate pentru a demonstra
echivalenta ei cu acuratetea, pr ecizia si limita de detectie
prevazute in tabelul din anex a nr. 3 la Legea nr 458/2002.
(8) Ministerul Sanatatii autori zeaza in scris, in termen de
90 de zile de la inre gistrarea cererii, folosi rea metodei solicitate,
in baza unui referat de evaluare elaborat de catre persoane
calificate, numai daca aceasta este validata, precizand totodata
conditiile care tre buie indeplinite.
(9) Ministerul Sanatatii revoca autorizatia, prin instiintare
scrisa catre producatorul de apa sau catre laboratorul care a fost
autorizat, in situatia in care cerintele pentru care s-a acordat nu
mai sunt implinite.
Art. 16. – (1) Laboratoarele inregistrate de Ministerul
Sanatatii pentru a efectua prelev area si analiza probelor de apa
potabila trebuie sa transmita rezult atele autoritatii teritoriale de
sanatate publica si pr oducatorului de apa.

317(2) Transferul de date intr e laboratoare si autoritatea
teritoriala de sanatate publica se va putea face si in format
electronic.
(3) Autoritatea teritoriala de sanatate publica transmite ar
primariilor rezultatele monitori zarii si pune la dispozitia
persoanelor interesate aceste rezultate, conform prevederilor
Legii nr. 458/2002.
Art. 17. – (1) Producatorul/ Di stribuitorul de apa suporta
costurile de prelevare si anal iza a probelor de apa potabila
pentru monitorizarea de cont rol si de audit, conform ifelor si
modalitatilor de plat a stabilite prin ordin al Ministerului
Sanatatii.
(2) Costurile de prelevare si analiza pentru analizele
suplimentare efectuate in cazul neconformarii cu cerintele de
calitate, generate de reteaua interioara, sunt suportate de catre
proprietarul rete lei respective.
Art. 18. – (1) Producatorul de apa trebuie sa pastreze
registrele de analize astfel incat sa se poata stabili ca la fiecare
dintre probele prelevate au fost indeplinite conditiile necesare
de prelevare, manipulare, trans port, conservare si analiza a
probelor de apa potabila.
(2) Registrele de analiza se pastreaza pe o perioada de ?
ani.
Capitolul III
Prelevarea si analiza probelor de apa
Art. 19. – Pentru respecta rea prevederilor Legii nr.
458/2002, probele de apa trebui e prelevate din puncte uniform
distribuite in spa tiu si in timp, pe perioada unui an.
Art. 20. – (1) Calitatea apei potabile se ve rifica in punctele
de prelevare si in or ice alt punct autorizat.
(2) Punctele de prel evare trebuie sa fie localizate in val de
toate procedeele de tr atare, inclusiv de p unctele de amestec si
din rezervoare, astfel incat sa asigure o proba reprezentativa
pentru calitatea apei in reteaua de distributie.
(3) Iesirea di n statia de trat are trebuie prevazuta cu robinete
metalice, proiectate si realizate astfel inca t sa asigure cerintele
de igiena pentru prelevare, ca re nu prezinta completari sau

318insertii si care sunt facute din mate riale avizate sa nitar pentru a
fi folosite in contac t cu apa potabila. Apa poate fi transportata
catre robinetul de prelevare print r-o teava simpla, cat mai scurta
posibil, fabricata dintr-un materi al adecvat si avizat sanitar
pentru folosinta in c ontact cu apa potabila.
(4) In situat ia in care iesirea din st atia de tratare nu este
reprezentativa pentru tot fluxul de tratare, se va alege si alt
punct pentru prelevarea de probe ca re sa fie repre zentativ pentru
calitatea apei produse.
(5) In situat ia in care un serviciu publ ic de apa primeste apa
tratata de la un alt serviciu, aceasta nu trebuie inclusa in
programul de monitorizar e a calitatii ap ei la iesirea din statia de
tratare. Calitate a unei astfel de ape va fi monitorizata la punctul
operational de transfer. (6) Laboratorul care efectueaza analiza probelor de apa
potabila trebuie sa aiba un sistem de asigurare a calitatii care va
fi supus periodic controlului une i persoane calificate in acest
sens, autorizata de catre Ministerul Sanatatii.
(7) Pentru realizarea programului de monitorizare si a
monitorizarii suplimentare, prelev area probelor de apa se face
de catre asistentii de igiena sa u de personalul de laborator din
cadrul autoritatii teritoriale de sanatate p ublica sau din
laboratoarele inregistra te la Ministerul Sana tatii pentru a efectua
prelevarea si analiza probelor de apa potabila.
Art. 21. – (1) Cu excep tia apei distribu ite din cisterna,
punctele de prelevare pentru an aliza fiecarui pa rametru, altul
decat parametrul pentru care punctul este autorizat, vor fi
selectate si comunicate in scris producatorului de apa.
(2) Autoritatea teri toriala de sanata te publica poate
autoriza, pa baza une i solicitari a produc atorului de apa,
determinarea oricarui alt parametr u decat a celor mentionati in
tabelul 3 din anexa nr.1 la Legea nr. 458/2002, din orice alt
punct decat cele stab ilite in programele de monitorizare.
Art. 22. – (1) In cazul in care distributia apei se face din
cisterna, probele de apa vor fi prelevate la aprovizionarea
cisternei.

319 (2) In cazul in care in sistemul de aprovizionare cu apa sunt
intermitente in distri butie sau intreruperi o cazionale ale apei la
consumator, probele de apa vor fi prelevate cu o frecventa mai
mare decat o prevede programul de monitorizare, respectiv la
interval de 48 de ore cat timp dist ributia este intermitenta si la
interval de 48 de ore dupa reluarea distributiei.
(3) In probele de ap a prelevate in conformitate cu
prevederile alin. (1) si (2) se va analiza cu prioritate
conformarea la para mtertii E.coli, pH și conductivitate, urmând
ca apoi s ă fie analiza ți toți parametrii indicatori.
(4) Un sistem de aprovizionare cu ap ă provenit din surse
de suprafa ță și subterane va fi cvonsid erat un sistem numai cu
susrsă de suprafa ță, pentru amplif icarea specifica țiilor
referitoare la parametrii Al, Clostridium perf ringens/bacterii
sulfito-reduc ătoare, Fe și Mn.
CAPITOLUL IV
Paramterii indicatori de radioactivitate
Art.23. (1) Atât pent ru sursele noi de ap ă potabilă, cât și
pentru cele aflate deja cele aflate deja în cadrul programelor de
monitorizare, frecven ța de prelevare este de o prob ă
trimestrial ă.
(2) În cazul, surselor aflate pe canalul Dun ăre-Marea
Neagră, unde se face determin area de Tritiu, frecven ța de
prelevare ste lunar ă.
Art.24. (1) Monitorizarea para metrilor de radioactivitate
se efectueaz ă conform urm ătoarei proceduri:
a. se determin ă mai întâi con ținutul radioactiv prin
măsurarea activit ății α și β globale a probei conform metodei
validate.
b. Dacă valoarea ob ținută pentru activitatea β globală
este mai mare decât valoarea prev ăzută în tabelul 3 din anexa
nr.1 la Legega nr. 458/2002, din activitatea β globală se scade
contribuția K – 40, conf orm metodei prev ăzute în aliniatul (2),
litera a;
c. Dacă valorile activit ății α globală și β globală
(minus K – 40) sunt mai aride cât valorile prev ătute în tabelul 3
din anexa nr1 la Legea n r. 458/2002, se eidentifici ă

320radionuclizii naturali și artificiali prezen ți, începând cu
determinarea radionucliz ilor naturali Ra-226 ( α emițători) și Ra-
228 (β emițători) și continuând cu cei artificiali Cs-137 ( β , γ
emițător) și Sr-90 (β emițător);
d. Se determin ă conținutul radioactiv specific conform
metodei de analiz ă prevăzută la aliniatul (2), lit.b;
e. În funcâie de con ținutul radioactiv specific ob ținut,
se calculeaz ă conform metodei de calcul prev ăzute la alin.(2)
lit.c) ecpunerea intern ă rezultată și se compar ă cu doza efectiv ă
totală de referin ță prevăzută „n tabelul 3 din anexa nr.1 la Legea
nr.458/2002; interpretarea se f ace în baza criteriilor men ționate
la art.25;
f. Tritiul este identificat și determinat separat
conform metodelor valid ate, iar valoarea ob ținută se compar ă cu
valoarea prev ăzută în tabelul 3 din anexa nr.1 la Legea
nr.458/2002 și se interpreteaz ă în baza criteriilor prev ăzute la
art.25.
(2) Determinarea parametrilor de radioactivitate se va
face ținându-se seama de urm ătoarele recomand ări:
a. pentru determinarea K-40, întrucât raportul între K-40
și potasiu stabil este fix, se recomand ă o metod ă de analiz ă
chimică a potasiului stabil, cu m sunt flamfotometria,
spectrofotometria cu absorb ție atoimic ă sau analiza specific ă de
ioni, având o sens ibilitate de m ăsurare de 1 mg K/l; activitatea
K-40 se calculeaz ă folosindu-se factorul de conversie 27,6 Bq/g
de potasiu stabil;
b. pentru determinarea con ținutului specific se recomand ă
pentru radionuclizii gama emi țători metodele directe, gama
spectrometrice, de preferat folo sindu-se analizoare multicanal și
detectoare de germaqni u hiperpur (cu eificn ță de detec ție mare),
aplicându-se metode de lucr u validate, iar pentru emi țătorii alfa
și beta, se aplic ă metode radiochimice de analiz ă validate;
c. în funție de con ținutul radioactiv specific (A) m ăsuerat,
exprimat în Bq/l, doza efectiv ă totală (D et) se calculeaz ă după
formula:
Det(mSv/an) = A(Bq/l) x consumul anual (l/an) x f c, unde
pentru activitatea (A) se ia în calcul media anual ă a celor 4

321probe recoltate în ultimul an calendaristic; pe ntru un adult,
consumul mediu zilnic de ap ă potabilă este de 2 l, ceea ce
înseamnă un consum anual de 730 l; f c este factorul de conversie
al activit ății în doz ă (mSv/Bq – încorporat ), iar valkorile se
obțin înmul țind cu 1.000 valorile pent ru adult (ultima coloan ă)
din tabelul 4-A al Normelor fundamentale de securitate
radiologic ă, publicate în Monitorul Ofic ial al României, Partea
I, nr.404 bis din 29 august 2000. Dac ă sunt mai mul țiu
radionuclizi, dozele individuale rezult ate se însumeaz ă.
(3) Rezultatele an alitice ale fiec ărei probe de ap ă
prelevate trebuie s ăî conțină cel puțin următoarele informa ții:
a. coordonatele exacte al e locului de recoltare;
b. data recolt ării (oră, zi, lună, an);
c. metoda analitic ă folosită;
d. radionuclizii identifica ți și concentra ția activit ății per
radionuclid (Bq/l);
e. estimarea incertitudini i totale asupra valorii
determinate (eroarea total ă).
(4) Monitorizarea parametrilor de radioactivitate nu este
necesară în cazurile în care:
a. determin ările succesive efectuat e în anii anteriori au
arătat valori cu mult sub valorile prev ăzute în tabelul 3 din
anexa nr.1 la Legea nr.458/2002;
b. nu exist ă nici un motiv pentru prezen ța potențială a
unor radionuclizi naturali sau artificiali în concentra ții mari,
neobișnuite, care ar putea contam ina radioactiv apa potabil ă.
(5) Stabilirea sistemelor publ ice de aprovizionare cu ap ă
pentru care se face monitorizarea parametril or de radioactivitate
se efectueaz ă de către autoritatea teritorial ă de sănătate public ă
în colaborare cu au toritatea teritorial ă de protec ție a mediului.
Art.25. Criteriile pentru interpretarea datelor și modul de
acțiune sunt prezentate în tabelul 9 din anexa la prezentele
norme.

322CAPITOLUL V
Măsurile de remediere
Art. 26. – (1) În sotua ția în care calitatea apei nu
corespunde cerine țlor prev ăzute în anexa nr.1 la Legea
nr.458/2002, în punctele de pr elevare stabilite conform legii
menționate, produc ătorul de ap ă are obliga ția să respecte
procedura men țională în prezentul articol.
(2) Produc ătorul de ap ă trebuie s ă informeze autoritatea
teritorial ă de sănătate public ă și primăria.
(3) Produc ătorul de ap ă trebuie s ă ia măsurile necesare
pentru identificarea cauzelor, dup ă cum urmeaz ă:
a. să identifice to ți parametrii de ca litate care nu se
conformeaz ă cu prevederil e Legii nr. 458/2002 și
b. să stabileasc ă cauzele neconformit ății pentru fiecare
parametru.
(4) Dacă funcționarea a fost temporar autorizat ă sanitar,
producătorul de ap ă are obliga ția să aplice prevederile alin.(2)
pentru nerespectarea condi țiilor prev ăzute la auotizare.
(5) Produc ătorul de ap ă transmite de îndat ă autorităților
menționate la alin.(2) constat ăprile și concluziile anchetei
egfectuate pentru determ inarea cauzei/cauzelor, men ționând
următoarele:
a. posibilitatea de repetare a neconform ării la fiecare
dintre parametrii identifica ți a fi neconformi;
b. acțiunile întreprinse în cazu l în care neconformarea a
fost cauzat ă de sistemul de distribu ție interioar ă sau de modul
de întreținere a acestuia, in clusiv faptul c ă au fost informa ți
consumatorii afecta ți.
(6) În situa ția în care produc ătorul de ap ă a identificat o
neconformare produs ă din cauza sistem ului de distribu ție
interioară sau a modului de între ținere a acestuia, trebuie s ă
informeze consumatorii de spre natura deficien țelor și măsurile
care trebuie întreprinse de c ătre consumatorii în cauz ă.
(7) În situa ția în care se înregistreaz ă o neconformitate ca
aceea prev ăzută la alin.(6) pentru plumb sau cupru, produc ătorul
ia maăsuri de modificare sau de înlocuire a țevilor din sistemul

323de distribu ție exterioar ă, indiferent dac ă plumbul sau cuprul
provenit din acestea c ontribuie la deficien țele înregistrate.
(8) În situa ția în care calitat ea apei nu corespunde
cerinețelor prev ăzute în anexa nr.1 la Legea nr.458/2002, din
cauza deterior ării temporare a calit ății sursei de ap ă, autoritatea
teritorial ă de sănătate public ă, autoritate a responsabil ă de
administrarea apelor și autoritatea administra șiei publice locale
stabilesc m ăsurile în scopul asigur ării calității apei la surs ă.
CAPITOLUL VI
Derogarea
Art.27. – Ministerul S ănătății poate aproba, la solicitarea
utorității teritoriale de s ănătate public ă, derogări pe o perioad ă
determinat ă de la valorile parametrilor stabili ți în conformitate
cu art.5 alin.(2) sau cu tabelu l 2 din anexa nr.1 la Legea
nr.458/2002, pân ă la o valoare ce va fi stabilit ă și aprobat ă de
acesta, luându-se în cons iderare riscul pentru s ănătate și
alternativele de ap rovizionare cu ap ă potabilă a popula ției din
zona respectiv ă.
Art.28 – În cazul în care un produc ător furnizeaz ă o apă a
cărei calitate nu este conform ă, pentru unul sau mai mul ți
parametri, cu valorile prev ăzute la art.5 alin.(2) sau în tabelul 2
din anexa nr.1 la Legea nr.458/2002 și nu exist ă alte mijloace
pentru men ținerea distribu ției apei potabile în zona respectiv ă,
producătorii de ap ă potabilă depun la utorit atea teritorial ă de
sănătate public ă o cerere de deroga re. În urma evalu ării
solicitării se elibereaz ă o autoriza ție sanitar ă de funcționare cu
derogare sau se resp inge solicitarea.
Art.29. – Produc ătorii/Distribu itorii de ap ă potabil ă
solicită autorității teritoriale de s ănătate public ă o derogare, în
baza unei cereri și a unui dosar, în dublu exemplar, cu urm ătorul
conținut:
a. datele de identificare a produc ătorului și/sau a
distribuitorului;
b. zona de aprovi zionare în cauz ă;
c. parametrul sau parametrii pentru a c ăror valoare se
solicită derogarea;
d. perioada pentru ca re este solicitat ă derogarea;

324e. motivele pentru care se solicit ă derogarea, cu
precizarea cauzelor care au condus la nerespectarea valorilor
prevăzute;
f. descrierea sistemului de tratare și distribu ție,
cantitatea de ap ă distribuit ă zilnic;
g. numărul de consumatori afecta ți și lista unit ăților
de industrie alimentar ă și a obiectivelor în care apa este
furnizată direct publicul ui, precum unit ăți de învîțământ, unit ăți
de asisten ță medicală, instituții socioculturale și cantice;
h. rezultatele monitoriz ării din anul precedent Ș
i. planul de m ăsuri necesare pentru remediere,
cuprinzând calendarul lucr ărilor, estimare a costurilor și
indicatorii de evaluare a eficien ței măsurilor aplicate;
j. programul de monitorizare prev ăzut pentru perioada de
derogare.
Art. 30. – Autori tatea teritorial ă de sănătate public ă la
care a fost depus ă cererea de derogare solicit ă institului de
sănătate public ă în a cărui rază teritorial ă se află stabilirea
condițiilor de derogare. În acest scop transmite un exemplar al
dosarului prezentat de c ătre produc ător, însoțit de un referat de
evaluare ce trebuie s ă conțină următoarele elemente:
a. concluziile inspec ției sanitare, conform fi șei de
evaluare a sta ției de tratare și a sistemului de distribu ție, cu
identificarea și evaluarea punctelor de risc;
b. concluziile privind r ezultatele monitoriz ării
efectuate în ultimele 12 luni de c ătre produc ător și de către
autoritatea teritorial ă de sănătate public ă.
Art.31.- (1) Institutul de s ănătate public ă elaboreaz ă un
referat tehnic pentru der ogare, prin care recomand ă acordarea
derogării cu stabilirea condi țiilor.
(2) Institutul de s ănătate public ă transmite referatul tehnic
pentru derogare c ătre Ministerul S ănătății, în termen de 30 de
zile.
(3) Dacă institutul de s ănătate public ă, în urma evalu ării
documenta ției depuse, consider ă că nu se poate recomanda
derogarea, solicit ă date suplimentare de la autoritatea teritorial ă
de sănătate public ă, respectiv de la conduc ător/distribuitor.

325(4) Dac ă și în urma analizei datelor suplimentare
solicitate nu sunt îndeplinite codi țiile pentru recomandarea
derogării, nstitutl de s ănătate public ă informaz ă Ministerul
Sănătății în acest sens.
(5) Institutul de s ănătate public ă colaboreaz ă cu
Administra ția Națională "Apele Române" la stabilirea valorii
concentra ției maxime admise a para metrilor pentru care se
solicită derogare, în situa ția în care este deteriorat ă calitatea
sursei.
Art.32. Referatul tehnic pent ru derogare elaborat de
institutul de s ănătate public ă trebuie s ă conțină următoarele:
a. date de identi ficare a produc ătorului/distribuitorului;
b. zona de aprovizionare în cauz ă;
c. Descrierea sumar ă a sistemului de tratare și distribu ție;
d. Parametrul sau parametrii și valorile maxime permise
în derogare;
e. Perioada pentru fiecare pa rametru pentru care se
poate acorda derogarea;
f. Motivele derog ării, cu precizarea cauzelor care au
condus la nerespectarea valorilor prev ăzute și a impactului
asupra sănătății;
g. Cantitatea de ap ă distribuit ă zilnic și numărul de
consumatori afecta ți;
h. Informații privind num ărul de unit ăți de industrie
alimentar ă afectate, precum și de unit ăți în care apa este
furnizată direct publicului:
i. Un rezumat al planului m ăsurilor de remediere
necesare;
j. Programul de monitorizare prev ăzut pentru perioada
de derogare;
k. Măsurile propuse pentru a fi aplicate de c ătre
consumatorii afecta ți;
l. Măsuri recomandate grupelor d popula ție
vulnerabile pentru ca re derogarea implic ă iun risc special;
m. Comunicatul pentru informarea popula ției asupra
derogării.

326Art.33. – Ministerul S ănătății comunic ă autorit ății
teritoriale de s ănătate public ă rezoluția asupra solicit ării de
derogare împreun ă cu o copie a referatu lui tehnic elaborat de
institutul de s ănătate public ă, în termen de 15 zile de la
înregistrarea referatului.
Art.34. – (1) Autoritatea teritorial ă de sănătate public ă, pe
baza aprob ării Ministerului S ănătății, elibereaz ă în termen de 15
zile de la primirea rezolu ției autoriza ția sanitar ă temporar ă.
(2) Formularul autoriza ției sanitare temporare va con ține
următoarele elemente:
a. date de identificare a produc ătorului/distribuitorului;
b.zona de aprovi zionare în cauz ă;
c.parametrul sau parametrii și valorile maxime permise,
precum și perioada pentru fiecare pa rametru, pentru care s-a
acordat derogarea;
d.numărul din registrul uni c pentru autoriza ții sanitare;
e.numărul, data și emitentul referatului tehnic de
derogare;
f.numărul și data aprob ării de derogare eliberate de
Ministerul S ănătății;
g.semnătura directorului direc ției de sănătate public ă și
ștampila unit ății.
(3) Anexa autoriza ției sanitare te mporare va con ține
următoarele:
a. descrierea sistemului de tratare și distribu ție și
cantitatea de ap ă distribuit ă zilnic;
b. numărul de consumatori afecta ți;
c. lista unit ăților de industrie alimentar ă afectate, precum
și a unităților în care apa este furnizat ă direct publicului;
d. programul de monitorizare prev ăzut pentru perioada de
derogare;
e. planul m ăsurilor de remediere necesare;
f. măsurile care trebuie luate de unit ățile afectate de
industrie alimentar ă, precum și unitățile în care apa este
furnizată direct publicului;
g. comunicatul pentru infomarea popula ției asupra
derogării;

327h. recomand ările ce trebuie acorda te grupelor de popula ție
vulnerabile pentru ca re derogarea implic ă un risc special.
Art.35. – (1) Produc ătorii de ap ă, pentru a ob ține a doua
derogare, trebuie s ă depună la autorita tea teritorial ă de sănătate
publică, cu cel pu țin 3 luni înainte de finalizarea primei
perioade de der ogare, o cerere și un dosar care s ă conțină
documentele prev ăzute la art.29, precum și argumentarea
detaliată a cauzelor care au condus la nerespectarea condi țiilor
prevăzute de derogarea anterioar ă.
(2) Procedura de aprobare a derog ării, respectiv de
acordare a autoriza ției sanitare de func ționare cu de rogare, este
similară celei pentru ob ținerea primei derog ări.
Art.36.- (1) În cazuri excep ționale, prpoduc ătorul de ap ă
poate solicita o a treia derogare prin depunerea la utoritatea
teritorial ă de sănătate public ă, cu cel pu țin 3 luni înainte de
finalizarea perioadei celei de-a doua derog ări, a unei cereri
însoțite de un dosar care s ă conțină documentele prev ăzute la
art.29, precum și argumentarea detaliat ă a cauzelor care au
condus la nerespectarea condi țiilor prev ăzute de derog ările
anterioare.
(2) Procedura de aprobare a derog ării și de acordare a
autorizației sanitare de func ționare cu derogare este similar ă
celei pentru ob ținerea celei de-a doua derog ări.
Art.37. – Dup ă primirea aprob ării de derogare,
producătorii de ap ă trebuie s ă elaboraeze semstrial un bilan ț
privind situa ția lucrărilor angajate și rezultatele pr ogramului de
monitorizare, pe are îl transmit autorit ății teritoriale de s ănătate
publică și primăriei.
Art.38. – Produc ătorul de ap ă publică într-un cotidian
local condi țiile de autorizare sanitar ă temporar ă în termen de 15
zile după obținerea autoriza ției.

328CAPITOLUL VII
Modificarea calit ății apei potabile în re țeaua de
distribuție
Art.39. – (1) Materialele u tilizate în si stemele de
producere sau de distribu ție aflate în cont act cu apoa potabil ă nu
trebuie s ă fie susceptibile de a afecta calitatea apei.
(2) Orice produs utiliz at la tratarea sau la prepararea apei
potabile nu trebuie s ă se regăsească în apă în concentra ții
superioare celor stabil ite în tabelele 1A, 2 și 3 din anexa nr.1 la
Legea nr.458/2002 și nici să inducă direct sau indirect un risc
pentru sănătatea public ă.
(3) Folosirea și introducerea de substan țe, produse și
materiale în cont act cu apa potabil ă trebuie avizate sanitar
conform Ordinului ministruluiu s ănătății și familiei nr.
117/2002 privind aprobarea Pro cedurilor de reglementare
sanitară pentru proiectele de amplasare, construc ție, amenajare
și reglementare sanitar ă a funs ționării obiectivelor și a
activităților desf ășurate în acestea, altele decât cele supuse
înregistrării în registrul comer țului, și a Procedurilor de
reglementare sanitar ă a punerii pe pia ță a substan țelor și
categoriilor de produse noi sa u importate pentru prima dat ă și
destinate utiliz ării ori consumului uman , publicat în Monitorul
Oficial al României, Partea I, nr.181 din 18 martie 2002.
Art.40. – (1) Sistemele de distribu ție a apei potabile
trebuie proiectate, realizate și întreținute astfel încât sî
împiedice introducerea sau acu mularea de microorganisme,
paraziți ori substan țe ce constituie un risc poten țial pentru
sănătatea public ă sau sunt susceptibile de a produce degradarea
apei potabile distribu ite, astfel încât s ă nu mai fie
corespunz ătoare cerine țelor prev ăzute de Legea nr.458/2002.
(2) Sistemele de distribu ție în condi ții normale de
întreținere trebuie s ă asigure circula ția apei în toate punstele.
Acestea trebuie s ă poată di cur ățate, spălate, golite și
dezinfectate.
(3) Componentele re țelelor de distribu ție trebuie golite,
curățate, spălate și dezinfectate când sunt instalate sau înainte
de a fi utilizate dup ă o remediere.

329(4) Produc ătorul/Distribuitorul de ap ă trebuie s ă
controleze eficien ța operațiilor de golire, cur ățare, spălare și
dezinfecție și calitatea apei dup ă instalare și după irone fel de
intervenție în re țea susceptibil ă de a degrada calitatea apei
potabile distribuite. Produc ătorul/Distribuito rul trebuie s ă aibă
evidența acestui control.
(5) Rezervoarele cu care sunt dotate sistemele de
distribuție trebuie cur ățate, spălate și dezinfectate odat ă pe an.
Producătorul/Distribuitorul de ap ă trebuie s ă aibă evidența
acestor opera ții.
(6) În situa ția în care condi țiile de exploatare calitatea
apei potabile nu prezint ă nici un semn de degradare, opera țiile
de golire, cur ățare, spălare și dezinfec ție pot fi f ăcute cu o
frecevnță mai mic ă, cu aprobarea autorit ății teritoriale de
sănătate public ă și cu informarea prim ăriei.
(7) Produc ătorul/Distribuitorul de ap ă trebuie s ă anunțe
autoritatea teritorial ă de sănătate public ă și primăria asupra
operațiiloe de dezinfec ție ce se vor realiz a în timpul exploat ării
sistemului de distribu ție.
(8) Partea din re țeaua de distribu ție destinat ă altei
folosințe decât consumul uman trebuie marcat ă. Orice parte din
rețea accesibil ă publicului și furnizând o ap ă cu altă destinație
decât consumul uman trebuie semnalat ă acestuia cu avertizarea
pericolului de folosire.
(9) Produsele întrebuine țate la cur ățarea și dezinfec ția
sistemelor de distribu ție a apei potabile, inclusiv condi țiile și
modul lor de utilizare și porocedeele fizice de cur ățare și
dezinfecție, trebuie avizate sani tar conform Ordinului
ministrului s ănătății și familiei nr.117/2002.
(10) Evaluarea apei utilizate la sp ălarea și dezinfec ția
sistemelor de distribu ție sau la tratarea apei nu trebuie s ă
constituie un risc pentru s ănătatea public ă sau pentru mediu ori
să constituie o surs ă de insalubritate.
Art.41. – (1) Re țelele de distribu ție interioar ă nu trenuie
să terturbe func ționarea re țelei la care sunt racordate sau s ă
producă o contaminare a apei distribuite în re țelele particulare

330de distribu ție atunci când în timpul utiliz ării prezint ă fenomene
de refulare.
(2) Aceste re țele nu pot racordate la o surs ă de apă care
nu este autorizat ă sanitar.
Art.42. – Re țelele de distribu ție interioar ă pot fi prev ăzute
cu un sistem de tratare a apei complementar în urm ătoarele
cazuri:
a. În cazul instala țiilor colective; în acest caz
sistemul de tratare a ap ei complementar este
instalat numai pentru o parte din ap ă distribuit ă,
astfel încât cons umatorul final s ă poată dispune
de apă rece netratat ă complementar;
b. Dacă produsele și procedeele de tratare
complementar ă au aviz sanitar conform
prevederilor legale în vigoare;
c. Dacă produsele și procedeele de tratare
complmentar ă sunt înso țite de instruc țiunile de
folosire și onformare a consum atorului, conform
prevederilor legale în vigoare;
d. Dacă după tratarea complementar ă apa nu devine
agresivă sau corosiv ă.
Art.43. – În sist emul de distribu ție a apei potabile nu se
folosesc țevi sau alte material e care au în compozi ție plumb.
Art.44. – Autoritatea teritorial ă de sănătate public ă va
solicita produc ătorilor efectuarea unui studiu cu privire la
potențialul de dizolvare a plumbului în ap ă la punctul de
distribuție, pentru instala țiile în care mai exist ă conduxte
fabricate din plumb.
Art.45. – Produc ătorii de ap ă sunt obliga ți să asigure în
permanen ță supravegherea calit ății apei potabile distribuite prin:
a. inspecția periodic ă a instala țiilor;
b. programul de teste și analize efectuate în punctele
determinate în func ție de riscuril e identificate;
c. verificarea eficien ței procedeelor de dezinfec ție și
controlul produ șilor secundari de dezinfec ție;
Art.46. – (1) Produc ătorii de ap ă trebuie s ă pună la
dispoziție autorit ății teritoriale de s ănătate public ă rezultatele

331supravegherii calit ății apei potabile și orice informa ție cu
privire la ca litatea apei.

Producătorii de ap ă sunt obliga ți să aducă la unoștință
autorităților men ționate la alin.(1) orice incident ce poate avea
consecin țe asupra s ănătății publice.
În fiecare an, pent ru zonele de ap ărovizionare cu mai mult
de 3500 de locuitori, produc ătorii de ap ă trebuie s ă comunice
autorității teritoriale de s ănătate public ă și primăriei un bilan ț
referitor la func ționarea sistemului, supr avegherea apei potabile,
lucrările realizate și planul de suprave ghere pentru anul
următor.

CAPITOLUL VIII
Informarea și raportarea
Art. 47. –(1) Produc ătorul de ap ă potabilă trebuie s ă
găsească și să actualizeze un registru pentru fiecare sta ție de
aprovizionare, care s ă conțină:
– denumirea zonei
– denumirea fiec ărei stații de tratare a ap ei din care este
distribuit ă în acea zon ă;
– numărul popula ției din zona de aprovizionare;
– condițiile de autorizare sanitar ă;
– acțiunile realizate sau care sunt necesar a fi efectuate
și conformarea cu preved erile Legii nr.458/2002 și cu
deciziile de auto rizare sanitar ă temporar ă;
– rezultatele monitoriz ării;
– orice altă înregistrare necesar ă.
(2) Produc ătorul de ap ă înregistreaz ă:
– datele prev ăzute la alin (1) lit.a) –d) ca intr ări , până la
termenul prev ăzut de lege;
– datele prev ăzute la alin (1) lit. e), în termen de zece zile
de la data st abilirii sau lu ării la cuno ștință a acestora;
– datele prev ăzute la alin (1) lit. f), în termen de zece zile
de la luarea la cuno ștință a acestora.
(3). Produc ătorul de ap ă trebuie s ă revizuiasc ă și să
analizeze registrul prev ăzut în alin. (1) cel pu ți odată pe an

332(4) Produc ătorul de ap ă păstrează evidența anuală pe o
perioadă de 5 ani
Art.48. – Autoritate de s ănătate public ă județeană,
respectiv a municipiului Bucure ști, împreun ă cu produc ătorii,
respectiv distri buitorii de ap ă potabilă întocmesc și publică
anual, în buletinul informativ al Direc ției de Sănătate Public ă,
raportul jude țean, respectiv al m unicipiului Bucure ști, privind
calitatea apei potabile, care va cuprinde:
a). Sistemele publice de aprovizionare cu ap ă potabilă,
colective sau individuale, in clusiv cele care furnizeaz ă în medie
o cantitate mai mic ă de 10 m3/zi sau care deservesc mai pu țin de
50 de persoane;
b). Informa țiile din raport trebuie s ă includă cel puțin
aspectele la care se refer ă art. 3 alin. (2), ar t.5 alin (2), art. 8 și
art. 9 alin. (6) și (7) din Legea nr. 458/2002;
c). Situația pe o perioad ă de un an, publicarea efectuându-
se la sfâr șitul anului respectiv.
Art. 49. – Produc ătorul de ap ă trebuie s ă aducă la
cunoștință fiecărui consumator, în fiec are an, pe nota de plat ă
următoarele informa ții:
a). Faptul c ă datele privind calitataea apei potabile
distribuite sunt accesibile f ără plată.
b). Adresa, num ărul de telefon și programul biroului la
care acestea pot fi consultate.

CAPITOLUL IX
Dispoziții tranzitorii și finale
Art.50. – (1) Instala țiile individuale de ap ă de folosin ță
publică, fântânile și izvoarele vor fi monitorizate de c ătre
autoritatea teritorial ă de sănătate public ă cel puți o dată pe an
pentru verificarea conform ării la parametrii ba cterii coliforme,
număr de colonii la 220C și la 370C, E. Coli, streptococi fecali,
turbiditate, duritate, oxida bilitate, amoniac, nitra ți, nitriți,
pesticide și orice alt parametru consider at necesar a fi investigat
de către autoritatea teritorial ă de sănătate public ă.
(2). La evalauarea și inspec ția sanitar ă a instala țiilor
individuale de ap ă de folosin ță publică, a fântânilor și a

333izvoarelor se utilizeaz ă fișa de evaluare num ărul 3, prev ăzută în
anexa la prezenetele norme.
(3). Costurile de prelevare și analiza probelor de ap ă
prelevate conform alin.1) sunt suporta te de prim ăria din
localitatea respectiv ă.
(4) Tarifele și modalit ățile de plat ă se stabilesc prin ordin
al ministrului s ănătății.
(5). Autoritate a teritorial ă de sănătate public ă va
transmite rezultatele acestei verific ări și măsurile ce se impun
dacă este cazul, inclusiv cel e de avertizare a popula ției.
(6). Prim ăria va lua toate m ăsurile necesare pentru
refacerea calit ății apei în situa ția în care valorile pentru
parametrii E. coli, stre ptocoi fecali, bacterii coliforme sunt mai
mari decât cele prev ăzute în Legea nr. 458/2002.
(7). Popula ția va fi informat ă asupra calit ății apei prin
publicarea în buletinul informativ al Direc ției de S ănătate
Publică a raportului jude țean privind calitatea apei potabile, iar
primăria va asigura avertizarea popula ției prin afi șarea la loc
vizibil și protejat a înscrisu rilor: „Apa este bun ă de băut”; „Apa
nu este bun ă de băut”, „Apa nu este bun ă de folosit pentru
sugari și copii mici”.
(8). Medicii de fa milie din localit ățile în care apa din
fântânile ;i izvoarele publice este necorespunz ătoare trebuie s ă
informeze pacien ții asupra riscurilor pentru s ănătate ale folosirii
unei ape de b ăut de calitate necorespunz ătoare și asupra
măsurilor pe care ace știa trebuie s ă l e i a p e n t r u a – și proteja
sănătatea;
(9). În cazul în care apa din fântânile și izvoarele publice
are concentra țioa de nitra ți mai mare decât valoarea prev ăzută în
lege, prim ăria este obligat ă să asigure ap ă potabilă fără plată
pentru sugari și copii mici pân ă la 3 ani.
Art.51.- (1). Calitatea apei din fântânile și ionstala țiile
individuale de ap ă de folosin ță familial ă este verificat ă pentru
respectarea valorilor parametrilor stabili ți prin Legea nr.
458/2002, de c ătre autoritatea teritorial ă de sănătate public ă, la
cererea proprietarului.

334(2). Costurile de prelevare și analiza probelor de ap ă
prelevate conform alin.1 ) sunt supor tate de către solicitant.
(3). Tarifele și modalit ățile de plat ă se stabilesc prin ordin
al ministrului s ănătății.Art. 52. – Anexa *) cuprinzând tabelele
1-9 și fișele de evaluare și inspecție sanitar ă 1-3 fac parte
integrant ă din prezentele norme.

335Tabelul 1. Monitoriza rea de control a calit ății apei potabile la
ieșirea din sta ția de tratare și numărul de probe de prelevat anual
Parametri de analizat Volum mediu
de apă
produs în m 3 /zi Nr. redus
de probe
de
prelevat/a
n Nr.
standard de
probe de
prelevat/an
<20 2 4
20-1.999 2 4
2.000 -5.-999. 26 52
6.000 -11.999 104 208 1. E. coli
2. Enterococi
3. Clor rezidual total și liber

>12.000 183 365
<20 – 1
20-99 2 4
100-399 24
400-999 4 8
1.000-2.999 6 12
3.000-5.999 12 24
6.000-19.999 26 52
20.000-29.999 52 104
30.000-39.999 78 156
40.000-49.999k104 208
50.000-59.999 130 260
60.000-99.999 183 365
100.000-125.000 4. Bacterii coliforme
5. Număr de colonii la 22° C și
37°C (interpretarea se face în
raport cu datele/rezultatele istorice)
6. Bacterii sulfito-
reducătoare/ Clostridium
perfringens (inclusiv sporii)2
7. Amoniu
8. Aluminiu3
9. Conductivitate
10. Cloruri
11. Culoare
12. Duritate total ă (valoarea se
aplică în cazul în care se foloseste un
procedeu de dedurizare)
13. Fier total4
14. Gust
15. Mangan5
16. Miros
17. Nitrați
18. Nitriti
19. Oxidabilitate6 (sau carbon
organic
total pentru care interpretarea se
face
in raport cu datele/rezultatele istorice)
20. pH
21. Sodiu
22. Sulfuri și hidrogen sulfurat
23.Sulfați
24. Turbiditate > 125.000 365 + 1
probă
pentru
fiecare 25.
000 m3/zi –
de volum
suplimenta
r730 + 1
probă pentru
fiecare
25.000 .
m3/zi de
volum
suplimentar

3361) Sau orice alt parametru considerat reprezentativ pent ru procedeul de
dezinfecție.
2) Monitorizarea acestui parametru este necesar ă numai pentru apa
provenită din sursele de suprafa ță. Se vor determina bacterii sulfito-
reducătoare în loc de Clostr idium perfringens pân ă la asigurarea capacit ății
tehnice necesare.
3) Dacă este folosit în tratarea apei.
4) Dacă este folosit în tratarea apei sau se aplic ă procedeu de deferizare.
5) Dacă se aplică un procedeu de reducere a acestuia.
6) KmnO 4 la cald în mediu acid.

Tabelul 2. Monitoriza rea de audit a calit ății apei potabile la
ieșirea din sta ția de tratare și numărul de probe de prelevat anual

Parametri de analizat Volum mediu
de apă produs în
m3/ziNr. dc probe de
prelevat/an
<20 4
20-1.999 -52
2.000-5.999 104
6.000-19.999 208 1. E.coli
2. Enterococi

3. Clor rezidual total și liber1

>20.000 365
<20 1
20-99 1
100-399 1
400-999 2
_ 1.000-2.999 3
3.000-5.999 4
6.000-19.999 5
20.000-29999 6
30.000-39.999 8
40.000-49.999 12
50.000-59.999 12 4. Bacterii coliforme
5. Num ărdecoloniila220Cși37°C
(interpretarea se face în raport cu
datele/rezultatele istorice)
6. Bacterii sulfito-reduc ătoare/
Clostridium perfringens (inclusiv
sporii)
7. Acrilamida3
8. Alumimiu
9. Amoniu
10. Arsen
ll.Benzen
12. Bor
13. Broma ți5
14. Cianuri libere și totale
15.Dicloretan 60.000-99.999 12

337100.000-125.000 16. Duritate total ă (valoarea se aplic ă în
cazul în care se folose ște un procedeu
de dedurizare)
17. Fier total6
18. Fluor
19. Mangan7
20. Mercur
21. Nitrați
22. Seleniu
23.Sodiu
24. Stibiu
25. Pesticide8
26. Tetracloretan și tricloreten ă
27. Trihalometani/THM9

>125.000
12 + l prob ă
pentru fiecare
25.000 m3/zi de
volum
suplimentar

1.Sau orice alt parametru considerat reprezentativ pentru procedeul de
dezinfecție.
2. Monitorizarea acestui parametru este necesar ă numai pentru apa provenit ă
din sursele de suprafa ță. Se vor determina bacterii sulfito-reduc ătoare în loc
de Clostridium perfringens pân ă la asigurarea capacit ății tehnice necesare.
3. Dacă este folosit în tratarea apei.
4. Dacă este folosit în tratarea apei
5. Dacă este tratat ă cu ozon sau clor.
6. Dacă este folosit în tratarea apei sau apa este supus ă unui procedeu de
deferizare.
7. Dacă se aplică un procedeu de reducere a acestuia.
8. Pesticidele susceptibile de a fi prezente în ap ă trebuie analizate cu
prioritate.
9. Dacă apa este tratat ă cu clor.

338Tabelul 3. Monitorizarea de controll a calit ățiiu apei
potabile la consumator și numărul de probe de prelevat anual

Parametri de analizat Nr. de
populație
din zona
de
distribuțieNr.
redus
probe
de
preleva
t/an Nr.
standard
probe de
prelevat/a
n
<100 – 4 1. E.coli
2. Enterococi
3. Bacterii coliforme
4. Clor rezidual total și liber'

≥100 – 12 1a
fiecare
5.000 locuitori
<100 2 4
100-499 2 4
500-1.999 3 6
2.000-4.999 3 9
5.000- 6 24
15.000- 12 52
30.000- 24 104
100.000- 76 156
150.000- 104 208
200.000- 130 260
300.000- 186 390 5. Aluminiu2
6. Amoniu
7. Conductivitate
8. Culoare
9. Duritate țotală (valoarea se aplic ă
în cazul în carese folose ște un procedeu
de dedurizare)
10. Ficr total3
11. Gust :
12. Miros
13. Nitrați
14. Nitriți
15. Oxidabilitate4 (sau carbon organic
total pentru care interpretarea se face
în raport cu datele/rezultatele istorice)
16. pH
17. Turbiditate

>500.000
315
630 + 3
probe
pentru
fiecare
5. 000
locuitori

1) Sau orice alt parametru considerat reprezentativ pentru procedeul de
dezinfecție.
2). Dacă este folosit în tratarea apei.
3) Dacă este folosit în tratarea apei sau se aplic ă procedeu de deferizare.
4) KmnO 4 la cald în mediu acid.

339Tabelul 4. Monitorizarea de audit a calit ății apei potabile la
consumator și numărul de probe de prelevat anual
Parametri de analizat Nr. de popula ție
din zona
de distribu țieNr. de probe de
prelevat/an
<100 4 1. E.coli
2. Enterococi
3. Clor rezidual liber și total1
≥100 12 probe pentru fiecare
5.000 locuitori
<100 1
100-499 1
500-1.999 1
2.000-4.999 2
5.000-14.999 3
15.000-29.999 4
30.000-99.999 5
100.000-149.999 6
150.000-199.999 8
200.000-299.999 12
300.000-499.999 12+1 probă 4. Acrilamid ă2
5. Arsen
6. Benzen
7. Benz(a)piren
8. Bor
9. Broma ți3
10. Cadmiu
11. Cianuri libere și totale
12. Clorur ă de vinil
13. Crom
14. Cupru
15. Dicloretan
16. Duritate total ă4
17. Epiclorhidrin ă
18. Fluor
19. Hidrocarburi policiclice aromatice
20. Mercur
21. Nichel
22-.Ntrați
23. Nitriți
24. Pesticide5
25. Plumb
26. Seleniu
27. Stibiu
28. Tetracloretan și tricloreten ă
29. Trihalometani/THM6 >500.000

1) Sau orice alt parametru considerat reprezentativ pentru procedeul de dezinfec ție.
2) Dacă este folosit ă în tratarea apei.
3) Dacă apa este tratat ă cu ozon sau clor.
4) Dacă se aplică un procedeu de durizare.
5)Pesticidele susceptibile de a fi prezen te trebuie analizate cu prioritate.
6) Dacă apa este tratat ă cu clor. .

340Tabelul 5. Monitoriza rea de control a calit ății apei îmbuteliat ă în
sticle sau alte recipiente și a gheții fabricate din ap ă potabilă,
destinată consumului uman și numărul de probe de prelevat anual

Parametri de analizat Volum de ap ă
produs în m3
medie pe un an Nr. de probe
de prelevat
înainte
de Nr. de
probe de
prelevat dup ă
îmbuteliere/a
≤10 3
>10 ≤60 6 1. E. coli
2. Enterococi
3. Pseudomonas
aeruginosa
4. Număr de colonii Ia
22° C și 37° C
(interpretarea se face în
raport cu
datele/rezultatele istorice)

5. Bacterii coliforme:
6. Culoare
7. Conductivitate
8. Gust
9. Miros
10. pH
ll.Turbiditate
12. Aluminiu1
13. Amoniu
14. Duritate total ă
15.Fier total
16. Nitrați
17. Nitriți
18. Oxidabilitate2 (sau
carbon organic total
pentru care interpretarea
se face în raport cu
datele/rezultatele istorice)>60 1 pentru fiecare 10 m3
îmbutelia ți
1) Dacă este folosit în tratarea apei.
2) KMnO 4 la cald în mediu acid.

341Tabelul 6.Monitorizarea de audit a calit ății apei îmbuteliat ă în
sticle sau alte recipiente și a gheții alimentare și numărul de probe
de prelevat anual

Parametri de analizat Volum
de
apă
produs,
m3
medie
pe un an . Nr
de
probe
de
prelevat
din
sursă/an Nr de probe
de
prelevat
înainte
de
îmbuteliere/
an Nr de probe
de prelevat
după
îmbuteliere/
an
1. Număr de colonii la 22°C și
37°C
(interpretarea se face în raport
cu
datele/rezultatele istorice)
2. Bacterii coliforme
3. Pseudomonas aeruginosa
4- E.coli
5. Enterococi ≤10 1
6. Acrilamid ă
7. Aluminiu
8. Arsen
9. Benzen
10;Benzo(a)piren,
11. Bor
12. Broma ți
13. Cadmiu ≤60 1
14. Cianuri
15. Cloruri
16. Clorura de vinii
17. Crom
18. Cupru
19. Duritate total ă
20. Epiclohidrin ă
21. Fier total
22. Fluor
23. Hidrocarburi policiclice
aromatice
24. Mangan
>60 1 pentru fiecare 200 m3
îmbutelia ți

34225. Mercur
26.Nitrați
27. Nichel
28. Pesticide
29. Plumb
30. Seleniu
31. Sodiu
32. Stibiu
33. Trihalometani/THM1
|34. Tetracloretan și tricloreten ă
35. Tritiu
36. Activitate α globală
37. Activitate P global ă
1) Dacă apa este tratat ă cu clor.
Tabelul 7. Monitoriza rea de control a calit ății apei folosit ă în
industria alimentar ă Frecvența anuala de prelevare și analiză a
probelor de c ătre produc ător
Parametri de analizat Volum de ap ă
produs în metrii
cubi calcula ți Nr. de probe
de
prelevat din Nr. de
probe de
prelevat la
≤10
2
>10≤l00 3
> 100 ≤1.000 9

> 1.000 ≤10.000

> 10.000
≤100.000

> 100.000
1. E. coli
2. Enterococi
3. Număr de colonii la 22° C și
37° C (interpretarea se face în
raport cu datele/rezultatele
istorice)
4. Bacterii coliforme
5. Bacterii sulfito-reduc ătoare/
Clostridium perfringens
(inclusiv sporii)1
6. Culoare
7. Gust
8. Miros
9. pH
10. Conductivitate
11. Turbiditate
12. Aluminiu2
13. Amoniu
14. Duritate total ă
15. Fier total
16. Nitrați
17. Nitriți
4+3 pentru 1 fiecare 1.000
m3 folosi ți

3431) Monitorizarea acestui parametru este necesar ă numai pentru apa
provenită din sursele de
suprafață. Se vor determina bacterii sulfito-reduc ătoare în loc de
Clostridium perfringens
până la asigurarea capacit ății tehnice necesare.
2) Dacă este folosit în tratarea apei.

Tabelul 8. Monitorizarea de audit a calit ății apei utilizate în
industria alimentar ă. Frecven ța anuală de prelevare și analiză a
probelor
Parametrii de analizat
! Volum de
apă
utilizat în
metrii cubi/zi Nr de probe de prelevat din sursă
Nr. de probe de prelevat din punctul de utilizare
≤10

1

> 10 ≤100 -2
>100 ≤l.OQO

>
1.000≤10.000 1 + 1 pentru fiecare 3.300 m
3
folosit

1. E.coli 2. Enterococi _ __ _
3. Bacterii coliforme 4. Bacterii sulfito-
reducătoarc/ Clostridium
perfringens (inclusiv sporii)1

5. Acrilamid ă
7. Arsen
8. Benzen
9. Benzo(a)piren
10. Bor
11. Broma ți
12. Cadmiu
13. Cianuri 14. Cloruri _ _ 15. Clor rezidual
2
16. Clorura de vinil
17. Crom
18. Cupru
19. Duritate total ă
20. Epiclohidrin ă

344

> 10.000 3 + 1 pentru fiecare 10.000
m3 folosit
£100.000

> 10.000 10 + 1 pentru fiecare 25.000
m3 folosit

21. Fier total
22. Fluor 23. Hidrocarburi policiclice aromatice
24.Mangan
25. Mercur 26. Nitrați
27. Nichel
28. Oxidabilitate3 (sau carbon organic total
pentru care interpretarea se face în
raport cu
datele/rezultatele istorice)
29. Pesticide
30. Plumb 31. Seleniu 32. Sodiu
33. Stibiu
34. Trihalometani/THM4 35. Tctracloretan și tricloreten ă
36. Tritiu – 37. Activitate α globală
38. Activitate β globală

Monitorizarea acestii parametru este necesar ă numai pentru apa provenit ă
din sursele de suprafa ță. Se vor determina bacterii sulfito-reduc ătoare în loc
de Clostridium perfringens pân ă la asigurarea capacit ății tehnice
necesare. Sau orice alt parametru reprezentativ pentru procedeul de
dezinfecție. KMnO4 la cald în mediu acid. Dac ă apa este tratat ă cu clor.

345Tabelul 9. Criterii pentru interpretarea valorilor de
radioactivitate și modul de ac țiune

Parametru
Valoarea determinat ă
comparativ cu valoarea
prevăzură în tabelul 3
din anexa 1 la legea
458/2002Mod de ac țiune
Activitate
globală mai mică apa corespunde, calitativ și se continu ă
monitorizarea de rutin ă

mai mare se evalueaz ă contribuția K-40
se determin ă conținutul radio-activ
specific și se calculeaz ă doza efectiv ă
Doza
efectivă mai mică apa corespunde calitativ și se continu ă
monitorizarea

mai mare, dar mai mic ă
de 1 mSv/an * se informeaz ă autoritatea teritorial ă de
sănătate public ă se analizeaz ă cu
producătorul și distribuitorul cauzele
posibile și se iau m ăsuri de remediere
după caz, se repet ă determin ările sau se
intensifică frecvența recoltărilor de probe

mai mare dar 1 mSv/an,
dar mai mic ă de 5
mSv/an * se informeaz ă Institutul de S ănătate
Publică la care este arondat autoritatea
teritorială de sănătate public ă se fac
evaluări ale impactului poten țial pe
sănătate și ale eficacit ății unor măsuri de
intervenție se iau m ăsuri de remediere pe
baza evalu ării cost/beneficiu

mai mare 5 mSv/an * din punct de vedere al radioactivit ății, apa
nu este bun ă de consum se iau m ăsuri
imediate pentru a reduce dozele la valori
sub 1 mSv/an
Tritiu mai mică apa este bun ă de consum și se continu ă
monitorizarea de rutin ă

346mai mare dar sub 300
Bq/1
se informeaz ă autoritatea teritorial ă de
sănătate public ă
se analizeaz ă cu produc ătorul și
distribuitorul cauzele posibile și se iau
măsuri de remediere
după caz, se repet ă determin ările sau se
intensifică frecvența recoltărilor de probe
se caută prezența și a altor
radionuclizii.artificiali și se
calculează doza efectiv ă totală
mai mare de 300 Bq/1,
dar sub 900 Bq/1
se informeaz ă Institutul de S ănătate
Publică la care este arondat ă
autoritatea teritorial ă de sănătate public ă
se fac evalu ări ale impactului poten țial
asupra șănătății și ale eficacit ății unor
măsuri de interven ție pe baza evalu ării
cost/beneficiu, se iau m ăsuri de
remediere.

mai mare de 900 Bq/1
din punct de vedere al radioactivit ății apa
nu este bun ă de consum și se iau m ăsuri
imediate pentru a reduce concentra ția sub
100 Bq/1
* – valoarea se reduce corespunz ător dacă există expunere suplimentar ă a
populației și pe alte c ăi (expunere gamma extern ă, expunere intern ă –
inhalare, ingerare de produse alimen tare contaminate radioactiv, etc).

347
FIȘA DE EVALUARE ȘI INSPEC ȚIE SANITAR Ă
STAȚIA DE TRATARE A APEI

I. Informa ții generale
1. Data inspec ției ………../……………/…………..
2 Obiectivul ………….. ………………… ……………………….. .
Surs ă Captare Sta ție de tratare Distribu ție
3. efectuat ă de ……………………………………………………………………………………………….
4. Numele furnizorului ……………………………/…………………………………………………….
Jude țul Sta ția de tratare
5.Adresa…………………………………………………………………………………
6. Șeful stației de tratare………………………………………………………….
7. Anul punerii în func țiune………………………………………………………
8. Zona de aprovizionare…………………………../ Popula ția deservit ă……………………….
9. Capacitatea sta ției de tratare proiectat ă…………………………………..
10. Zona de protec ție Împrejmuit ă  da  nu
Împrejmuit ă  da  nu
II. Sursa
1. Tipul sursei de ap ă …………….. ……………… ……………….. ……….
Lac de
acumulare Fluviu Râu Foraj Izvor(Altele)
III. Captarea
1. Este captarea adecvat ă din punct de vedere al:
Amplas ării  Da  Nu
Întreținerii  Da  Nu
Tipului  Da  Nu
Surselor de poluare vecine  Da  Nu
IV. Procesul de tratare aplicat
1. Site fine……………………………………………………………………….
2. Deznisipatoare………………………………………………………………
3.
Treaptă de reținere a uleiurilor și substanțelor grase…………
4. Presedimentare………………. ………………………… ………………….
5. Predezinfec ție/oxidare …………………. …………………………….
Clor Ozon
6. Tratament cu c ărbune activ………………………………………
7. Aerare………………………………………………………………………….Coagulare și
floculare ………………… ……………………… ..
Var Aluminiu Altele
8. Sedimentare ………………………….. …………………………… ..
Dreptunghiular Radial Altele 9. Filtrare ………………………….. ……………………………. ………

348 Lentă Rapid ă C ărbune granulat
10. Dezinfecție ………………… ………………………. …………………….
Clor Ozon Altele
11. Alte procedee (specifica ții)…………………………………………………………………
V. Sedimentare 1. Nr. de tancuri/bazine de sedimentare:……………………..
2. Frecven ța îndepărtării nămolului………………………………
3. Tipul procedeului de decolmatare…………….
4. Metoda de depozitare a n ămolului………………….
5. Aspectul general legat de limpezimea apei…………………… Turbiditatea (NTU) la intrare:…………………. (NTU) la ie șire…
VI. Filtrare
1. Nr. de filter…………………………………….. 2. Viteza de filtrare…………………………………………………
3. Funcționarea filtrului……………………………..
4. Grosimea stratului de pietri ș……………………..
5. Grosimea stratului de nisip și granulozitatea……………….
VII. Spălarea în flux invers a filtrelor
1. Criteriile de începere a sp ălării în flux invers……………..
Aer: ………………. ……….. …………………..
Debitul Durat ăTimpul
Apă: …………………. ………………..
Debitul Durat ăTimpul
2. Distribu ția volumelor de aer și apa în patul de nisip:
………………… ………………..
Uniform ă Neuniform ă
3. Volumul de ap ă curată pentru sp ălarea în flux invers:
………………………………..
4. Au apărut "bulgări" de nămol sau fisuri în patul filtrant?
Înaintea sp ălârii în flux invers
…………………………………………………………..
După spălarea în flux invers……………………………..
5. Unde este dirijat ă apa de sp ălare?
VIII. Clorinarea
1. Au existat întreruperi în clorinarea apei?…………………………….
2. Frecven ța întreruperilor………………………….
3. Cauza întreruperii: ……………………………
4. Tipul substan ței chimice utilizate: …………………
5. Dozarea substan ței chimice:…………………….
6. Echipament și măsuri de siguran ță: ………………….
7. Stocuri de rezerv ă de dezinfectant:
…………………………..Cantitatea…………… 8. Condiții de depozitare:…………………………..
IX. Rezervor/ rezervoare cu ap ă potabil ă

3491. Nr. de rezervoare:…………………………….
2. Capacitatea fiec ărui rezervor, mc:……………
3. Concentra ția de clor rezidual liber: ……………….
4. pH:…………………………………………………..
5. Reactivi utiliza ți pentru ajustarea pH-uIui și doza: ……………….
6. Există scurgeri din rezervor?. …………………. …………………. ..
7. Este rezervorul acoperit și închis corespunz ător?……………….
8. Există urme de substan țe străine în rezervor?………………………
9. Sunt ventilele de aer și conductele de preaplin protejate cu site? ………………
X. Controlul procesului de tratare
Da Nu Frecvent
1.Testul Jar: ……….. ……….. …………… 2. pH: ……….. ……….. …………… 3. Clor rezidual liber: ……….. ……….. ……………
4. Culoare: ……….. ……….. …………… 5. Turbiditate: ……….. ……….. …………… 6. E. Coli /SF: ……….. ……….. ……………
7. Altele: ……….. ……….. ……………
EVALUARE SANITAR Ă
XI. Controlul înregistr ărilor/ documentelor .
1.Consumul de reactivi:…………………………………………………………………..
2. Testele utilizate pentru controlul procesului de tratare:…… 3. Examinarea bacteriologica: …………………………………………………………..
4. Clorul rezidual:……………………………………………………
5. Altele ………………………………………………………………………
XII. Între ținere Cur ățare Calibrare/ungere
1. Grătare/Site: ……………………. ……………………….
2. Pompe: ……………………. ……………………….
3. Dozatoare pentru clor ……………………. ……………………….
4. Dozatoare pentru aluminiu ……………………. ……. 5. Instrumente de m ăsură și control: ……………………. .
6. Gospod ărire în general: ……………………. ……………………….
7. Depozitarea reactivilor: ……………………. ……………………….
Adecvat ă Neadecvat ă
XIII. Personal
1.Neangaja ților: ……………………. ……………………….
Permanen ți Temporari
2. Nivelul de preg ătire al șefului stației de tratrea apei și a operatorului șef:
……………………………………………………………………………….
3. Vechimea în sta ția de tratare:……………………………….
4. Vechimea în serviciile de tratare a apei:………………….
XIV. Reclama ții primite
1. De la operatori …………………………………………………………
………………………………………………………………………………

350………………………………………………………………………………
2. De la conducere………………………………………………………. …………………………………………………………………………… XV. Probleme ex Da Nu
Descrierea problemei
1.Sitele fine: …………… …………….. ……………
2.Camera cu pietri ș: …………… …………….. ……………
3.Treaptă de reținere a uleiurilor și substanțelor grase: ……………………
4.Presedimentarea: …………… …………….. ……………
5.Cărbunele activ: …………… …………….. ……………
6.Aerarea: …………… …………….. …………… 7.Coagularea și flocularea: …………… …………….. ………………
8.Sedimentarea: …………… …………….. ……………………. 9.Filtrarea: …………… …………….. ………………… 10.Dezinfectia: …………… …………….. ………………………
11.Alte procese: …………… …………….. ……………. 12.Controlul procesului (X) …………… ……………………………..
13.Controlul înregistr ărilor(XI): …………… …………………………
14.Întreținerea (XII): …………… …………….. …………………
XVI. Diagrama de flux a sta ției de tratarea apei (anexa ți
diagrama)
XVII. M ăsurile de remediere recomandate
1. Măsuri care trebuie luate imediat:…………………………………….
2. Măsuri pe termen mediu:……………………………………………….
XVIII. Au fost solu ționate problemele identificate Ia inspec ția
precedent ă?
…………………………………………………………………………………….
………………………………………………………………………………… Semnătura medicului igienist/inspectorului:……………………………..
Semnătura produc ătorului………………….

351
FIȘA nr. 2 DE EVALUARE ȘI INSPEC ȚIE SANITAR Ă
Fântână publică
I.Locul verificat (zona de aprovizionare):
1. Informa ții generale: Autoritatea de S ănătate Public ă……………………………….
Localitatea………………………………………………………….
2. Cod/Adres ă ………………………………………………………………………………………
3. Semnătura reprezentantului Autorit ății de apă/Comunica ții…………………….
4. Data inspec ției ……………………………………………………………………………………
5. Proba de ap ă prelevată ………..nr.probei………………CF……………………………..
II. Informa ții pentru evaluarea riscului Risc
1.Este el acoperit și protejat portivit cerin țelor de ordin sanitar  Da  Nu
2.Căminele de vizitare sunt protejate (inclusiv dpdv sanitar)  Da  Nu
Dacă există un rezervor
3.Este el acoperit și protejat potrivit cerin țelor de ordin sanitar  Da  Nu
4.Sunt ventilele protejate potrivit cerin țelor de ordin sanitar  Da  Nu
5.Prezintă rezervorul fisuri sau sp ărturi  Da  Nu
6.Există pierderi în sistemul de distribu ție  Da  Nu
7.Este pavat ă și împrejmuit ă zona din jur  Da  Nu
8.Se acumuleaz ă apă în jurul rezervorului (este necesar ă drenarea)  Da  Nu
9.Există deșeuri solide pe o raz ă de 10 m în jurul rezervorului  Da  Nu
10.Este marginea rezervorului fisurat ă sau erodata  Da  Nu
11.Exista pierderi la robinetul de golire  Da  Nu

Scorul riscului de contaminare:
10-11 -foarte mare 6-9 -mare 3-5 -mediu 0-2 -mic
III. Rezultate și recomand ări
Au fost identificate urm ătoarele puncte cu risc ………………………….. (nr. 1-11)
Măsuri de remediere……………………………………………………………
……………………………………………………………………………

Semnătura medicului igienis t/inspectorului: ……………………

352
BIBLIOGRAFIE SELECTIV Ă
Atlas R.M., 1987 – Diversity of mi crobial communities. În.
Advancea microbial ecologz, vol.7 (M arshall K.C.ed.) Plenum Press,
New Zork, 1-47;
Adamse A., Deinema M.H., Zehner A.J.B. , 1984 – Studies
on bacterial activities in aerobic and anerobic waste water purification.
Antonie van Leeuwenhoe k, 50:665 – 682;
Barnea M., Calciu Al., 1979 – Ecologie uman ă, Ed.
Medicală, București;
Baross J.A., Deming J.W., 1983 – Growth of black smoker
bacteria at temperatures at least 250 0C, Nature (London) 303, 423 –
426;
Botan E.A., Miller J.J. Kleerecoper H., 1960 – A study of
microbiological decomposition of n itrogenous matter in fresh water.
Arch.f.Hydrobiol. 56, 4, 334;
Botnariuc N., V ădineanu A., 1982 – Ecologie, Ed.Did. și Ped.,
București;
Brock T.D., 1980 – Microbial transformations in aquatic
systems, În : Microbio logy (Schlessinger D., ed),
Amer.Soic.Microbiol. Washington DC, 341-343;
Campbell R., 1977 – Microbial ecology, vol.V, Basic
Microbiology, Wilkinson J.F.ed. Blackwell Sci.Publi. Oxford;
Collins V.G ., 1983 – The distribution and ecology of bacteria
in freshwater. Internat.Congres Mi crobiol., Montreal, 12, 40-73;
Czeczuga B., 1968 – Primary prod uction of the Green
Hydrosulphuric bacteria Chlorobium limicola Nad.
(Chlorobacteriaceae), Photos ynthetica, 2, 1, 11-15;
Gemerden H.Van ., 1967 – On the bacter ial sulfur cycle of
inland waters, Univ.of Leiden, Haga;
Ghiorse W.C., Wilson J.T., 1989 – Microbial ecology of the
terrestrial surface, Adv.Appl .Microbiol., 33, 107-172;
Jannasch H.W ., 1964 – Microbial decomposition in natural
waters as determined in steady stat e systems, Internat.Verein.Limnol.
15, 562-568;
Jannasch H.W., 1984 – Deep-sea microbiology,
Ann.Rev.Microbiol. 38, 487-514;

353Jones G.J., 1979 – A guide to methods for estimating
microbial members and biomass in fre sh water, Scientific.Publication,
39, 109 p;
Kaiser P., Laurent M., 1964 – Evaluation des groupements
functionnels dans cinq sediments humiques d 'eau douce,
Ann.Inst.Pasteur, 3, 1076, 152-167;
Kasza H., 1988 – A regulated river ecosystem in a polluted
section of the Upper Vistula 2, Hy drochemistry, Acta Hydrobiol., 30,
½, 15-22;
Kowalski T., 1990 – Degree of bioc hemical decomposition of
pollutants in water and sewage, Ac ta Hydrobiol., 32, ¾, 279-292;
Krotkov G.T., Cerkinski N.S., 1962 – Îndreptar de igien ă
comunală, vol.2, partea I, 33, Moscova;
Kuzenetsov S.I., Dubinina G.A., Lapteva N.A., 1979 –
Biology of oligotrophic bacteria. Ann.Rev.Microbiol., 33, 377-387;
Lackey J.B., 1965 – Taxonomy and ec ology of the sulfur
bacteria, Engineering Progress, Univ. Florida, 119, 1-23;
Lambier L., 1989 – Deep-sea ecosystems based on
chemosynthetic process: results on hydrothermal and cold deep
biological assemblages, Oceanog raphy (Ayala – Castanares,
A.Wooster, W., Yanez – Aranci bia, A., eds), 129-148;
Laurent M ., 1969 – Experimental inve stigations of cellulolysis
in mud, Adv.Wat.Poll.Research, 917-922;
Lear W.D., Jr ., 1963 – Occurance and significance of
chitinoclastic bacteria in pela gic waters and zooplankton,
Symp.Mar.Microbiol., 594-610;
Lorch H.J., Ottow G., 1985 – Use of bact eria attached to
submerged macropgytes a nd glass slides as indicators of an increasing
water pollution, Verh.Internat.Verein.Limnol., 22, 2297-2302;
Mălăcea I., 1969 – Biologia apelor impurificate,
Ed.Academiei Bucure ști;
Măzăreanu C., 1970 – Pozi ția și rolul în circuitul trofic al
bazinelor de ap ă dulce, Comunic ări de Hidrobiol.;
Măzăreanu C., Simalcsik F., 1982 – Microbiologia
sedimentelor, o cale de reflectare a ecolu ției produc ției biologice a
ecosistemelor acvatice lacustre, Pontus Euxinus , Studii și Cercetări,
Constanța;

354Măzăreanu C., Țăruș T., 1982 – Necesitatea cercet ării
sistematice a fenomenului eutrofiz ării: aspecte din studiul lacului de
acumulare Bicaz, Pontus Euxinus , Studii și Cercetări, Constan ța;
Măzăreanu C., Jâpa F., 1998 – Distribution of
bacterioplankton in the Bicaz dam lake, St. și Cerc. Biol., 2, 209-214;
Măzăreanu C., Jâpa F., 1999 – Microbiologia lacurilor de
baraj din bazinul râului Si ret, Ed.Alma Mater, Bac ău;
Mc Carty P.L., Haug R.T ., 1971 – Nitrogen removal from
waste waters by biological nitrif ication and denitr ification, În:
Microbial aspects of pollution (Sykers G., Skin ner F.A., eds)
Acad.Press, New York, 215-132;
Melnikov B.G., Riabov P., 1973 – On the th eory of natural
self-purification of reservoir, Verh.Internat.Verein.Limnol., 18,
Stuttgart, 1320-1325;
Milchell R ., 1972 – Water Pollution mi crobiology, New York;
Niewolak S., 1966 – The microbiological character of Ilawa
lakes in the zears 1960-1963 II. S easonal changes in quantitative and
qualitative structure of microflora in Ilawa lakes wares, Zeszyty
naukowe Univ. Mikoloja Kopernika W. Toruniu, 16, 2, 55-76;
Ocevschi B ., 1966 – Microbiological investigation of the
Balkan lakes Ostrovo, Pete rsko, Rudmik and Zazerci,
Verh.Internat.Verein.Lim nol. 16, 31, 1519-1525;
Overbeck J., 1974 – Microbiology and biochemistry,
Mitt.Internat.Verein.Limnol., 20, 198-228;
Overbeck J., Sako Y ., 1988 – Heterotrophi c bacteria – how do
they adapt to limited substrated in aquatic ecosystems ? Studies on
regulatory mechanisms, , Verh.Intern at.Verein.Limnol., 18, Stuttgart,
1815-1820;
Olah J., 1973 – Bacterial gradient s at the sediment water
interface od shallow lakes, Anal .Biol. Tihany, 40, 219-225;
Perisic M., Tutundzic V., Miloradov M., 1991 – Self-
purification and joint effects in Iron Gate I reservoir, ,
Verh.Internat.Verein.Limnol., 18, Stuttgart, 1415-1420;
Pfenning N., 1967 – Photosynthetic bacteria,
Ann.Rev.Microbiol., 21, 285-324;

355Pike E.B., Curds C.R., 1971 – The microb ial ecology of the
activated sludge process, În. Microbi al aspects of pollution, (Sykes G.,
mSkinner F.A., eds) Acad .Press New York, 123-147;
Pomeroy L.E., 1980 – Microbial effect s of aquatic food wets,
în Microbiology (S chlessinger D, ed), Amer.Soc.Microbiol.
Washington DC, 325-327;
Pora E.A., Oros L., 1974 – Limnologie și oceanografie,
Ed.Did și Ped., Bucure ști;
Pourriot R ., 1966 – Mertabolites externes et interactions
biochimiques chez les organisms aqua tiques, Ann., Bio., 5, 338-374;
Rai H., Hill G ., 1981 – Bacterial biodynamics in lago Trupe a
central Amazonian black water Ria lake, Arch.Hydrobiol. suppl.58.
420-468;
Rieley M ., 1989 – Constancy and chan ge in bacterial genomes,
În: Bacteria in nature, vol.3 (Poindexter J.S.Leatbetter E.R. eds)
Plenum Publ.Co, Ne w York, 359-388;
Schmager M ., 1988 – Changes in selected environmental and
biocenotic parameters of a pollute d section of Upper Vistula in the
vicinity of the Aczany water stage (Southern Poland), Acta
Hydrobiol., 30, ½, 125-139;
Shillo M., 1973 – Rapports entre Bd elovibrio et ses hotes.
Nature de la pendance. Bu ll.Inst.Pasteur, 71, 21-31;
Shillo M., 1980 – Factors that affect distribution partterns of
aquatic microorganisms. În: Mi crobiology (Schlessinger D., ed)
Amer.Soc.Microbiol., Washington DC, 311-313;
Sladecek V., 1973 – System of wa ter quality from the
biological point of view, Arch.Hyd robiol.Beih.Ergebn.Limnol., 7, I-
IV, Stuttgart, 218;
Sladecek V ., 1985 – Scale of saprobity,
Verh.Internat.Verein.Limnol., 22, Stuttgart, 2337-2341;
Stamn W ., 1972 – The role of ph osphorus in eutrophication,
În: Water Pollution Micr obiology (Ed.Mitchel R) Willey Interscience
Division John Wily&Sons, 11-43;
Stewart W.D.P., 1983 – Natural environments changes to
microbial success and survival, Symp osia of the Society for General
Microbiology, 34, Microbes in their natural environments, Cambridge,
Univ.Press, London, 1-35;

356Taber W.A., 1976 – Wastewater microbiology,
Ann.Rev.Microbiol.30, 263-277;
Teodorovici G ., 1978 – Epidemiologia bolilor transmisibile,
75, 277, 318, Ed.Med., Bucure ști;
Vallentyne R.J ., 1962 – Solubility and the decomposition of
organic matter in nature, Arch .f.Hydrobiol. 58, 4, 423-424;
Van Veen W.L., 1973 – Bacteriology of activated sludge, in
particular the filamentous bacteria Antonie van Leeuwnhoek, 39, 189-
205;Vollenweider R.A., 1981 – Les bases scientifiques de
l'eutrophisation des lacs et des eaux courants sous l 'aspect paerticulier
du phosphor et de l 'azote comme facteurs d 'eutrophisation. La
technique de l 'eau et de l 'asesainissement, 295, 96, 23-39;
Volenweiden R.A., 1980 – Eutrophication control. Nature and
Resources, vol.XVI, 3, 9-14, UNESCO;
Winberg G.G ., 1972 – Etudes sur le bilan biologique
energetique et la productivite des lacs en Union Sovietique
Verh.Internat.Verein.Limnol., 18, 39-64;
Wood E.J.F ., 1965 – Marine Microbial Ecology, London;
Zarnea G., 1990-1994 – Tratat de microbiologie general ă,
Ed.Acad.Rom, Bucure ști;
Zobell C.E., 1963 – Domain of the marine microbiology, În:
Symp.on marine Microbiology (Opp enheimer C.H.Ed) C.C.Thomas
Publ. SUA, 3-24;
*** Standard Methods for th e examination of water and
wastewater (1985) – A.P.H.A. New York
*** Monitorul Oficial al Români ei nr.669 din 26 iulie 2004;
***Protec ția mediului. Calitatea apei. Acte de baz ă, Institutul
European din România, Seria Acquis Comunitar, 2004.

357CUPRINS
Cuvânt înainte 5
Cap.1 Apa ca mediu natural 7
1.1. Apa – cea mai r ăspândită substanță în natură 7
1.2.Apa pentru vie țuitoare 13
1.3. Apa – anomalii care au permis via ța 22
Cap.2 Comunit ățile de microorganisme prezente în ap ă,
structură și dinamică
25
2.1. Prezen ța microorganismelor în apele naturale 27
2.2. Rolul microorganismelor în bazinele acvatice
naturale
28
2.3. Factorii care influen țează natura și activitatea
microorganismelor din mediile acvatice
33
2.3.1. Lumina 33
2.3.2. Temperatura 35
2.3.3. Presiunea hidrostatic ă 36
2.3.4. Turbiditatea 37
2.3.5. Curen ții 38
2.3.6.Gazele dizolvate și valoarea pH 40
2.3.7. Salinitatea și compozi ția ionică 42
2.4. Caracteristicile microbiologice și biologice ale
apelor
46
2.4.1. Microbiologi a (bacteriologi a) sanitară a apelor 47
2.4.2. Condi țiile bacteriologice de potabilitate a apei 51
2.4.3. Microbiol ogia apelor interioare 58
2.4.3.1. Microbiota izvoarelor 59
2.4.3.2. Microbiota râurilor 60
2.4.4. Microbiologia lacurilor 62
2.4.4.1. Structura și dinamica popula țiilor
bacteriene din lacurile de baraj
67
2.4.4.2. Ecologia principalelor grupe de
microorganisme care particip ă la circuitul elementelor
biogene

70

358 A. Microorganisme care particip ă la circuitul
azotului
70
B.Microorganisme care particip ă la circuitul
carbonului
78
C. Microorganisme care particip ă la circuitul
sulfului
82
2.4.4.3. Microdistribu ția popula țiilor la interfa ța
sediment-ap ă
86
2.4.4.4. Aportul bacteriosintezei la produc ția
primară
87
2.4.4.5. Rolul microorganismelor ăn
mineralizarea substan țelor organice
91
2.4.4.6. Impactul proceselor microbiene asupra
regimului chimic al apei
93
2.4.4.7. Microbiota saprob ă 96
2.4.4.7.1. Indicatori microbieni de poluare
fecalo-menajer ă a lacurilor
96
2.4.4.8. Evaluarea troficit ății ecosistemelor
lacustre
99
2.4.4.8.1. Criterii generale de evaluare a
troficității ecosistemelor acvatice
99
2.4.4.8.2. Indicatori microbieni ai procesului
de eutrofizare a lacurilor 1
05
2.4.4.8.3. Rolul barajelor ăn dinamica
proceselor de autoepurare 108
2.4.4.9. Principii și metode utilizate în
cercetarea microorganismelor acvatice
110
2.4.5. Microbiologia apelor subterane 122
2.4.6. Microbiologia marin ă 133
2.4.7. Microbiologia eco sistemelor hidrotermale 152
Cap.3 Apa – cale de transmitere a îmboln ăvirilor microbiene,
virale și parazitare
161
3.1. Boli microbiene transmise prin ap ă 163
3.1.1. Febra tifoid ă și paratifoid ă 163

359 3.1.2. Dizenteria bacilar ă 166
3.1.3. Holera 168
3.1.4. Enterocolitele 170
3.1.5. Leptospizoza 171
3.1.6. Bruceloza 172
3.1.7. Tularemia 172
3.1.8. Tuberculoza 173
3.1.9. Antraxul 174
3.1.10. Febra Q 174
3.2. Boli virale transmisibile pe calea apei 174
3.2.1. Virusuri patogene pentru om transmisibile
prin apă
175
3.2.2. Date epidemiologice privind riscul pentru
populație al prezen ței virusurilor ăn apă
179
3.2.3. Date de laborator privind detectarea
virusurilor din ap ă
181
3.3. Boli parazitare transmisibile pe calea apei 184
3.3.1. Boli determinate de protozoare 184
3.3.2. Boli determinate de cestode 187
3.3.3. Boli determinate de trematode 190
3.3.4. Boli determinate de nematode 195
3.3.5. Boli provocate de filarii 195
3.4. Principalele particularit ăți ale epidemiilor de origine
hidrică
198
Cap.4 Poluarea apelor 200
4.1. Poluarea – flagel al planetei 200
4.2. Poluarea apei – tipuri, surse de poluare 204
4.3. Caracteristicile apelor uzate 211
4.3.1. Râurile ca emisari ai apelor uzate 216
4.3.2. Procese fizico-chimice și biologice în apele
râurilor poluate
223
4.4 Autoepurarea apelor poluate 232
4.4.1. Mecanismul autoepur ării 238
4.5. Microbiologia apelor reziduale 242

360 4.5.1. Clasificarea apelor reziduale 243
4.5.2. Microflora apelor uzate 248
4.5.3. Controlul și combaterea polu ării cu ajutorul
microorganismelor
250
4.6. Fenomenul de eutrofizare 253
4.7. Tehnici de tratar e a apelor uzate 259
4.7.1. Microbiologia tehnologiilor de tratare aerob ă 261
4.7.2. Microbiologi a tehnologiilor de tratare
anaerobă
282
4.7.3. Îndep ărtarea compu șilor azotului prin
nitrificare și denitrificare bacterian ă
294
Cap5 Legisla ția privind protec ția apelor 300
5.1. Apa în legendele lumii 300
5.2. Legisla ția actuală privind calitatea apei 300
Bibliografie selectiv ă 352