Dinamica structurii ș i rolul func țional al zooplanctonului din ecosistemele acvatice ale zonei inundabile/Dun ărea inferioar ă Conducător… [610444]

Universitatea din Bucureș ti
Departamentul de Ecologie Sistemic ă
și Dezvoltare Durabil ă

TEZĂ DE DOCTORAT

Conducător științific
Doctorand: [anonimizat]
2004

Universitatea din Bucureș ti
Departamentul de Ecologie Sistemic ă
și Dezvoltare Durabil ă

TEZĂ DE DOCTORAT

Dinamica structurii ș i rolul func țional al
zooplanctonului din ecosistemele acvatice ale
zonei inundabile/Dun ărea inferioar ă

Conducător științific
Doctorand: [anonimizat]
2004

Mulț umesc D-lui Prof. Dr. Angelu ță Vădineanu
pentru îndrumarea științifică, sprijinul și sfaturile acordate
pe durata derulă rii programului de doctorat și a
oportunit ății de a lucra în cadrul echipei de cercetare a
Departamentului de Ecologie Sistemic ă și Dezvoltare
Durabilă .
De asemenea, mul țumesc întregii echipe pentru
sfaturile și ajutorul acordat atât în activitatea de teren și de
laborator cât și în elucidarea unor probleme. În mod
deosebit le mul țumesc colegilor Dr. Carmen Postolache,
Dr. Gheorghe Ignat, Dr. Se rgiu Cristofor, Dr. Irina
Teodorescu, Dr. Mihai Adamescu, Dr. Florian Bodescu ș i
membrilor echipajului de pe nava laborator “Universitatea
3” în mod special D-lui Marius Munteanu pentru sprijinul
în activitatea de teren.
Nu în ultimul rând adresez mul țumiri familiei, și în
special so ției mele, pentru susț inere și înțelegere.

1

CUPRINS

CADRUL CONCEPTUAL 4
1 STADIUL ACTUAL DE CUNOA ȘTERE 7
1.1 STRUCTURA COMUNIT ĂȚILOR ZOOPLANCTONICE ÎN LACURILE PU ȚIN ADĂNCI 12
1.2 CARACTERISTICI GENERALE ALE COMUNIT ĂȚILOR ZOOPLANCTONICE 13
1.2.1 ROTIFERII 15
1.2.1.1 Reproducerea 15
1.2.1.2 Hrănirea și ratele reproductive 16
1.2.1.3 Migrațiile zilnice 17
1.2.1.4 Ciclomorfoze 17
1.2.2 CLADOCERA 18
1.2.2.1 Hrănirea 18
1.2.2.2 Reproducerea 19
1.2.2.3 Filtrarea și selectarea hranei 20
1.2.2.4 Ciclomorfozele 21
1.2.3 COPEPODELE 22
1.2.3.1 Reproducerea 23
1.2.3.2 Ciclomorfoze 24
1.2.3.3 Coexisten ța mai multor specii 24
1.2.3.4 Migrațiile pe vertical ă 24
1.2.3.5 Distribuția orizontal ă 25
1.2.4 DIPTERA 26
1.3 ANALIZA SPA ȚIO-TEMPORAL Ă A DINAMICII ZOOPLANCTONULUI (planuri de abordare) 26
1.3.1 Localizarea spa țială a sistemului acvatic și dinamica acestuia 27
1.3.2 Scara spa țio-temporal ă și dinamica la nivelul comunit ății zooplanctonice 27
1.3.3 Dinamica la nivelul comunit ății zooplanctonice în func ție de disponibilitatea nutrien ților 28
1.3.4 Rolul compens ării funcționale în rezilien ța ecosistemului fa ță de presiunea factorilor de comand ă 30
1.4 SUCCESIUNEA ECOLOGIC Ă ȘI SEMNIFICA ȚIA EI PENTRU COMUNITATEA
ZOOPLANCTONIC Ă 31
1.5 STAREA TROFIC Ă 33
1.6 DINAMICA ST ĂRII TROFICE A ECOS ISTEMELOR ACVATICE 33
1.7 SUCCESIUNEA IN SISTEMELE LACUSTRE 35
1.8 MECANISME DE CONTROL ÎN SISTEMELE ACVATICE PU ȚIN ADÂNCI 37
1.9 FACTORI CARE INFLUEN ȚEAZĂ DINAMICA ZOOPLANCTONULUI 40
1.10 IMPLICA ȚIA ZOOPLANCTONULUI ÎN CIRCUITELE BIOGEOCHMICE 42
1.11 PRODUCTIVITATEA ZOOPLANCTONIC Ă 45
1.12 FACTORI CARE INFLUEN ȚEAZĂ RATELE PRODUC ȚIEI SECUNDARE 46
1.13 MECANISME DE R ĂSPUNS ALE COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 49
1.14 MODELAREA MATEMATIC Ă A DINAMICII COMUNIT ĂȚILOR ZOOPLANCTONICE 50
1.15 STRUCTURA SISTEMULUI DUN ĂRII INFERIOARE 55
1.15.1 Caracteristicile hidrogeomorfologice 56
1.15.2 Heterogenitatea ecosistemelor din componen ța SDI 61

2

2 ORGANIZAREA PROGRAMULUI INDIVIDUAL DE CERCETARE 63
2.1 ZONA CERCETAT Ă 66
2.2 AMPLASAREA STA ȚIILOR 67
2.3 PARAMETRII INVESTIGA ȚI 72
2.3.1 Parametrii fizico-chimici și climatici 72
2.3.2 Parametrii structurali ai comunit ăților zooplanctonice 72
2.3.3 Parametrii func ționali ai comunit ăților zooplanctonice 72
2.4 METODE DE INVESTIGARE A PARAMETRILOR IDENTIFICA ȚI 73
2.4.1 Metode de investigare a parametrilor fizico-chimici și climatici 73
2.4.2 Metode utilizate în teren 74
2.4.2.1 Prelevare 74
2.4.2.2 Descrierea dispozitivelor de prelevare 75
2.4.2.2.1 Butelii de prelevare 76
2.4.2.2.2 Prelevatoare volumetri ce (Capcane planctonice) 78
2.4.2.2.3 Tuburi 78
2.4.2.2.4 Pompe 80
2.4.2.2.5 Filee planctonice 81
2.4.2.3 Conservarea 84
2.4.3 Prelucrarea probelor în laborator 84
2.4.3.1 Prelucrări preliminare ale probelor 84
2.4.3.2 Identificarea 86
2.4.3.3 Mărimea popula ției 86
2.4.3.4 Diversitatea specific ă 87
2.4.3.5 Estimarea biomasei 88
2.4.3.5.1 Metode volumetrice 88
2.4.3.5.2 Metode gravimetrice 89
2.4.3.5.3 Metode optice 89
2.4.3.5.4 Metode de calcul 92
2.4.3.6 Distribuția spațială a indivizilor popula ției (SD); 94
2.4.3.7 Structura pe dimensiuni (SV) 96
2.4.3.8 Compoziția chimică 96
2.4.4 Parametri func ționali 97
2.4.4.1 Metode de estimare a produc ției secundare a planctonului 97
2.4.4.1.1 Estimarea produc ției secundare pornind de la cre șterea numeric ă și rata de turn-over 98
2.4.4.2 Estimarea produc ției secundare pornind de la varia țiile în biomas ă 100
2.4.4.2.1 Metoda cohortelor 100
2.4.4.2.2 Metoda cre șterilor cumulate 100
2.4.4.2.3 Metoda fiziologic ă a lui Winberg 101
2.4.4.3 Energia cheltuit ă pentru men ținere (R c) 102
2.4.4.4 Acumularea și excreția azotului, fosforului 102
2.4.4.5 Asimilabilitatea (U-1) 103
2.4.4.6 Eficiența acumulării energiei consumate (K 1) 104
2.4.4.7 Eficiența acumulării energiei asimilate (K 2) 104
2.4.5 Metode de analiz ă a datelor 104
2.4.5.1 Compararea abunden țelor: 105
2.4.5.2 Analiza univariat ă a comunit ăților: 105
2.4.5.3 Metode de analiz ă multivariat ă: 105
3 REZULTATE 106
3.1 ANALIZA STATISTIC Ă UNIVARIAT Ă A FACTORILOR DE COMAND Ă ȘI A PARAMETRILOR
STRUCTURALI AI COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 106
3.2 ANALIZA STATISTIC Ă MULTIVARIAT Ă A FACTORILOR DE CONTROL ȘI A
PARAMETRILOR STRUCTURALI AI ZOOPLANCTONULUI 113
3.3 DINAMICA PARAMETRILOR STRUCTURALI AI COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 116

3

3.4 TESTAREA ȘI CALIBRAREA SISTEMULUI OPTIC DE NUM ĂRARE ȘI MĂSURAREA A
PLANCTONULUI (OPC) 127
3.5 STRUCTURA PE DIMENSIUNI A COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 129
3.6 DISTRIBU ȚIA SPAȚIALĂ A COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 130
3.7 DINAMICA PARAMETRILOR FUNC ȚIONALI AI COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE 136
3.7.1 Producția secundar ă 136
3.7.2 Energia cheltuit ă pentru men ținere (R c) 140
3.7.3 Energia asimilat ă de comunitatea zooplanctonic ă 142
3.7.4 Ratele de excre ție ale azotului și fosforului 143
3.7.5 Compoziția chimică a comunit ății zooplanctonice 144
3.7.6 Modelarea matematic ă a parametrilor structurali și funcționali ai comunit ății zooplanctonice 145
3.7.7 Implicarea comunit ății zooplanctonice în fluxul de energie 150
CONCLUZII 152
BIBLIOGRAFIE 159

4

CADRUL CONCEPTUAL

Cadrul conceptual care st ă la baza acestei lucr ări este analiza sistemic ă (Botnariuc și Vădineanu
1982; Vădineanu 1998). În acest context trebuie men ționat că sistemele ecologice sunt sisteme
mari neliniare, dinamice și cu organizare complex ă. Dinamica lor neliniar ă este caracterizat ă prin
faptul că “bazinul de absorb ție cât și atractorul lor se modific ă în timp datorit ă influenței
cumulate a factorilor de comand ă endogeni și exogeni” (V ădineanu, 1998).

Zooplanctonul reprezint ă modulul trofo-dinamic important în preluarea energiei acumulate de
producători primari fitoplanctonici și bacterioplancton, transformarea, acumularea și transferul
acesteia c ătre alte compartimente din cadrul ecosistemului acvatic.
Pornind de la cele de ma i sus, cercetarea comunit ății zooplanctonice se define ște ca parte
integrată cercetării organiz ării ecosistemelor acvatice în ansa mblu. Ponderea acestui modul în
realizarea func țiilor ecosistemelor la scar ă de timp și spațiu, este determinat ă de dinamica
structural ă și funcțională a populaț
iilor componente.

Principalul proces care a guvernat, cu prec ădere după 1980, tranzi ția ecosistemelor din sistemul
inferior al Dun ării (SDI) a fost identificat ca fiind procesul eutrofiz ării (Vădineanu și Cristofor
1987, Cristofor et al. 1993).
Menționez înc ă de la început c ă prin comunitate zooplanctonic ă în aceast ă lucrare m ă refer la
organismele metazoare care apar țin zooplanctonului, mai prec is la rotifere, copepode și
cladocere.

Pentru acestea s-a analizat di namica parametrilor structurali și funcționali utilizând date (în
diferite stadii de prelucrare) existente în b aza de date a Departamentului de Ecologie Sistemic ă,
cu privire la factorii de comand ă și variabilele de stare ale z ooplanctonului pentru sisteme
acvatice pu țin adânci din Sistemul Dun ării Inferioare și completate cu date proprii ob ținute în

5

urma derul ării programului individual de cercetare, ca re a fost complementar programelor de
cercetare ale departamentului, pentru sisteme similare din zona B ălților mici ale Br ăilei.

În baza acestor considerente teoretic e de ordin general, care sugereaz ă locul și rolul cheie pe care
comunitățile zooplanctonice îl au în cadrul ecosistem elor acvatice, s-a c onsiderat necesar s ă se
analizeze nivelul informa țiilor și cunoștințelor existente, accesibilitatea acestora, completarea și
consolidarea informa țiilor și cunoștințelor privind acest compartiment din structura
ecosistemelor acvatice ale S.D.I.

(Modificat dupa Vadineanu, 1998)
Figura 1.1. Pozi ția comunit ății zooplanctonice în diagrama general ă a unui model homomorf prin care se identific ă ecosistemele acvatice continentale.
COD – carbon organic dizolvat; COP – carbon organic particulat; Pp – producători primari.
M – bacterioplancton și bacteriobentos; C1 – fitofagi ( zooplancton , bivalve-filtratori)
C"
1 – microfiltratori; D – detritofagi; C2 și C"
2 – zooplancton carnivor ; C'
2 – carnivori bentonici;
C3 și C"
3 – pești planctonofagi; C'
3 – pești bentofagi; C4 – pești răpitori.
S și S' – stoc reciclabil de macro și micronutrien ți.
Indic ă transfer de mas ă și energie/ Flux de energie cuplat cu transferul macro și microelementelor. Fluxul este
unidirecțional.; indic ă faptul că macro și microelementele sunt reciclate.; indică disiparea energiei calorice

71 STADIUL ACTUAL DE CUNOA ȘTERE

Interacțiunile biotice și procesele dependente de densitate a organismelor sunt de importan ță
majoră în cadrul cercet ării ecosistemelor acvatice. Datorit ă numeroaselor sale propriet ăți (ex.
ciclul de via ță scurt, structur ă pe dimensiuni) cercetarea planct onului este deosebit de important ă
pentru testarea unor ipoteze și dezvoltarea de concepte importante în alimentarea bazei teoretice
a ecologiei sistemice. Pozi ția central ă a zooplanctonului în structura trofic ă a ecosistemelor
acvatice a stat la baza modelelor folosite în ecologie. Conceptele de trofodinamic ă, teoria
dinamicii popula țiilor, analizarea rela țiilor prad ă-prădător reprezint ă direcții de cercetarea a
zooplanctonului care și-au adus contribu ția la dezvoltarea bazei teoretice a ecologiei sistemice.
În ultimii ani, cercetarea zooplanctonului a dezvoltat noi concepte în ecologia popula țiilor,
comunităților și teorii cu privire la evolu ție. Aceste aspecte sunt ilustrate prin cercet ările cu
privire la mecanismele dinamicii, competi ției și plasticității fenotipice.

Ecologia popula țiilor a fost puternic influen țată de concepte dezvoltate în cadrul cercet ării
dinamicii popula țiilor zooplanctonice (Elster 1954, Edmonson 1960, Hall 1964). În ultimii ani
interesul cercet ărilor în ecologie s-a concentrat mai ales asupra caracteristicilor dinamice ale
populațiilor (rate ale natalit ății / mortalit ății, productivitate) și mai puțin pe atributele „statice”
(biomasă, abunden ță).

O importan ță majoră în ecologia comunit ăților zooplanctonice au avut-o cercet ările cu privire la
efectele predatorismulu i selectiv în func ție de mărime și dezvoltarea de ipoteze cu privire la
eficiența mărimii organismului (Hrbacek 1962, Brooks și Dodson 1965). Aceste cercet ări au stat
la baza dezvolt ării de instrumente experime ntale (bazate pe dinamica rela țiilor între modulele
trofodinamice) utilizate în ma nagementul ecosistemelor.

La nivelul ecosistemelor acvatice m ărimea organismelor este în concordan ță cu poziția acestora
pe diferitele nivele trofice. Produc ătorii primari sunt de dimensiuni mici și au ciclul de via ță
scurt, zooplanctonul ierbivor are dimensiuni mai mari și un ciclu de via ță mai lung, iar pe știi au
cele mai mari dimensiuni. Zooplanctonul ocup ă o poziție central ă în cadrul structurii trofice a
ecosistemelor acvatice (Figura 1.1.). Datorit ă relațiilor de tip trofic cât și interacțiunilor dintre
modulele trofodinamice prezente în ecosistem ele acvatice, organismele zooplanctonice î și
dezvoltă mecanisme foarte eficiente în preluarea și utilizarea resurselor tr ofice, iar acest fapt se
observă în relațiile de tip competi țional.

8
În situația în care zooplanctonul nu se afl ă sub presiunea pr ădătorilor, consumul și excreția
nutrienților de către acesta controleaz ă biomasa și compozi ția specific ă a fitoplanctonului. Acest
fapt este reflectat de c ătre apariția în structura fitoplanctonului , a speciilor cu indivizi de
dimensiuni mari sau care formeaz ă colonii (>50 μm), forme care prin dimensiune ies in afara
spectrului trofic al specii lor filtratoare din componen ța zooplanctonului.

În general, cercet ările cu privire la comunit ățile zooplanctonice au avut un caracter descriptiv
luând în considerare compozi ția specific ă, ratele de cre ștere și mortalitate, mecanismele de
control (feed-back), r ăspunsul comunit ății zooplanctonice la diferi ți factori de comand ă exogeni
și endogeni etc. (Hutchinson, 1967; Carpenter și Kitchell, 1993; Sommer, 1994). Acest mod de
abordare a fost foarte folosit și este înc ă, aducându- și o contribu ție important ă la dezvoltarea
cunoașterii acestor grupe de organisme (R eynolds 1997). Planctonul în general și comunit ățile
zooplanctonice în special ofer ă modelul potrivit pentru dezvoltarea cunoa șterii în ecologie
(Reynolds 1998). Exempl ele clasice ale cercet ării comunit ăților zooplanctoni ce, prezentate
anterior, nu explic ă întreaga variabilitate observat ă la nivelul acestora datorit ă faptului c ă în
majoritatea cazurilor pentru interpretarea date lor s-a folosit un aparat matematic bazat pe
folosirea mediei (Allen și Starr 1982), iar comunit ățile zooplanctonice includ un num ăr mare de
componente între care se st abilesc numeroase interac țiuni (McCann et al., 1998). Acest tip de
abordare în cercetarea comunit ăților zooplanctonice s-a concreti zat în acumularea unui mare
număr de date descriptive a c ăror valoare predictiv ă este redus ă tocmai datorit ă bogăției
componentelor și interacțiunilor dintre acestea (Harris 1994).
O abordare alternativ ă pentru rezolvarea acestei probleme este utilizarea unor indicatori sensibili
care să surprindă rolul comunit ăților zooplanctonice, și să includă atât parametrii structurali (ex.
biomasa) cât și parametrii func ționali (ex. productivitatea). Folosirea unor astfel de indicatori
reprezintă un pas important pentru studiul ecologiei popula țiilor zooplanctonice, fiind
comparabil ă cu utilizarea concentra ției de “clorofil ă a” (ca r ăspuns al popula țiilor
fitoplanctonice) în cercet ările cu privire la eutr ofizare (Vollenweider 1968). O astfel de abordare
a fost foarte eficient ă în dezvoltarea cunoa șterii în ecologia acvatic ă, fapt susținut de seturile de
modele predictive care au la baz ă rela
ții între concentra ția de fosfor/azot total și clorofila „a”
(Peters 1991).

9La nivel na țional, deși încă din 1912 G. Antipa observ ă abundența organismelor zooplanctonice
din apele Dun ării și presupune importan ța acestora ca surs ă de hrană pentru ihtiofauna râului,
cercetarea propriu-zis ă a acestui compartiment a început practic spre sfâr șitul anilor 1950. Pân ă
atunci majoritatea cercet ărilor cu privire la comunit ățile zooplanctonice au avut caracter faunistic
având o distribu ție izolată. La sfârșitul anilor 1950 s-a demarat un studiu am ănunțit la nivelul
Dunării concretizându-se prin publicarea în 1967 a lucr ării „Limnologia sectorului Românesc al
Dunării (lunca și Delta Dun ării)”.

În anul 1980 Colectivul de Ecologie al Universit ății București și Institutul de Biologie au inni țiat
proiectul de cercetare 121/1980 și au demarat cercetarea în manier ă sistemic ă a sistemelor
acvatice din Delta Dun ării, fiind pentru prima oar ă când se recunoa ște faptul c ă procesul
eutrofizării este principalul factor care influen țează mecanismele productivit ății biologice în
sectorul inferior al Dun ării. În cadrul acestui contract de cercetare au fost diferen țiate
principalele tipuri de ecosisteme din cadrul Deltei Dun ării, iar în urma aplic ării principiilor
analizei sistemice în ecol ogie s-a explicat structura și funcțiile diferitelor compartimente din
cadrul ecosistemelor acvatice.

Cercetări la nivelul Dun ării s-au derulat de asemenea în 1993, în cadrul tematicii care avea ca
scop dezvoltarea cunoa șterii cu privire la “Mecanismele productivit ății biologice din sectorul
inferior al Dun ării” – program de cercetare cu extindere spa țială extinsă la întreg sectorul
românesc al Dun ării. De asemenea, în 1995 Institutul Na țional de Geologie Marin ă și Geo-
ecologie (Geo-Ecomar) a derulat un program de cercetare a st ării ecosistemelor la scara spa țială
a Dunării, Deltei și Mării Negre numit, Programul Ro mânesc de evaluare complex ă a Mării
Negre, Dun ării și deltei acesteia. În anii 1998, 1999, s- a derulat programul de cercetare Re țeaua
Ecologică a Dunării inferioare – cercetare desf ășurată pe sectorul Dun ării inferioare (sectorul
Calafat – Tulcea) și care a vizat cursul Dun ării și a sistemelor din fosta lunc ă inundabila. Acest
program s-a desf ășurat în cadrul Departamen tului de Ecologie Sistemic ă din Universitatea
București. În perioada august – sept embrie 2001 „Comisia Interna țională pentru protec ția
Dunării” a derulat un program de monitorizare al st ării Dunării extins la întreg curs al acesteia,
concretizat prin publicarea în se ptembrie 2002 a unui raport tehni c ce cuprinde printre altele
informații cu privire la comunit ățile fito- și zooplanctonice prezente în diferitele sectoare ale
fluviului.

În 1998 prin apari ția volumului “Dezvoltarea Durabil ă: teorie și practică” (Vădineanu 1998) s-a
definitivat din punct de vedere conceptual modelul homomorf al ecosistemelor acvatice (Figura

101.1.). În tabelul 1.1. este prezentat ă activitatea de cercetare care s-a derulat la nivelul
ecosistemelor acvatice din sectorul Inferior al Dun ării și în care Departamentul de Ecologie
Sistemică a fost implicat. Aceste programe de cerceta re au asigurat alimentarea bazei de date și
cunoștințe, care au contribuit la descrier ea tipurilor de sisteme ecologice și a modulelor
trofodinamice ale acestora.

Tabelul 1.1. Programe de cercetare la nivelul SDI, care fac referire la comunitatea
zooplanctonic ă și în care a fost implicat Departamentul de Ecologie Sistemic ă (1978 – 2002)
Perioada Titlul programului de cercet are Sisteme investigate Referiri la
comunitatea
yooplanctonic ă
1978 Evaluarea poten țialului productiv al
Deltei Dun ării și stabilirea
metodologiilor de valorificare superioară și de conservare a acesteia Ecosisteme acvatice și terestre
din delta maritim ă și
avandeltă. (Complexul Ro șu –
Puiu) Meleaua și Insula Sahalin

Structura zooplanctonului
1980 – 1981 Studiul ecologic al zonei de amplasare
a CNE – Cernavod ă și evaluarea
posibilităților de contaminare a
populației prin lan țurile alimentare Ecosisteme acvatice și terestre
Agrosisteme Dunărea (aval Cernavod ă,
Seimenii Mari), Aliman; Balta
Limpezișu și Rașova;
Cochirleni, IAS Doroban țu,
Siliștea, Saligny, Balta
Ialomiței (IAS Gr ădiștea) Influența poluării
termice asupra
zooplanctonului și a
altor grupe de
animale
1982 – 1983 Studiul unor ecosisteme acvatice
(zoobentos și vegetație submers ă) și a
unor ecosisteme terestre specifice din Delta Dun ării, în vederea
fundament ării măsurilor de protec ție și
conservare a lor Ecosisteme acvatice și terestre
din deltă: Roșu, Isacova,
Matița, Babina, Bogdaproste
și Băclănești; Letea,
Caraorman, și Grindul
Sărăturile
Structura calitativ ă și
cantitativă a
zooplanctonului
1984 Determinarea evolu ției productivit ății
naturale a bazinelor piscicole amenajate din delta Dun ării si a
metodelor de cre ștere a acesteia Bazinele amenajate de la Sarinasuf și Dunavăț pe
intervalul mai – septembrie Dinamica carbonului organic particulat și a
componentelor sale
(fitoplancton,
zooplancton, bacterioplancton,
detritus în suspensie)
1984 Cercetarea dinamicii productivit ății
ecosistemelor acvatice ale Deltei
Dunării și identificarea factorilor ei
determinan ți în vederea valorific ării
resurselor și păstrării echilibrului
ecologic Roșu, Isacova, Bogdaproste
Babina, Mati ța, Băclănești Structura și dinamica
zooplanctonului
1987 – 1989 Cercet ări privind evolu ția principalelor
ecosisteme acvatice din Delta Dun ării
și propuneri de m ăsuri de protec ție în
condițiile amenaj ărilor Roșu, Isacova, Bogdaproste
Babina, Mati ța, Băclănești și
sectorul Br ăila – Tulcea al
Dunării Structura și dinamica
zooplanctonului
1988 Evaluarea situa ției ecosistemelor din
complexul Gorgova – Uzlina și
fundamentarea ecologic ă a lucrărilor de
amenajare în vederea conserv ării
acestora Complexul Gorgova – Uzlina Structura diferitelor
tipuri de vegeta ție

111988 Dinamica troficit ății apelor Dun ării in
sectorul Braila – Tulcea Brăila, Reni, Ceatal Chilia și
Ceatal Sf. Gheorghe Dinamica
concentra țiilor de
nutrienți
1988 Cercet ări pentru optimizarea
caracterului exploat ării stocurilor la
principalele specii de pe ști din bazinele
naturale ale Deltei Dun ării
Roșu, Puiu, Mati ța, Merhei biomasa
zooplanctonic ă
(Rotiferi, Cladocere,
Copepode; pa șnic,
răpitor)
producția medie
zooplanctonicã
1988 Cercet ări ecologice in lacul Razelm
pentru cre șterea produc ției piscicole Razelm, Sinoe biomasa
zooplanctonica
(Rotiferi, Cladocere,
Copepode; pa șnic,
răpitor)
producția medie
zooplanctonicã
1988 Fundamentarea ecologic ă a activității
de control și exploatare a bazinelor
piscicole amenajate Aplicarea rezultatelor
cercetării anterioare în
bazinele piscicole de la Nucet
prin manipularea DIN și TRP;
observații asupra bazinelor de
producție piscicol ă Crevedia
3, Butimanu 7 și Cornești referiri la produc ția
fito- si
zooplanctonului din
aceste bazine.

1989 Caracterizarea st ructurii complexului
de ecosisteme din perimetrul M ăcin
(Nord-Vestul Dobrogei) și identificarea
principalelor canale care constituie
suportul circuitelor biogeochimice
locale Lacul Sărat, Balta Jijilei,
bălțile de lâng ă dealul Orliga,
Insula Brăilei, Bălțile dintre
Smârdan și Măcin, Piatra Fetii Prezentarea și
descrierea tipurilor de
asociații
1990 Determin ări calitative și cantitative
asupra planctonului și bentosului
complexului Razelm în anul 1990
Razelm abunden ța
numerică/biomasa
zooplanctonic ă
1990 Eviden țierea caracteristicilor
procesului de evolu ție a ecosistemelor
acvatice și terestre din Delta Dun ării, a
stării actuale în plan structural și
funcțional și a posibilit ăților de
redresare ecologic ă a acestora Delta Dun ării Referiri la procesul
de simplificare a
compoziției specifice
a comunit ății
zooplanctonice
1993 – 1994 Rolul zonelor de tranzi ție în transferul
de materie și energie în zona
inundabil ă a Dunării inferioare Lacul Dun ăreni (km 118),
Dunăre Gârluța, Dunărea
Veche, Dun ăre Giurgeni,
Lacurile Gâsca și Curcubeu,
Lacul Chiriloaia
Delta Dun ării Structura
zooplanctonului

1994-2001 Re țeaua Ecologic ă a Dunării Inferioare
(REDI)
European River Margins Assessment (ERMAS I și II)
Functional Evaluation of European Wetland Ecosystems (FAEWE) Sistemul de zone umede din
sectorul inferior al Dun ării Structura și biomasa
zooplanctonului
Dunării

1994-2002 Rolul func țional al biodiversit ății
(RFB) Insula Mic ă a Brăilei Structura și biomasa,
distribuția,
conținutul de
nutrienți, modelare
matematic ă

121.1 STRUCTURA COMUNIT ĂȚILOR ZOOPLANCTONICE ÎN LACURILE PU ȚIN
ADĂNCI

Există două articole care introduc conceptele de baz ă necesare explic ării aspectelor majore ale
structurii comunit ăților zooplanctonice în apele pu țin adânci. Primul (Brooks și Dodson 1965)
care scoate în eviden ță importan ța presiunii exercitat ă de către peștii prădători, în timp ce al
doilea (Timms și Moss 1984) pune accent pe importan ța prezenței macrofitelor. Predatorismul
exercitat de pe ști, care este bazat pe sim țul vizual, se coreleaz ă pozitiv cu m ărimea prăzii, acest
lucru fiind valabil atât în sistemele acvatice pu țin adânci cât și în cele adânci. Astfel, organismele
zooplanctonice de talie mare și cu mobilitate redus ă sunt îndep ărtate primele din structura
comunității, ceea ce conduce la modificarea structurii pe dimensiuni cât și a compozi ției
specifice la nivelul comunit ății zooplanctonice. As tfel s-a observat c ă prin introducerea
planctonofagului Alosa pontica (scrumbia de Dun ăre) speciile mari de cladocere (ex. Daphina
sp.) și copepode ( Mesocyclops sp. ) au fost înlocuite de specii mai mici de cladocere (Bosmin a
sp., Ceriodaphni a sp), rotiferi și copepodele de talie mai mic ă (Cyclops sp. , Tropocyclops sp.)
(Brooks și Dodson 1965). Cercet ări ulterioare au confirmat acest fapt (Carpenter et al. 1985,
Gulati et al. 1990, Carpenter and Kitchell 1993, Brett și Goldman 1996, 1997).

În general, acest tip de cercet ări, au constat în observa ții directe și pe experimente și au luat în
considerare zona pelagial ă a ecosistemelor acvatice, respectiv s-au concentrat asupra rela țiilor
dintre Daphnia sp . și Bosmina sp. , rotifere și copepode.
În ecosistemele acvatice pu țin adânci, vegeta ția macrofitic ă submers ă poate fi dominant ă pe
suprafețe mari ale ecosistemului, ceea ce diminueaz ă efectele proceselor “pelagiale“. Timms și
Moss (1984) compar ă două ecosisteme acvatice pu țin adânci cu caracteristici hidrologice
asemănătoare, însă cu structuri foarte diferite ale comunit ăților zooplanctonice, corespunz ătoare
unor sisteme dominate sau nu de vegeta ție macrofitic ă în diferite stadii de dezvoltare.

Sistemele acvatice lipsite de macrofite au fost dominate de Bosmina sp. , copepode ciclopide și
rotiferi. În timp ce în sistemele dominate de macrofite s-a observat o comunitate zooplanctonic ă
foarte divers ă dominat ă de specii de cladocere care se asociaz ă cu vegeta ția: Eurycercus
lamellatu s, Sida cristallina , Polyphemus pediculu s, și câteva specii de Simocephalu s sp., Alon a
sp., Pleuroxu s sp. și Chydorus sp. . Se știe că aceste specii sunt asocia te cu macrofitele (Quade
1969, Zinevici 1969). Irvine et al. (1989) a observat c ă în sisteme acvatice pu țin adânci, cu
macrofite și turbiditate redus ă dar lipsite de pe ști, specii ale genului Simocephalus sp. sunt
dominante, în timp ce specii ale genului Daphnia sp. domină în sistemele lipsite de macrofite, iar

13Bosmina sp. împreună cu copepode ciclopoide sunt dominante în sisteme cu turbiditate mare și
prădătorism exercitat de pe ști.

Schriver et al. (1995) a dove dit pe cale experimental ă că prădătorismul exercitat de pe ști are un
impact sc ăzut asupra comunit ății zooplanctonice într-un me diu structurat de vegeta ția
macrofitic ă, Acest lucru însa se schimb ă dacă densitatea ihtiofaunei se m ărește. Mai mult,
capacitatea vegeta ției macrofite de a oferi refugiu nu depinde numai de densitate ci și de
compoziția specific ă. Blindow et al. (2000) au observat ca Nitellopsis obtusa și Chara tomentosa
determină abundențe crescute ale speciilor zooplanctonice, în timp ce Myriophyllum spicatum nu
pare să fie preferat. Ace știa au arătat că procesul de consum de c ătre zooplancton nu este
important în explicarea densit ății scăzute a fitoplanctonului. Acest fapt datorându-se mai degrab ă
disponibilit ății reduse a fosforului. Jacobsen et al. ( 1997) au demonstrat pe cale experimental ă că
preferința pentru habitat la Daphnia sp. în prezen ța peștilor planctonofagi este determinat ă de
prezenta pe știlor răpitori. Astfel, în prezen ța peștilor răpitori Daphnia sp. a preferat zonele cu
apă liberă, în timp ce în absen ța acestora se refugiaz ă în zonele cu vegeta ție macrofitic ă.

Rezultatele acumulate pân ă în prezent au eviden țiat faptul c ă mai mul ți factori influen țează
relațiile de la nivelul comunit ăților zooplanctonice: a) disponibilitatea redus ă a fosforului la
nivelul fitoplanctonului, care limiteaz ă dezvoltarea unor co mponente ale comunit ății
zooplanctonice (Sterner et al. 1993, MacKay și Elser 1998); b) mecanismele de ap ărare și evitare
a prădătorilor, care se manifest ă în cazul zooplanctonului prin modific ări în comportament,
morfologie și ciclu de via ță (Havel 1987, Larsson și Dodson 1993, Tollrian și Dodson 1998); iar
în cazul fitoplanctonului, formarea de colonii sau modific ări morfologice și ale structurii
peretelui celular (Hessen and Van Donk 1993, Lampert et al. 1994, Lürling și Van Donk 1997,
Van Donk et al. 1999). Jeppe sen et al. (2000) într-o cercetare care a surpri ns 71 de lacuri pu țin
adânci, a observat c ă în cazul cre șterii concentra țiilor de nutrien ți crește și biomasa fito- și
zooplanctonului.

1.2 CARACTERISTICI GENE RALE ALE COMUNIT ĂȚILOR ZOOPLANCTONICE

Comunitatea zooplanctonic ă este format ă din organismele care plut esc liber în masa apei și care
în general au o putere mic ă de locomo ție. Ca și fitoplanctonul, sunt de regul ă mai dense decât
apa de aceea se sedimenteaz ă constant sub ac țiunea forței gravitaționale.

14În majoritatea lacur ilor temperate comunit ățile zooplanctonice sunt domi nate de trei grupe: (1)
rotiferi , cu mărimi cuprinse între 100 μm – 1 mm. Sunt în majorita te organisme sesile sau
asociate unui substrat îns ă, formele libere formeaz ă o component ă majoră a planctonului; (2)
cladocere , au cap distinct și corpul acoperit cu o carapace bivalv ă, în general cu dimensiuni
cuprinse între 0.3 – 12 mm; și (3) copepode cu dimensiuni între 0.5 pân ă la 3.5 mm.

Hrănirea se realizeaz ă prin filtrarea particulelor aflate în suspensie în masa apei sau prin
prădătorism. Rata filtr ării are tendin ță crescătoare direct propor țională cu mărimea corpului și cu
creșterea temperaturii. M ărimea particulelor ingera te este în general propor țională cu mărimea
corpului. La cladocere rata hr ănirii se stabilizeaz ă sau începe s ă scadă pe măsură ce concentra ția
particulelor de hran ă crește. Eficien ța consumului de c ătre zooplancton variaz ă în funcție de
sezon și de caracteristicile ecosistemului acvatic. În decursul unui an, filtrarea apei (consumul)
realizată de comunitatea zooplanctonic ă se reduce la un volum mic ra portat la volumul total al
sistemului acvatic (<15% pe zi). Exist ă situații în timpul anului când presiunea exercitat ă de
zooplanctonul filtrator poate cau za reduceri însemnate ale productivit ății fitoplanctonice.
Succesiunea speciilor alga le poate fi alterat ă de către zooplancton printr-un consum intensiv,
selectiv (pe diferite clase de m ărimi) concomitent cu regenerarea nutrien ților (Hart and Jarvis
1993; Juergens 1994). Anumite alge pot trece neafect ate prin intestinul cladocerilor, iar cre șterea
lor poate fi stimulat ă de conținutul mare de nutrien ți din tubul digestiv al consumatorului. De
asemenea presiunea exercitat ă de peștii planctonofagi poate modifica structura comunit ăților
zooplanctonice, prin eliminarea selectiv ă a speciilor mari.

Eficiența asimilației este variabil ă, dar în general este mai mic ă de 50%. Eficien ța asimilației
crește oarecum la temperaturi mai mari și descrește considerabil la concentra ții crescute de
hrană. Calitatea hranei influen țează de asemenea eficien ța asimila ției. Ratele asimil ării sunt
scăzute atunci când zooplanctonul se hr ănește cu materie organic ă particulat ă (COP), mai mari
atunci când hr ănirea se face cu bacterioplancton
și cele mai ridicate când sursa de hran ă este
reprezentat ă de alge de o m ărime și un tip acceptabile (de regul ă diatomee centrice). Mare parte
din produc ția autotrof ă nu este utilizat ă de zooplancton, aceasta urmeaz ă calea detrital ă sub
formă de carbon organic dizolvat și carbon organic particulat. De și carbonul organic particulat
are un con ținut energetic mai sc ăzut decât algele, acesta constituie o parte important ă din hrana
zooplanctonului (Gulati, R. D. și W. R. DeMott 1997).

151.2.1 ROTIFERII

Sunt pseudocelomate din filumu l Aschelimnthes. Dintre ace știa 75% sunt organisme sesile
asociate cu substratul din zonele litorale. Foarte multe tr ăiesc în apele dulci. Peste 100 de specii
sunt planctonice și formeaz ă o component ă semnificativ ă a comunit ății zooplanctonice, unde
sunt cele mai importante neverteb rate cu corp neted din componen ța planctonului.

Corpul este acoperit de o cuticul ă în general sub țire și flexibilă. La anumite specii cuticula este
subțiată și formeaz ă lorica (aceasta fiind un important caracter taxonomic). Cap ătul anterior sau
corona este ciliat ă. Cilii sunt folosi ți atât pentru locomo ție cât și pentru direc ționarea hranei c ătre
gura plasat ă anterior.

Majoritatea rotiferelor sunt nepr ădătoare. Speciile pr ădătoare cum ar fi Asplachna sp . sunt de
regulă mari și se hrănesc cu protozoare, al ți rotiferi și micrometoazoare de m ărime apropiat ă.
Densitatea rotiferilor atinge valori mari în asocia ție cu macrofitele submerse, unde poate ajunge
la 25.000 indivizi/l. În lipsa macrofitelor popula țiile planctonice sunt mai pu țin dense (200 – 300
ind/l) datorit ă lipsei substratului și a protecției mai slabe fa ță de prădători.

1.2.1.1 Reproducerea

Ciclul de via ță tipic este caracterizat printr-un num ăr mare de genera ții la care reproducerea este
realizată de femele partenogenetice și implică formarea de ou ă diploide a c ăror dezvoltare este
inițiată spontan. Femelele amictice sunt diploide (2n) și produc ou ă amictice (2n) care dezvolt ă
la rândul lor femele amictice. Pot exista pân ă la 20 – 40 genera ții amictice înainte ca
reproducerea sexuat ă să apară. Timpul de dezvoltare al ou ălelor este de apr oximativ o zi în
condiții optime de temperatur ă (aproximativ 230C), deci popula țiile de femele amictice se pot
dezvolta rapid (2 – 5 zile) în condi ții optime de cre ștere. Acesta pare a fi principalul avantaj al
reproducerii asexuate. Ocazional acest ciclu es te întrerupt (probabil o data sau de dou ă ori pe an)
prin dezvoltarea de femele mictice diploide (2n), asem ănătoare cu femelele amictice, îns ă ouăle
acestora urmeaz ă dubla diviziune meiotic ă, fiind ouă haploide (n). Fertilizarea femelelor mictice
de către masculi cauzeaz ă producerea de ou ă de rezisten ță, care pot urma o perioad ă prelungit ă
de diapauz ă fiind foarte rezistente în condi ții extreme. Diapauza se poate extinde pe perioade de
zile, săptămâni, sau luni și poate fi întrerupt ă, printre al ți factori, de schimb ări ale temperaturii,
presiunii osmotice, compozi ției chimice și oxigenării apei. Ou ăle rezistente (de diapauz ă) produc

16totdeauna femele amictice partenogentice. Dac ă ouăle mictice (n) nu sunt fertilizate, din ele se
vor dezvolta masculi haploi zi (n). Masculii sunt redu și ca mărime și complexitate, iar rolul lor
principal este de a produce game ți. Masculii sunt capabili s ă copuleze la numai o or ă de la
eclozare (Rudescu 1960, Wallace and Ricci 2002).

Cauzele apari ției femelelor mictice nu sunt pe deplin clarificate. Se pare c ă stimulii care
determină acest lucru sunt specie-specifici și includ apari ția în num ăr mare a femelelor amictice
în relație cu hrana, acumularea de reziduuri și feromoni, schimb ări de temperatur ă etc.

1.2.1.2 Hrănirea și ratele reproductive

Rotiferii se hr ănesc prin antrenarea partic ulelor mici de seston spre orificiul bucal cu ajutorul
coroanei ciliare. Hr ănirea este în strâns ă relație cu mărimea și forma hranei care const ă mai ales
din celule algale (sunt preferat e particulele mai mici de 12 μm). Rotiferii sunt selectivi în
alegerea hranei.
Anumite specii de rotiferi sunt r ăpitoare – acestea prind și ingeră întreaga prad ă sau străpung
peretele celular și sug conținutul. Asplancha sp. , cel mai mare rotifer, consum ă alge, alți rotiferi
și mici crustacei planctonci și are posibilitatea de a- și schimba m ărimea în func ție de mărimea
particulelor de hran ă.

Rotiferii se hr ănesc cu o gam ă diversă de mărimi ale particulelor de hran ă, fapt ce rezult ă în
separarea acestora în clase de m ărime la nivelul modulelor trofo-dinamice. Împ ărțirea resurselor
în funcție de mărimea particulelor de hran ă previne competi ția dintre diferitele specii de rotiferi.
Această separare sau parti ționare este înt ărită și de observa ția c
ă multe specii de rotiferi coexist ă
în zona pelagial ă. (Pourriot 1977)

Ratele reproductive sunt în rela ție cu calitatea, cantitatea hranei și temperatura. Acestea sunt în
general mai mici în cazul în care calitatea sau cantitatea de hran ă este redus ă.

Temperatura afecteaz ă rata de dezvoltare a ou ălelor, ratele proceselor biochimice
(metabolismul), hr ănirea, mișcarea, longevitatea și reproducerea. Efectul dis tinct al temperaturii
este destul de clar. Cele mai multe specii ectoterme sunt adaptate la temperaturi specifice la care
supraviețuiesc cel mai bine. Nici rotiferii nu fac excep ție de la aceast ă regulă. Anumiți rotiferi
sunt stenotermi în timp ce al ții sunt euritermi.

17

Foto 1.1. Brachionus sp.

1.2.1.3 Migrațiile zilnice

Migrațiile diurne (zilnice) apar la anumite specii îns ă rotiferii sunt înot ători relativ len ți. Viteza
maximă de urcare este redus ă (ex. Filinia sp. aprox. 0.018 cm/sec). Aceasta variaz ă în funcție de
specie, la fel și amplitudinea mi șcării, care poate fi cuprins ă între 0.2 – 6 m/zi. În general se
observă o mișcare către suprafa ță în timpul zilei îns ă nu exist ă o schem ă clară a migrației
rotiferelor (Ruttner-K olisko 1977, Pizarro 1978).

1.2.1.4 Ciclomorfoze

Ciclomorfozele (polimorfismul sezonal) reprezint ă un lucru obi șnuit printre rotifere. Acestea pot
fi împărțite în patru categorii:
1. Alungirea în relație cu grosimea corpului. Pentru anumite specii de Asplancha sp. corpul
poate fi de 5 ori mai lung decât lat în mijlo cul verii comparativ cu forma aproape sferic ă
din primăvară. Formele alungite sunt aproape în totdeauna sterile. Cauza apari ției acestor
forme nu este pe deplin elucidat ă.
2. Lărgirea până la formarea pe peretele corpului de excrescen țe și deform ări. La
Asplancha sieboldi acest tip de schimbare poate fi o adaptare determinat ă de particulele
mari de hran ă.
3. Reducerea m ărimii , vara în mod frecvent la temperaturi mai ridicate, împreun ă cu o
reducere dispropor ționată a lungimii spinilor loricii. Aceast ă schimbare este frecvent ă la

18Keratella sp. . Valoarea adaptativ ă a acestei schimb ări nu este clar ă din moment ce
contribuie la cre șterea ratei de sedimentare a organismului.
4. Producerea de spini laterali . Acest tip de morfoz ă este legat ă de prezen ța prădătorilor.
Forma aparent m ărită, datorită prezenței spinilor, pare s ă aibă ca scop reducere presiunii
exercitate de pr ădătorii prin ținerea la distan ță a acestora.

CRUSTACEI ZOOPLANCTONICI

În apele dulci cele mai frecvent întâ lnite crustacee zooplanctonice sunt Cladocerele și
Copepodele .

Respirația se face prin branhii sau pe suprafa ța corpului. Corpul are trei par ți distincte îns ă
tendința în evolu ție este de fuzionare a abdomenul ui cu segmentele toracice pân ă când
segmentarea corpului pare s ă se fi pierdut (ex.: cladocer i). La majoritatea crustaceelor
zooplanctonice corpul are numeroase perechi de picioare, apendice un ite folosite atât pentru înot
cât și pentru colectarea hranei. Co rpul acestora este de regul ă acoperit, complet sau numai
parțial, de o carapace.

1.2.2 CLADOCERA

Din punct de vedere taxonomic , cladocerii reprezint ă al patrulea ordin al Branchiopodelor .
Include mai ales microz ooplanctonul care variaz ă ca mărime între 0.3 și 12 mm, ex. specii
obișnuite ale genurilor Daphnia . Bosmina. și Chidorus.

Cladocerele au un cap distinct, iar cor pul este acoperit cu o carapace cuticular ă bivalvă. La
nivelul capului se observ ă un ochi mare compus și oceli mai mici sensibili la lumin ă, o pereche
de antene transformate în apendice înot ătoare și gura. Aceasta este format ă din: mandibul ă
chitinoasă folosită pentru fărâmițarea hranei, o pereche de maxile care au rolul de a împinge
hrana între mandibule și un labrum median care acoper ă părțile gurii.

1.2.2.1 Hrănirea

Cladocerii sunt în general filtratori . Au cinci perechi de picioare ata șate ventral la torax , acestea
sunt acoperite cu peri și setae lungi. Mi șcarea picioarelor creeaz ă un curent de ap ă în lungul
valvelor carapacei, care oxigeneaz ă suprafața corpului și antreneaz ă anterior un curent de ap ă
încărcată cu particule de hran ă. Particulele de hran ă sunt filtrate cu ajutorul peri șorilor de pe

19picioare și colectate în intestinul anterior care se afla pozi ționat median la baza picioarelor.
Particulele de hran ă sunt apoi împinse anterior c ătre orificiul bucal unde sunt amestecate cu
secrețiile orale pentru a fi digerate.

Cladocerii din genurile Polyphemus. și Leptodora. sunt pr ădătoare. Acestea au picioare
prehensile pe care le folosesc pentru prinderea pr ăzii format ă din protozoa re, rotifere și crustacee
de mici dimensiuni.

1.2.2.2 Reproducerea

Reproducerea este partenogenetic ă aproape toat ă perioada anului. Femelele produc ou ă, din care
se dezvolt ă, fără a fi fertilizate, mai multe fe mele partenogenteice. Raportul ou ă/pontă variază de
la două la speciile din genul Chydorus, la 40 la speciile mai mari din genul Daphnia . O pontă
este în mod normal eliminat ă în sacul incubator în timpul fiec ărui stadiu de instar (stadiu din
perioada dintre dou ă năpârliri). Cre șterea dimensiunilor corpului la aceste organisme se
realizează prin năpârlirea exoscheletului. Ou ăle sunt depozitate într-un sac incubator, care este
poziționat dorsal și acoperit de valvele carapacei. Ou ăle se dezvolt ă în interiorul acestuia, iar din
ele eclozeaz ă urmașii similari cu p ărinții. De aceea în ciclul de via ță al cladocerilor nu exist ă un
stadiu larvar liber. Num ărul năpârlirilor variaz ă de la o specie la alta. În general exist ă între 2
până la 8 stadii instar juvenile și pot fi pân ă la 20 sau mai multe stadii instar adulte. Fiecare
stadiu instar adult se sfâr șește prin eliberarea stadi ilor tinere din sacul incu bator. Toate acestea se
pot produce în câteva minute. În acest fel un clad ocer adult poate produce câteva sute de urma și
în timpul vie ții dacă există condiții favorabile cre șterii (acestea sunt reprezentate mai ales de
temperatur ă și hrană).

Longevitatea (definit ă ca fiind timpul de la eliberarea oului în sacul incubator și până la moartea
ca adult) precum și timpul între n ăpârliri este invers propor țional cu temperatura. Cre șterea
temperaturii duce la cre șterea ratei n ăpârlirilor și a produc ției de ouă.

Creșterea cantit ății de hran ă, între anumite limite, are efect asupra ratei de dezvoltare a popula ției
(ex. abunden ța numeric ă sau biomasa) prin cre șterea fecundit ății (număr de ouă/individ). Acesta
nu se întâmpl ă imediat, existând o perioad ă de laten ță între cre șterea cantit ății de hran ă și
creșterea num ărului de indivizi, ceea ce genereaz ă oscilații ale mărimii popula ției. Extinderea
acestor oscila ții (ca amplitudine și durată) depind de timpul de laten ță.

20Apariția condițiilor nefavorabile (ex. schimb ări bruște de temperatur ă, secetă sau creșteri mari
ale abunden ței numerice fapt care conduce la cre șterea concuren ței pentru hran ă, sau scăderea
calității și cantității hranei), conduce la diminuarea producerii de ou ă partenogentice. Din
anumite ou ă se dezvolt ă masculii (diploizi 2n) iar altele se dezvolt ă ca ouă haploide (n), care
necesită fertilizare. Femelele care produc aceste ou ă sexuate (n) sunt morfologic similare
femelelor partenogenetice dar produc unul sau câteva ou ă. După ce aceste ou ă sexuate sunt
fertilizate de c ătre masculi, peretele sacului incubator se sub țiază și acoperă ouăle într-o
formațiune semieliptic ă în formă de șa numită efipie (ephippium ). În timpul urm ătoarei năpârliri,
efipia se desprinde ( Daphnia sp. ) sau rămâne atașată (Chydoride ). Dacă ouăle sexuate nu sunt
fertilizate, femelele le vor resorbi. Efipia se scufund ă sau plute ște și este capabil ă să reziste în
condiții extreme de temperatur ă și umiditate. Ea poate fi transport ă de vânt, de curen ții apei, de
păsări sau mamifere mici. În condi ții favorabile din efipie se dezvolt ă femele partenogenetice.

Masculii sunt mai mici și ușor diferiți ca formă comparativ cu femelele. Mecanismele prin care
se produc masculii și femelele care se dezvolt ă din efipii nu sunt pe deplin l ămurite. Producerea
de masculi pare s ă fie în rela ție cu creșterea densit ății populației și o reducere rapid ă a cantității
de hrană (o cantitate redus ă de hrană în mod constant duce la in hibarea reproducerii). Zilele cu
perioadă de lumin ă scurtă cresc producerea de efipii la Daphnia pulex în contrast cu zilele cu
perioada lung ă de lumin ă din mijlocul verii. Toamna, zilele devin mai scurte, num ărul de efipii
produse cre ște.

1.2.2.3 Filtrarea și selectarea hranei

Hrănirea și preferința pentru hran ă a zooplanctonului este important ă aceasta fiind o dovad ă clară
că zooplanctonul și în special cladocerii, au un efect important asupra popula țiilor
fitoplanctonice prin hr ănirea direct ă cât și prin hr ănirea selectiv ă ceea ce influen țează
succesiunea sezonier ă (dinamica) a speciilor fitoplanctonice.
Majoritatea cladocerilor și copepodelor filtreaz ă apa pentru a re ține materia organic ă particulat ă
(POM). Rata filtr ării este exprimat ă ca volum pe unitatea de timp și este definit ă ca volumul de
apă care conține un anumit num ăr de celule consumate de un organism într-o perioad ă de timp.
Mărimea particulelor consumate depinde de morfol ogia perilor (setelor) prin care se filtreaz ă apa
și de abilitatea organismului da a colecta particulele din ap ă, care în procesul de locomo ție sunt
antrenate c ătre acești peri (sete). Rata de hr ănire pare s ă se stabilizeze sau s ă scadă pe măsură ce

21concentra ția hranei cre ște peste anumite valori. Exist ă o explica ție mecanic ă pentru aceste nivele
limitante ale hranei. Astfel la o concentra ție crescut ă a hranei exist ă tendința de scădere a ratei de
mișcare a apendicelor și o creștere a respingerii particulelor de hran ă. Rata de filtrare cre ște
direct propor țional cu lungimea corpului și temperatura. Temperatura la care filtrarea este
maximă este specie specific ă. Există de asemenea o puternic ă corelație pozitiv ă între cre șterea
mărimii corpului și mărimea celor mai mari particule ingerate (ex.: Daphnia sp. și Bosmina
longirostris) .

1.2.2.4 Ciclomorfozele

În cazul cladocerilor ciclomorfozele reprezint ă un fenomen normal și este observat în special la
la Daphnia sp .. Odată cu creșterea temperaturii modelul comun al succesiuni genera țiilor la
anumite specii de Daphnia este apari ția în partea anterioar ă a capului a unei forma țiuni în form ă
de creast ă sau casc ă dar, cu toate acestea lungimea carapacei se schimb ă foarte pu țin. La
formele la care “casca” este mai proeminent ă numărul ouălelor partenogenetice este mai sc ăzut
comparativ cu formele lipsite de “casc ă”. Lungimea “c ăștii” este influen țată de temperatur ă și de
turbulența apei. Aceasta este mai mare în medii turb ulente (ex. epilimnion) decât în mediile mai
liniștite. Ciclomorfozele sunt pu țin vizibile sau nu apar la speciile genurilor Bosmina și
Ceriodaphnia.

Semnifica ția adaptativ ă a ciclomorfozelor nu este înc ă foarte clar ă. Sunt formulate totu și două
tipuri de ipoteze (Pourriot et al 1982):
1. Creșterea rezisten ței la sedimentare – dimensiunile mai mari reduc rata de sedimentare.
2. Reduce m ărimea aparent ă a zonei centrale a corpului vizibil ă pentru pr ădători în timp ce
creșterea apare în structurile periferice transparente. Când planctonofagii dependen ți de
mărimea prăzii sunt mai frecven ți în mijlocul verii, aceast ă ciclomorfoz ă este menit ă să
modifice “cheia vizual ă” după care se ghideaz ă prădătorul.

22

Foto 1.3. Diaphanosoma sp. Foto. 1.4. Bosmina longirostris.

1.2.3 COPEPODELE

Copepodele sunt reprezentate pr in trei grupe taxonomice: (1) Calanoida , (2) Ciclopoida și (3)
Harpacticoida

Corpul este format dintr-o metastom ă anterioar ă (cefalotorax ) împărțită într-o regiune cefalic ă
dotată cu cinci perechi de apendice dotate la râ ndul lor cu antene, plus elementele gurii și toraxul
la care se observ ă șase perechi de picioare înot ătoare. Posterior urosomei se observ ă segmentele
abdominale și terminale, precum și perii caudali mobili cu aspect r ămuros.
Harpacticidele – partea anterioar ă a corpului nu este mult mai extins ă comparativ cu cea
posterioar ă. Primele antene sunt foarte scurte și în general au un sac pentru ou ă poziționat
median. Aceste organisme sunt exclusiv litorale și se găsesc mai ales pe macrofite și în
sedimente. Se hr ănesc prin prinderea și mărunțirea particulelor de hran ă din vegeta ție și
sedimente.

Ciclopidele – partea anterioar ă a corpului este mult mai extins ă decât partea posterioar ă, prima
pereche de antene este scurt ă
, însă de două ori mai lung ă decât la harpacticide. Au doi saci
pentru ou ă poziționați lateral. Majoritatea speciilor sunt litorale, doar câteva sunt planctonice iar
acestea formeaz ă o component ă majoră a comunit ăților zooplanctonice. Sunt în general
prădători. Apuc ă parți ale animalelor și plantelor, perforând celulele acestora. Ciclopii carnivori
includ genurile Macrocyclops și Mesocyclops . Hrana este format ă din microcrustacei, larve de
diptere, și oligochete, care sunt de regul ă mai mari ca dimensiuni. Ciclopii ierbivori includ specii

23din genul Microcyclops , care se hr ănesc cu alge pornind de la diatomee unicelulare pân ă la
speciile filamentoase lungi.

Calanoidele – partea anterioar ă a corpului este mai extins ă decât cea posterioar ă. Prima pereche
de antene este lung ă ajungând pân ă la capătul perilor caudali. Au un singur sac pentru ou ă care
este poziționat median. Sunt specii exclusiv pl anctonice întâlnite în zona pelagial ă. Calanoidele
sunt buni înot ători comparativ cu celelalte gr upuri. Antenele lungi le faciliteaz ă acestora un mod
de locomo ție prin alunecare, iar hrana lor se constituie din alge.

1.2.3.1 Reproducerea

Anumite specii de copepode se repr oduc continuu pe întreaga perioa da a anului, altele numai în
anumite perioade. Toate speciile sunt bisexuale și fac transfer de elemente sexuate de la mascul
la femelă. Fertilizarea poate ap ărea imediat sau câteva s ăptămâni mai târziu. Ou ăle sunt
transportate în saci incubatori. Din ou ă apar larve care înoat ă liber, numite nauplii și care se
dezvoltă prin năpârlire dup ă șase stadii naupliere. Primii nauplii au 3 apendice. Stadiile succesive
se hrănesc, năpârlesc, cresc și capătă mai multe apendice. Dup ă șase năpârliri naupliere rezult ă
copepoditul I în fază de instar. Acest stadiu este mai mare și mai lung decât naupliul. Apar cinci
stadii de copepodit în tipul c ărora se dezvolt ă segmentele corpului și celelalte apendice. Al
șaselea stadiu de dezvoltare al copeoditului este stadiul adult.

Timpul necesar complet ării unui ciclu de via ță variază în funcție de specie. Anum ite ciclopide au
perioade variate de diapauz ă ale oului sau ale copepoditului cu sau f ără închistarea în sedimente.
Diapauza poate dura de la una pân ă la câteva luni. Cauzele pent ru care se produce diapauza nu
sunt clare. Ciclul de via ță sezonier al calanoidelor este în general mai lung decât al ciclopidelor.
Cele mai multe calanoide din z onele temperate au perioade re productive prelungite cu câteva
generații pe an, genera ții între care nu se poate face o distinc ție clară.

24
Foto 1.5. Diaptomus sp.

1.2.3.2 Ciclomorfoze

Spre deosebire de cladocere sau ro tifere la care ciclomorfozele sunt frecvent întâlnite, în cazul
copepodelor acestea nu apar sau sunt minore.

1.2.3.3 Coexisten ța mai multor specii

Speciile de copepode pot folosi unul din cele trei mecanisme pentru a coexista:
1. Separarea sezonal ă
2. Separarea vertical ă în funcție de stratificarea și distribuția hranei
3. Diferențele de mărime în func ție de existen ța particulelor de hran ă utilizate.

1.2.3.4 Migrațiile pe vertical ă

Un fapt u șor de observat la cladoceri și mai puțin extins la copepode este migra ția vertical ă
diurnă datorată stimulului luminos. Exist ă trei tipuri:
1. Migrația nocturn ă – are un singur maxim la suprafa ța apei între apusul și răsăritul
soarelui,
2. Migrația de crepuscul – cu dou ă maxime la suprafa ța apei înainte de r ăsăritul soarelui și
imediat dup ă apusul acestuia
3. Migrația inversă – cu un singur maxim la suprafa ță în timpul zilei (numai câteva specii
prezintă acest tip de migra ție).

Deși aceste organisme r ăspund la schimb ările intensit ății luminii, nu exist ă nici o dovad ă clară
care să ateste că ei tind s ă rămână într-un mediu cu o iluminare constant ă. Stadiile tinere

25migrează în general pe distan țe mai mari decât adul ții fapt observat atât la cladoceri cât și la
copepode. În cazul copepodelor, masculii par s ă migreze mai pu țin decât femelele.

Explicațiile migra țiilor în plan vertical sunt urm ătoarele:

• evitarea presiunii exercitate de pr ădători care î și localizeaz ă prada cu ajutorul organelor
vizuale (ex: pe știi planctonofagi). (Rose 1925, Patriti. 1992)
• calitatea hranei care variaz ă în timpul zilei. Noaptea se observ ă un maxim al sintezei de
proteine ceea ce determin ă o mișcare spre zonele în care calitatea hran ei este temporar
crescută. (Vopel 1999)
• stratificarea termic ă a apei determin ă migrații în plan vertical datorit ă faptului c ă timpul
de digerare a hranei este mai mare la temperaturi mai mici în timp ce eficien ța și rata
hrănirii sunt crescute la temperaturi mai mari. Astfel, ipoteza unei diferen țieri “creștere –
hrănire” sugereaz ă faptul că este mai avantajoas ă hrănirea la temperaturi mai ridicate
într-o perioad ă mai scurt ă de timp, iar digestia s ă se produc ă la temperaturi mai sc ăzute,
ceea ce reduce consumul de energie cheltuit pentru hr ănire, energie utilizat ă în procesul
de creștere .

1.2.3.5 Distribu ția orizontal ă

Distribuția orizontal ă (dispersia) are tendin ța de a fi nerandomic ă (grupată) și este cauzat ă în
principal de mi șcările apei. Caldocerii și copepodele au tendin ța de a se aglomera în epilimnion
pe direcția vânturilor dominante. Turbulen țele de la suprafa ța apei contribuie la distribu ția
grupată deoarece aceste organisme au tendin ța de a se concentra în zonele de suprafa ță adiacente
turbulențelor.

Există de asemenea o tendin ță distinctă de “evitare a țărmului” observat ă atât la cladocere cât și
la copepode. În apropierea liniei de țărm, zona litoral ă este evitat ă de către crustaceii pelagici.
Dacă organismele sunt eliberate inten ționat într-o astfel de zon ă ele se vor mi șca rapid în plan
orizontal cât mai departe de țărm: Dacă regimul de lumin ă este inadecvat orientarea se face în
funcție de înălțimea orizontului și de poziția soarelui. Fenomenul de evitare a liniei de țărm este
frecvent observat în lacurile de munte. (Pourriot et al 1982)

Pe lângă componentele comunit ății zooplanctonice men ționate anterior, trebuie s ă amintim și
stadiile larvare ale dipterului Chaoborus sp .

26
1.2.4 DIPTERA

Cele patru stadii la rvare ale dipterului Chaoborus sp. constituie cel mai important pr ădător
pentru zooplancton din rândul insect elor. Frecvent numit “larva fantom ă” datorită transparen ței
corpului. Se întâlne ște frecvent în lacuri și eleștee. Deși are ochi compu și, folosește
mecanorecep ția pentru localizarea pr ăzii, pe care o prinde cu antenele prehensile. Sunt
considera ți prădători “surpriz ă”, rămânând nemi șcați și așteptând ca prada s ă se apropie la o
distanță convenabil ă înainte de a produce atacul.

Și la Chaoborus sp. se observ ă o puternic ă migrație în plan vertical orientat ă dinspre zona
bentală în timpul zilei și către suprafa ță în timpul nop ții.

Foto 1.6. Chaoborus sp.

1.3 ANALIZA SPA ȚIO-TEMPORAL Ă A DINAMICII ZOOPLANCTONULUI
(PLANURI DE ABORDARE)

Înțelegerea dinamicii și a răspunsului comunit ății zooplanctonice la modific ările factorilor de
comandă externi sistemului necesit ă ca analiza s ă se realizeze și la nivelele superioare.

Dacă analiza se limiteaz ă doar la pozi ția unui nivel f ără a lua în considerare rolul s ău în existen ța
și funcționarea sistemului integr ator, atunci se realizeaz ă doar o descriere a acestuia limitat ă
numai la mecanismele unui fenomen sau proces (Botnariuc 1999).

Lacurile reprezint ă sisteme ecologice deosebit de sensibile la modific ările survenite atât la scar ă
locală (complexe locale de ecosisteme) cât și la scar ă regional ă (complexe regionale de
ecosisteme). Sistemele ecologice au o anumit ă structură determinat ă de schimburile cu sistemele
adiacente sau cu sisteme din cadrul bazinului hi drografic. Au, de asemenea, un rol important în
modularea circuite lor hidrologice și biogeochimice la nivel regional și local, influen țând în mod

27direct și indirect diversitatea biologic ă. De aceea, în țelegerea proceselor care au loc la scar ă
spațială și temporal ă extinsă reprezint ă una din direc țiile de baz ă ale cercet ării ecologice
(Botnariuc și Vădineanu 1982, V ădineanu 1998).

În această direcție se integreaz ă:
(1) identificarea și monitorizarea modific ărilor pe termen lung ale ecosistemelor acvatice.
(2) înțelegerea interac țiunilor între procesele fizice, chimice și biologice cât și efectul lor asupra
caracteristicilor și dinamicii pe termen lung.
– înțelegerea proceselor care au loc la diferite sc ări de timp și spațiu. Examinarea unor procese
cum ar fi rela țiile între nutrien ți și efectele asupra fito- și zooplanctonului; influen ța
proceselor bacteriene asupra disponibilit ății nutrienților și creșterii algale;
(3) abordarea la nivelul complexului regiona l de ecosisteme a ecosistemelor lacustre.
– clasificarea lacurilor în func ție de tipul de intrare a energiei și de transfer a acesteia,
– caracterizarea și înțelegerea dinamicii la scar ă regională.
(4) înțelegerea modului în care activit ățile umane afecteaz ă structura și funcționarea
ecosistemelor acvatice nu numai direct ci și indirect prin modificar ea structurii sau a func țiilor
sistemelor terestre di n bazinul hidrografic.
– observațiile pe termen lung sunt absolut necesare în în țelegerea modului de func ționare, a
structurii și a dinamicii sistemelor lacustre.

1.3.1 Localizarea spa țială a sistemului acvatic și dinamica acestuia

Un element deosebit de important îl reprezint ă localizarea spa țială a sistemelor cercetate atât
asupra dinamicii sistemului ca întreg cât și asupra dinamicii la nivelul comunit ății
zooplanctonice. În acest sens men ționăm conexiunea hidrologic ă între sistemele lentice și lotice
și respectiv dinamica și succesiunea ecologic ă rezultate ca urma re a particularit ăților hidrologice
(Botnariuc 1999). În acela și timp trebuie men ționate și legăturile între diversele sisteme lentice –
conexiunea între diferite l acuri, schimbul de nutrien ți, de materie organic ă, transportul pasiv al
unor întregi popula ții planctonice, etc.

1.3.2 Scara spa țio-temporal ă și dinamica la nivelul comunit ății zooplanctonice

Luând în considerare ideea analizei la diferite sc ări spațio-temporale, se remarc ă, așa cum se
poate observa în figura 1.2., existen ța a cel pu țin trei scări de timp la care este posibil ă analiza,
astfel:

28- fenomenele și procesele la scara spa țio-temporal ă mică, care se desf ășoară cu viteză mare și
sunt caracterizate printr-o dinamic ă relativ rapid ă (ex.: migra ții circadiene, distribu ții locale
datorate ac țiunii vântului etc)
– fenomenele și procesele la scara spa țio-temporal ă medie, se desf ășoară cu viteză redusă și o
dinamică mai complex ă (ex.: alternan ța la dominan ță, distribuția speciilor la nivelul unor
complexe de ecosisteme etc)
– fenomenele și procesele la scara spa țio-temporal ă mare, sunt procese care se desf ășoară pe
perioade mari de timp și cu viteze relativ mici (ex.: simplificarea diversit ății comunit ăților
zooplanctonice la nivelul ecosistemelor sau complexelor de ecosisteme, apari ția sau
dispariția unor specii etc.)

1.3.3 Dinamica la nivelul comunit ății zooplanctonice în func ție de disponibilitatea
nutrienților

Funcționarea oric ărei popula ții reprezint ă “mecanismul esen țial prin care ecosistemul
controleaz ă structura și funcționarea popula țiilor componente astfel încât s ă se asigure reciclarea
cât mai eficient ă a substan țelor” (Botnariuc 1999).

PROCESE RAPIDE:
– Migrații circadiene
– Distibu ții locale datorate
acțiunii vântului etc.PROCESE CU VITEZ Ă MEDIE:
– Distribu ții spațiale
– Alternan ța la dominan țăPROCESE PE TERMEN LUNG:- Simplificarea comunit ăților
zooplanctonice
– Dezvoltarea unor noi popula ții
t

Figura 1.2. Modalit ăți de abordare a dinamicii zooplanctonului func ție de scara de timp și spațiu.

29Biomasa zooplanctonului poate fi controlat ă de concentra țiile de nutrien ții în mod indirect prin
controlul care se exercit ă la nivelul popula țiilor fitoplanctonice (principala surs ă de hrană a
zooplanctonului) (Schin dler 1977, 1978, Vadineanu și Cristofor, 1987), cât și prin procesele care
apar în structura trofic ă (presiunea exercitat ă de prădători, concuren ța pentru resurse etc.), îns ă
interacțiunile dintre ace ști factori sunt pu țin cunoscute (Reynolds 1994).

Dinamica la nivelul comunit ăților zooplanctonice care- și exercită controlul prin consum direct
asupra dinamicii popula țiilor fitoplanctonice (Hrbacek et al . 1961, Gulati et al. 1990, Carpenter
and Kitchell 1993) sau prin reciclarea nutrien ților (Carpenter et al. 1992, Elser și Hassett 1994)
creează un așa numit circuit catalitic (Botnariuc, 1999).

Se afirmă că în sistemele oligotrofe efectul nutrien ților este mediat de excre ția zooplanctonic ă,
astfel că fitoplanctonul de dimesiuni sub 20 – 30 μm va fi consumat în mod direct de c ătre
zooplanctonul filtrator fiind favor izate astfel speciile fitoplanctonice de dimesiuni mari care nu
sunt consumate de organismele zooplanctonice și care folosesc nutrien ții excreta ți de
zooplancton, pe când în sistemele eutrofe, fitoplanctonul este co ntrolat de interac țiunea dintre
zooplancton și încărcarea cu nutrien ți (în aceast ă situație fitoplanctonul nu este limitat din punct
de vedere al nutrien ților).

BIOMASA
FITOPLANCTONULUI
BIOMASA ZOOPLANCTONULUIPraguri critice

Figura 1.3. Dinamica zooplancton -fitoplancton sub influen ța variațiilor în biomas ă (după Kay
1991)
În cadrul unui ecosistem acvatic, odat ă cu creșterea biomasei zooplancton ului filtrator, descre ște
biomasa fitoplanctonic ă (datorită presiunii exercitate de co nsumatori). Ecosistemul urmeaz ă o
traiectorie (linia albastr ă din figura 1.3. – creat ă de atractor). Eventual se atinge un pu nct (X), în
care comunitatea fitoplanctonic ă scade ca reprezentare (sistemul devine instabil) datorit ă
supraconsumului. Pe m ăsură ce comunitatea fitoplanctonic ă se reface, popula țiile zooplanctonice

30filtratoare se reduc pân ă se atinge un al do ilea punct (Y) (sistemul devine din nou instabil) și o
înflorire algal ă poate să apară (traiectoria generat ă de atractor fiind lin ia verde). În termeni
matematici cre șterea și descreșterea biomasei fitoplanctonice reprezint ă “catastrofe”, iar punctele
X și Y sunt numite “praguri critice”.

Deși s-a studiat efectul z ooplanctonului asupra popula țiilor fitoplanctonice la diferite nivele de
concentra ție a fosforului (Jeppesen et al. 1990, Reynolds 1994, Carpenter et al . 1996), în general
implicațiile stării trofice asupra comunit ății zooplanctonice (a planctonul ui în general) nu sunt pe
deplin clarificate.

1.3.4 Rolul compens ării funcționale în rezilien ța ecosistemului fa ță de presiunea
factorilor de comand ă

Răspunsurile ecosistemelor la diferite tipuri de presi uni externe implic ă modificări majore la
nivelul popula țiilor pe care le integreaz ă, însă în cele mai multe cazuri acestea nu sunt urmate de
modificări majore la nivel ecosistemic (Schindler 1987, Schindler et al. 1991, Frost et al. 1995).

Afirmația de mai sus se bazeaz ă pe capacitatea ecosistemului de a- și controla st ările prin
intermediul mecanismelo r de feed-back. Cu toate acestea în condi țiile în care se produce o
modificare drastic ă a valorii factorilor de comand ă este posibil ă afectarea structurii și
funcționării ecosistemului prin scoaterea acestuia din domeniul de stabilitate. “Schimbarea unor
parametri esen țiali ai mediului (biotic sau abiotic) poate duce la multiple c ăi de evolu ție a
dinamicii popula țiilor dintr-un ecosistem.” (Botnariuc, 1999)

Un mecanism important care permite ecosistemului s ă-și mențină structura și funcționarea între
anumite limite este a șa numita “redundan ță funcțională”. Înțelegerea factorilor care determin ă
compensarea func țională în dinamica comunit ăților ca mecanism important de control al
stabilității funcționale a ecosistemului va pe rmite prognozarea cu o mai bun ă rezoluție a
răspunsurilor sistemelor ecologice la modific ările factorilor de comand ă. (Ives 1995, Frost et al.
1992, Lawton și Brown 1993, Walker 1995, Botnariuc 1999).

Redundan ța funcțională se bazeaz ă pe abunden ța relativă a speciilor componente, un rol
important avându-l diversitatea specific ă, cea care furnizeaz ă sistemului c ăi multiple de
succesiune permi țând multiplicitatea traiecto riilor. (Botnariuc 1999)

311.4 SUCCESIUNEA ECOLOGIC Ă ȘI SEMNIFICA ȚIA EI PENTRU COMUNITATEA
ZOOPLANCTONIC Ă

Înțelegerea dinamicii pe termen lung a difer itelor categorii de sisteme ecologice cât și a
componentelor biocenotice (comunitatea zooplanctonic ă) necesită evidențierea faptului c ă aceste
sisteme sunt sisteme ierarhizate și că din acest punct de vedere exist ă și o ierarhie a domeniilor
de stabilitate.
Dinamica sistemelor ecologice reprezint ă esența procesului de dezvoltare (V ădineanu 1998). În
cadrul acestei dinamici pe termen lung se pot surprinde dou ă serii de st ări calitativ diferite.
– procesul de cre ștere sau de succesiune a sistemului (dezvoltare în plan structural și
funcțional având ca tendin ță maximalizarea fluxului de energie și a vitezei de reciclare a
elementelor, și în consecin ță creșterea gradului de stab ilitate a sistemului)
– procesul de evolu ție a sistemului (diferen țierea domeniului de st abilitate, diversificarea
rolului func țional al diferitelor componente ale sistemului).

Tendința sistemelor ecologice este dat ă de comportamentul lor an tientropic ceea ce presupune
maximalizarea fluxului de energie prin si stem, fapt care la nivelul comunit ății zooplanctonice ( și
nu numai) se traduce prin maximalizarea tutu ror caracteristicilor acestui compartiment (cre șterea
densit
ății fluxului de energie, cre șterea eficien ței de asimilare a energiei, cre șterea capacit ății de
a transfera energia stocat ă, etc.). Mecanismele pr in care se realizeaz ă această maximalizare sunt
direct răspunzătoare de dinamica pe termen scurt și lung a popula țiilor zooplanctonice, acestea
fiind cuplate în special cu transform ările de la nivelul comunit ăților de produc ători primari din
cadrul ecosistemului acvatic dar și cu transform ări la nivelul ecosistemului ca întreg:
– creșterea num ărului de popula ții componente
– creșterea num ărului de specii, cu necesit ăți divergente în condi țiile și cu resursele
ecosistemului dat.
– specializarea func țională
– restructur ări calitative

Factorii de comand ă importan ți în dinamica popula țiilor zooplanctonice sunt caracteriza ți de
fluctuații cu caracter periodic și neperiodic. Ace știa determin ă caracterul dinamic și face posibil ă
apariției diferitelor traiectorii pe care sistemul le poate urma.

32Acceptarea faptului c ă sistemele ecologice sunt sisteme dinami ce, neliniare, departe de starea de
echilibru, conduce la ideea c ă acestea pot în orice moment s ă se înscrie pe o alt ă traiectorie sub
influența diferiților atractori.

Atunci când parametrii de cont rol ai sistemului prezint ă fluctuații neperiodice datorate
amplificării oscila țiilor (fluctua țiilor) peste o anumit ă limită (capacitate de suport), prin
îndepărtarea de starea de “echilibru” sistemul reu șește să depășească bazinul de atrac ție inițial
(creat de at ractor) creându- și astfel posibilitatea de a și bifurca (multiplica) traiectoria intrând
astfel într-o faz ă de haos.

Starea de haos nu este decât o “stare tranzitorie în “evolu ția” sistemului c ătre o nou ă stare de
echilibru dinamic (de ordine a sist emului)”. Cu alte cuvinte evolu ția unui sistem (în aceasta faz ă)
este practic imprevizibil ă (Botnariuc, 1999).
Analiza realizat ă pentru comunitatea zooplanctonic ă permite descrierea într-o anumit ă măsura a
oscilațiilor, pe care le dezvolt ă aceasta sub influen ța presiunii factorilor de comand ă (variațiile
dinamicii popula țiilor fitoplanctonice și ai parametrilor fizico-chimici ai apei, concentra
ția de
nutrienți din masa apei, presiunea exercitat ă de celelalte module func ționale ale ecosistemului).
Astfel în sistemele acvatice oligotrofe fluctua țiile parametrilor de control se realizeaz ă într-un
anumit domeniu de varia ție conferindu-le acestora caracter de regim determinând astfel tranzi ții
de stare periodice ale comunit ății zooplanctonice. Atunci când pr esiunea factorilor externi cre ște
sau apar factori care amplific ă oscilațiile sistemului acesta poate intra într-o nou ă stare de
tranziție numită și stare haotic ă.

În cazul comunit ății zooplanctonice aceasta are dr ept urmare: modificarea gradat ă a parametrilor
de control ce determin ă tranziția acesteia de la un sistem cu o dinamic ă periodică (sub aspect
calitativ – alternan ța sezonier ă a dominan ței speciilor, prezen ța anumitor specii; și sub aspect
cantitativ – limit ări ale biomasei zooplanctonic ă). În cazul unei st ări haotice dinamica prezint ă
modificări atât în plan structural cât și funcțional. Sistemul în aceast ă stare fiind mult mai
“instabil”, fapt care face foarte dificil ă orice previziune asupra traiectoriei pe care o va urma
(figura 1.4.).

33
VARIABILE
DE STARE
VARIABILE DE STAREPuncte de optim
Traiectorii
ale sistemului
Punct de bifurca ție
Stare de haos

Figura 1.4. Dinamica traiectoriilor ur mate de sistem sub influen ța atractorilor (dup ă Kay 1991)

1.5 STAREA TROFIC Ă

În general starea trofic ă a unui ecosistem acvatic este încadrat ă astfel:
• Ecosisteme acvatice oligotrofe – caracterizate în general de adâncimi relativ mari (adâncimea
medie > 15 m). Transparen ța este mare iar densitatea plantelor este mic ă. Nutrienții (fosforul și
azotul) sunt elemente care limiteaz ă dezvoltarea algal ă.
• Ecosisteme acvatice mezotrofe – un termen care define ște o linie de separa ție între lacurile
oligotrofe și cele eutrofe. Din acest punct de vedere, în sistemele lacustre de acest tip parametrii
de stare definitorii sunt caracteriza ți de valori intermediare. As tfel disponibilitatea nutrien ților,
adâncimea, transparen ța, produc ția biologic ă, concentra ția oxigenului au valo ri care le confer ă
statutul de sisteme mezotrofe.
• Ecosisteme acvatice eutrofe – sunt în general ecosisteme acvatice pu țin adânci, (adâncimea
medie < 10m), cu concentra ții ridicate de nutrien ți, care favorizeaz ă creșterea organismelor
planctonice în apele de suprafa ță. Coloana de ap ă are turbiditate crescut ă iar produc ția biologic ă
prezintă valori mari la toate nivelele. Stratul de ap ă de la interfa ța cu sedimentele devine anoxic
în perioada stratific ării de vară.

Se accept ă în acest moment ideea c ă aceste descrieri ale diferitelor sisteme ca oligotrofe, eutrofe
sau mezotrofe nu au un în țeles absolut, fiind îns ă folosite ca termeni generici pentru a clasifica
starea nutrien ților din anumite sisteme acvatice, sau pentru a descrie efectele nutrien ților asupra
calității apei.

1.6 DINAMICA ST ĂRII TROFICE A ECOSISTEMELOR ACVATICE

Există o serie de particularit ăți în ceea ce prive ște succesiunea ecologic ă a sistemelor acvatice
comparativ cu succesiunea ecosist emelor terestre iar aceste tr ăsături sunt conferite în mare parte

34de structura produc ătorilor primari. Succesiunea ecosist emelor acvatice es te reprezentat ă de
trecerea de la sisteme oligotrofe c ătre sisteme eutrofe și hipertrofe (Figura 1.5.).

Sistemele “mature” sunt caracterizat e printr-o diversitate crescut ă, nutrienții disponibili fiind
rapid încorpora ți în biomas ă, rata de reciclare sc ăzută., în timp ce, sistemele “tinere” sunt
caracterizare printr-o diversitate sc ăzută, existența și disponibili tatea nutrien ților în cantit ăți mari
(producătorii primari insuficient diversifica ți și cu biomas ă redusă nu pot prelua întreaga
cantitate de nutrien ți), raportul P/B pentru aceste sist eme are valori mari (Botnariuc și
Vădineanu, 1982).

Ecosistemele acvatice pu țin adânci frecvent întâlnite în Sistemul Dun ării Inferioare (SDI)
prezintă o dinamic ă mult mai rapid ă în strânsă legătură cu dinamica hidrologic ă a râului care le
alimenteaz ă. Caracteristicile și dinamica acestor sisteme dominate de vegeta ția macrofitic ă
(submersă și emersă cu frunze plutitoare) se aproprie de cea a sistemelor terestre.

ECOSISTEME OLIGOTROFE:
– Transparen ță mare
– Domin ă macrofitele submerse
NUTRIENȚI
TURBIDITATE ECOSISTEME HIPERTROFE:- Dominate de fitoplancton
– Turbiditate mare ADÂNCIME

Figura 1.5. Tendin țe ale dinamicii ecosistemelor acvatice lentice în func ție de concentra ția
nutrienților și transparen ța Secchi (dup ă Scheffer et al 1993)

35Evoluția rapidă a procesului eutrofiz ării la scar ă spațio-temporal ă a fost investigat ă și
caracterizat ă pe larg în literatura de specialitate, publicat ă în ultimele decenii (Reuss 1970;
Keeney 1973; Harper 1992). Am re ținut pentru aceast ă scurtă caracterizare general ă a procesului
câteva dintre numeroasele defini ții existente, men ționând că am optat pentru ultima dintre ele

Definiția 1: Termenul de eutrofizare a fost folosit de c ătre unii autori (UNE P 2004) pentru a
exprima cre șterea produc ției biologice a lacurilor cu o rat ă mai mare decât cea înregistrat ă în
“condiții normale” (caracterul de regim al fluctua țiilor concentra țiilor de nutrien ți). (Botnariuc și
Vădineanu 1982, Botnariuc 1999)

Definiția 2: Eutrofizarea reprezint ă răspunsul unui ecosistem la disponibilitatea crescând ă de
nutrienți. Acest r ăspuns const ă în creșterea productivit ăți și producției primare, înso țit la rândul
său, de modific ări profunde în structura trofic ă și calitatea resurselor și serviciilor furnizate de
către ecosistemele acvatice continentale. Transfer ul energetic de la un nivel la altul opereaz ă cu o
eficiență de aproximativ 10-15%. (Hubicki 1998).
Definiția 3: Eutrofizarea poate fi definit ă ca îmbog ățirea cu nutrien ți a ecosistemelor acvatice,
fapt ce conduce la cre șterea excesiv ă a produc ției algale și/sau a macrofitelor acvatice. Acest
proces are implica ții directe și indirecte asupra calit ății apelor. (din ma nualul de utilizare a
modelului Bathtub 1998)
Definitia 4: Proces natural a c ărui viteză este strict dependent ă de viteza (rata) de evolu ție
a sistemului integrator (a ecosistemului) și care este accelerat prin interven ția sistemelor
socio-economice. (Vădineanu 1998)
1.7 SUCCESIUNEA IN SISTEMELE LACUSTRE

Pe baza cuno ștințelor acumulate se poate afirma c ă lacurile oligotrofe sunt lacuri adânci iar
lacurile eutrofe sunt lacuri cu adâncime mic ă. (Naumann 1927, Thienemann 1938). Pe baza unor
asemenea observa ții s-a conturat ideea conform c ăreia, pe parcursul su ccesiunii ecologice a
sistemelor lacustre (timp geologic), dinamica st ării trofice urmeaz ă tendința generală de la oligo
la eutrofie sau hipertro fie . S-a considerat c ă la scară geologic ă de timp sistemele lacustre ar
evolua către sisteme terestre predominant prin colmatare mineral ă sau/și colmatare organic ă.
Bineînțeles că excepțiile de la aceast ă tendință generală nu sunt absente. Este cazul marilor lacuri

36din Valea Riftului African, unde coborârea (scufundarea) plat oului are drept urmare o cre ștere a
adâncimii lacurilor pe perioade de timp geologice.

În general s-a afirmat c ă rata de acumulare a sedimentelor minerale în lacuri a fost în medie de
aproximativ 1 mm/an. Totu și măsurătorile și estimările efectuate în lacurile de mic ă adâncime
situate în luncile inundabile ale marilor fluvii, a fost considerabil mai mare.

Ideea că există un proces succesional de la sisteme oligotrofe spre sisteme eutrofe este sus ținută
prin examinarea fosilelor din sediment ele lacurilor. (Ha ll R. et al 1999)

Cele mai adânci sedimente (în principiu cele mai vechi sedimente) au o mai mare abunden ță de
organisme caracteristice condi țiilor de oxigenare intens ă pe când cele din sedimentele de mai
mică adâncime (mai recent depuse) con țin organisme care sunt mai tolerante la condi ții de
hipoxie sau anoxie. Procesul de eutrofizare care ar înso ți succesiunea ecologic ă a ecosistemelor lentice este cunoscut
și ca proces de eutrofizare natural ă.
Activitatea extensiv ă și intensivă a populațiilor umane a contribuit pe diferite c ăi la accelerarea și
globalizarea procesului de eutrofizare. În consecin ță se consider ă că amploarea și consecin țele procesului de eutrofizare are, în ultimile
5 – 6 decenii, ca factori de comand ă principali activit ățile umane, de unde și conceptul de
eutrofizare cultural ă.
Principalii nutrien ți implicați în procesul de eutrofizare sunt C, N, P, Si. Dinamica nutrien
ților
reprezintă elementul cheie în modelarea procesului de eutrofizare deoarece disponibilitatea
acestora constituie principalul factor care controleaz ă înfloririle algale și în egal ă măsură
structura popula țiilor planctonice.

Lacurile pu țin și foarte pu țin adânci pot fi încadrate în dou ă game distincte ale st ărilor de trofie,
la rândul lor modulate de c ătre concentra țiile de nutrien ți:
1. la concentra ții reduse de nutrien ți ([N T] ≤ 103µg N l-1și [P T] ≤ 30µg P l-1) (oligo și
mezotrofie), transparen ța Secchi este total ă sau quasitotal ă și macrofitele submerse se

37diferențiază ca principalul modul trofodinamic care absoarbe și concentreaz ă energia
radiantă solară.
2. concentra ții ridicate de nutrien ți ([N T] ⊆ (103, 2.5*103)µg N l-1și [P T] ⊆ (30, 300)µg P l-1)
care caracterizeaz ă stările de eutrofie și hipertrofie, în care algele fitoplanctonice se
dezvoltă excesiv și turbiditatea este crescut ă.

Lacurile cu concentra ții moderate de nutrien ți oscileaz ă între cele dou ă domenii ale st ărilor de
tranziție. Aceste oscila ții se pot produce foarte rapid, datorit ă relațiilor de competi ție pentru
nutrienți care apar între macrofite și fitoplancton. Competi ția dintre macrofitele submerse și
speciile de alge fitoplan ctonice este la rândul s ău modulat ă de o gam ă de factori de comand ă
endogeni și exogeni, dintre care: poluare difuz ă cu nutrien ți și materie organic ă la nivelul
bazinului hidrologic; oscila țiile de nivel ale coloanei de ap ă; speciile str ăine invazive și
concentra țiile suspensiilor minerale, au un rol semnificativ (Scheffer et al 1993).

1.8 MECANISME DE CONTROL ÎN SISTEMELE ACVATICE PU ȚIN ADÂNCI
Lacurile pu țin adânci sunt sistemele acvatice care pot fi colonizate la scar ă spațială extinsă de
macrofite și care nu se stratific ă din punct de vedere termic pe intervale mari de timp în
perioadele de var ă (Jeppesen et al. 1997, Sc heffer 1998). Acestea au o adâncime medie mai mic ă
de 3 metri, iar suprafa ța lor poate varia de la mai pu țin de un hectar pân ă la mai mult de 100 km2.
Interacțiunile intense la interfa ța apă – sediment cât și impactul relativ mare al vegeta ției
acvatice face ca func țiile lacurilor pu țin adânci s ă fie foarte diferite de cele ale lacurilor adânci
(Scheffer 1998). Din punct de vede re teoretic, pe baza observa țiilor făcute cât și a
experimentelor realizate la diferite sc ări s-a observat c ă interacțiunile biotice și abiotice între
diferitele componente ale re țelei trofodinamice și mediului abiotic conduc la dou ă stări de
tranziție stabile, ambele producându-se prin mecanisme de feedback (sintetizat de Scheffer 1998,
Figura 1.12).

38

Figura 1.12. Mecanisme de feed-back pozitiv (+) și negativ (-) în lacurile pu țin adânci (dup ă
Scheffer et al. 1993).

O stare de tranzi ție, care domin ă la concentra ții scăzute de nutrien ți, este caracterizat ă de
abundența macrofitelor și a turbidit ății reduse a apei. Aceasta stare este stabilizat ă de presiunea
zooplanctonului ierbivor, abunden ța scăzută a popula țiilor de pe ști planctonofagi și fitofagi și
abundența ridicată a peștilor prădători.
O altă stare este caracterizat ă prin abunden ța crescută a fitoplanctonului și a turbidit ății pe fondul
unor concentra ții relativ crescute de nutrien ți (Vădineanu et al. 1987, Scheffer et al. 1993, Moss
1998). Starea de tranzi ție caracterizat ă de turbiditatea crescut ă este stabilizat ă prin limitarea
regimului de lumin ă datorită înfloririlor algale, presiunea sc ăzută exercitat ă de zooplancton,
abundența crescută
a populațiilor de pe ști planctonofagi și bentonofagi.

La nivele intermediare de nutrien ți, pot apare ambele st ări de tranzi ție. Într-un ecosistem acvatic
puțin adânc prezen ța sau absen ța macrofitelor are o mare influen ța asupra posibilelor
interacțiunii dintre componentel e biotice sau abiotice și de aceea astfel de sisteme ecologice

39susțin teoria echilibrului alternativ al lacurilor pu țin adânci (Scheffer et al. 1993, Jeppesen et al.
1997, Scheffer 1998).

Macrofite – nutrien ți: relația dintre nutrien ți și macrofite este complex ă (e.g. Meijer et al.
1994). Macrofitele pot ac ționa ca pompe de nutrien ți prin preluarea ace stora din sediment și
eliberarea lor în masa apei (Carpenter 1980, 1981), sau ca sedimentatori de nutrien ți prin părțile
moarte care ajung în rezervorul bental (s edimente) (Van Donk et al. 1993). Datorit ă turbulențelor
reduse, condi țiile de anaerobioz ă apar cu u șurință la interfa ța apă – sediment, ceea ce creeaz ă
condițiile pentru eliberarea fosforului din sedimente (Lijklema 1994). Pe de alta parte, procesele
de amestec (circula ție) în masa apei sunt de asemene reduse datorit ă prezentei macr ofitelor , ceea
ce limiteaz ă încărcarea intern ă cu nutrien ți a coloanei de ap ă (Sondergaard et al. 1992).

Macrofite – turbiditate: prezența vegetației macrofitice are efect negativ asupra turbidit ății. În
primul rând, m ărește stabilitatea la interfa ța apă – sediment, astfel încât procesul de resuspendare
a sedimentelor în coloana apei sub ac țiunea vântului este mult di minuat (Canfield et al. 1984,
Jeppesen et al. 1990). De asemenea, pe lâng ă reducerea ac țiunii vântului se reduce și forța
valurilor. Datorit ă lipsei circula ției apei la nivelul macrofitelor se reduce adâncimea de amestec
fapt care conduce la cre șterea ratei de sedimentare a fitoplan ctonului si materiilor în suspensie,
factori deosebit de importan ți ai turbidit ății (Scheffer 1998). De asemenea, s-a constatat c ă peștii
bentonofagi, care pot resuspenda pân ă la de cinci ori greutatea lor în sediment într-o zi în timpul
hrănirii, nu sunt în general prezen ți în zonele cu vegeta ție densă (Lammens 1989). În final,
biomasa fitoplanctonic ă este scăzută în sistemele acvatice dominate de macrofite și datorită
competiției directe și indirecte pentru lumin ă și nutrienți (Wetzel 2001).

Macrofite – fitoplancton: Macrofitele întârzie dezvoltare a fitoplanctonului pe câteva c ăi: pot
reduce disponibilitatea luminii în masa apei prin procesul de umbrire (Wetzel 2001). De
asemenea, reduc cantitatea de nutrien ți disponibil ă (în special azot) f itoplanctonului, prin
preluarea de câtre plante și perifiton , cât și prin stimularea procesului de denitrificare la nivelul
stratului de vegeta ție macrofitic ă datorită ciclurilor zilnice de oxigenare și deoxigenare la nivelul
sedimentelor. În coloana de ap ă lipsită de curen ți, speciile fitoplanctonice care nu au capacitate
de deplasare cât și cele care plutesc liber se vor sediment a mult mai rapid (Van den Berg et al.
1997). Exudatele produse de macr ofite pot, de asemenea, s ă încetineasc ă creșterea
fitoplanctonului (Anthoni et al. 1980, Wium-Andersen et al. 1982, Wium-Andersen et al. 1987).
În final, presiunea exercitat ă de zooplanctonul ierbivor, cauzat ă indirect de prezen ța vegetației
macrofitice, contribuie la cre șterea mortalit ății fitoplanctonului.

40
Macrofite – module trofodinamice reprezentate de popula ții heterotrofe: Macrofitele au un
efect similar asupra macronevertebratelor, zooplanctonului și comunit ăților ihtiofaunei. În
general, pr ădătorismul exercitat de popula țiile de pești este redus datorit ă diversității structurale a
habitatului fapt care împiedic ă contactul vizual al pred ătorilor cu prada. Mai mult,
disponibilitatea hranei (macrofite intacte, material vegeta l in descompunere si perifitonul
dezvoltat pe materiile vegetale) pentru consumatorii primari (macronevertebrate și zooplancton)
este mai mare (e.g. Kornijow et al. 1995, Hoyer et al. 1997). Al doilea proces care conduce la
creșterea densit ății nevertebratelor la nivelul macrofitelor este presiunea relativ sc ăzută a peștilor
prădători (e.g. Timms and Moss 1984, Diehl 1988, Lauridsen și Lodge 1996). Prezenta vegeta ției
este de asemenea unul din factorii principali în structurarea comunit ăților de pe ști (Meijer et al
1995). Prezen ța macrofitelor poate schimba balan ța competitiv ă în favoarea bibanului ( Perca
fluvitailis ), comparativ cu pl ătica ( Abramis brama ) și babușca (Rutilus rutilus ) (Winfield 1987,
Diehl 1988), deoarece ace știa au un substrat important pentru depunerea ou ălelor (Giles 1992), și
oferă zonă de refugiu împotriva pe știlor prădători.

1.9 FACTORI CARE INFLUEN ȚEAZĂ DINAMICA ZOOPLANCTONULUI

Modificarea st ării trofice a sistem elor ecologice dun ărene s-a realizat datorit ă modificărilor
survenite la scara bazinului , conducând prin modific ări structurale (lucr ări hidrotehnice,
îndiguiri, cre șterea cantit ăților de nutrien ți din surse punctiforme și difuze) la cre șterea
concentra țiilor de azot și fosfor și la modificarea unor parametrii fizici și fizico-chimici ai apei
(turbiditate, pH etc.).

Din defini ția sistemelor ecologice “ca structuri disipa tive, strict dependente de o intrare continu ă
de energie de calitate superioar ă care este acumulat ă, concentrat ă, transformat ă și
disipată/împrăștiată în trepte, astfel încât rezult ă creșterea gradului de organizare (comportament
antientropic)” și din men ționarea faptului c ă sistemele ecologice (dezvoltarea și evoluția lor) sunt
guvernate de principiul maximaliz ării fluxului de energie concentrat ă (Botnariuc și Vădineanu
1982, Vădineanu 1998, Botnariuc 1999), rezult ă că populațiile zooplanctonice ac ționează pe
baza acelora și principii, reac ționând la modificarea st ării de trofie a sist emului integrator.
Principiul maximaliz ării fluxului de energie este extrem de important pentru faptul c ă el
condiționează tranzițiile de stare ale si stemelor ecologice.

41Într-o serie de lucr ări publicate în perioada 1980-1995 s-a considerat c ă, pentru ecosistemele
acvatice din Delta Dun ării, valoarea critic ă a raportului azot fosfor (N:P) a fost de 10. În aceste
ecosisteme s-a demonstrat c ă pentru valori semnificativ mai mari de 10 ale raportului N:P, rolul
de factor limitant l-a îndeplinit fosforul, în timp ce pentru va lori seminificativ mai mici dec ăt 10,
rolul de factor limitant l-a îndeplinit concentra ția de azot anorganic dizolvat. În aceste condi ții
producându-se înfloririle algale (N:P<10) spec iile de cianobacterii fixatoare de azot, au un
avantaj competi țional, (Vădineanu și Cristofor 1987, V ădineanu și colab., 1989, 1992)

Este astfel, de a șteptat ca modific ările calitative și cantitative din structura comunit ății
fitoplanctonice (ex.: tranzi ția de la comunit ăți dominate de chloroficee și diatomee la cele
dominate de cianoficee; dominan ța câtorva specii de alge; biomas ă > 5 nanogr. l -1) să determine
modificări semnificative în componen ța și structura zooplanctonului.

1. Lumina și temperatura

Cantitatea de lumin ă influențează migrațiile zilnice pe vertical ă, cele mai multe specii
zooplanctonice preferând zonele cu o intensit ate a luminii mai redus ă, de asemenea, ratele de
creștere ale celor mai multe specii fitoplanctonice sunt in mod direct lega te de cantitatea de
lumină. (Vopel 1999) Temperatura este un factor foarte important pentru comunitatea
zooplanctonic ă, el influen țând în mod direct ratele de cre ștere (frecven ța năpârlirilor)
organismelor (Gillooly 2002).
Speciile sunt adaptate la diferite temperaturi și deci pot fi g ăsite în diferite perioade ale anului cât
și la adâncimi diferite în coloana de ap ă. Cele mai multe specii zoopl anctonice se pot dezvolta
între limite destul largi de temperatur ă.
2. Factori biologici de control

Zooplanctonul se hr ănește în mod selectiv cu diferite specii de alge, specii c ărora le poate limita
creșterea. Excre ția de fosfor și azot de c ătre popula țiile zooplanctonice și de către popula ții de
pești contribuie la reciclarea reze rvei disponibile de nutrien ți și respectiv stimuleaz ă
sau
determină în bună măsură răspunsurile componentelor fitoplantonice. Presiunea exercitat ă de
consumatori de ordin superior (zooplancton pr ădător și pești) are un rol importa nt în dinamica
structurii comunit ății zooplanctonice dintr-un ecos istem acvatic. Astfel, cercet ările au ar ătat că

42peștii planctonofagi pot avea un rol foarte important în dinamica abunden ței numerice și a
structurii pe clase de m ărimi a popula țiilor zooplanctonice (Jeppesen et al. 1997). Prada este
vizualizat ă și “selectat ă”, pe baza caracteristicilor individului, de și lamelele branhiilor anumitor
peștii filtreaz ă zooplanctonul din ap ă prin simpla trecere a acestuia de la orificiul bucal pân ă la
branhii. Pe știi planctonofagi selecteaz ă indivizii cu m ărime mare și în acest fel elimin ă în primul
rând cladocerele mari din structura comunit ății zooplanctonice. Când selec ția pe baza m ărimii
exercitată de către pești nu are efect, și formele mari de organisme zooplanctonice sunt prezente,
organismele zooplanctonice cu dime nsiuni mai mici nu au fost g ăsite împreun ă cu formele de
talie mare. Aceasta se explic ă prin prădătorismul selectiv al al tor nevertebrate (copepode,
Chaoborus sp. și cladocere pr ădătoare, Leptodora sp. ).

1.10 IMPLICA ȚIA ZOOPLANCTONULUI ÎN CIRCUITELE BIOGEOCHMICE

Dinamica st ărilor de tranzi ție ale sistemelor acvatice ca urmare a diferi ților atractori este
reflectată la nivelul circuitelor biogeochimice ale principalilor nutrien ți (azot și fosfor) având ca
rezultat modific ări de ordin structural și funcțional la nivelul modul elor trofodinamic.

Zooplanctonul afecteaz ă compoziția chimică și circuitele de materie între materiile particulate și
dizolvate direct prin procesele asociate consumului selectiv și respectiv proces ării hranei. În
plus, gradul de interdependen ță a zooplanctonului și a produc ătorilor primari m ărește
variabilitatea sezonier ă și regional ă a abunden ței „stocurilor” de produc ători primari, utilizarea
nutrienților și eficiența reciclării și influențează ratele de export ale el ementelor. De aceea se
recunoaște rolul esen țial pe care zooplanctonul îl are la nivelul circuitelor biogeochimice locale
și globale.

Nu vom detalia aici circuitul biogeochimic al fosforului și azotului, ci doar vom prezenta
trăsăturile cheie ale aces tor circuite – tr ăsături care au relevan ță pentru comunitatea
zooplanctonic ă.
Nutrienții stocați în diferite forme în masa apei sau în rezervorul bental se afl ă într-un proces de
ciclare continu ă prin intermediul circuitelor biog eochimice locale. De exemplu, nutrien
ții sunt
preluați din masa apei și stocați de către produc ătorii primari (fitoplancton și macrofite) în timpul
procesului de fotosintez ă, fiind apoi prelua ți de consumatori în procesul de hr ănire.

43

Figura 1.13. Rela țiile între principalii nutrien ți dintr-un ecosistem acvatic: carbon, azot și fosfor
(după Tetra Tech 1979)

Nutrienții sunt reintrodu și în masa apei prin procesele de excre ție, descompunerea detritusului
organic și a al sedimentelor și prin prin procese fizico-chimice. La aceasta se adaug ă schimburile
gazoase de dioxid de carbon și azot de la interfa ța apă – atmosfer ă. Materia particulat ă în
suspensie este generat ă în urma proceselor de excre ție de către organismele acvatice cât și prin
moartea organismelor planctonice. Detritusul alimenteaz ă rezervorul bental prin sedimentare. În
urma descompunerii detritus ului organic suspendat și a sedimentelor or ganice se elibereaz ă în
masa apei forme dizolvate de nutrien ți organici și anorganici (Figura 1.13., 1.14.)

În afara recicl ării interne a nutrien ților la nivelul ecosist emelor acvatice, nutrien ții sunt introdu și
prin: fenomene de poluar e (din surse punctiforme și difuze); din ecosisteme acvatice/terestre
adiacente; și prin depuneri atmosferice umede și uscate.

Zooplanctonul filtrator face leg ătura dintre fitoplancton și bacterioplancton și modulele
trofodinamice superioare ale biocenozelor acvatic e. La nivelul crustaceilor zooplanctonici se
observă o varia ție somatic ă redusă a raportului C:N:P, ceea ce are implica ții asupra

44mecanismelor de control ale cre șterii zooplanctonului și a recicl ării nutrien ților (Elser et all
2001).

S-a observat ca acizii nucleici reprezint ă rezervorul important de fosfor pentru Daphnia sp. și
Eudiaptomus sp.. Această proporție a conținutului total de fosfor scade pe m ăsura creșterii
mărimii organismului și descrește odată cu creșterea ratei reproductive. În cazul daphniilor, s-a
observat c ă 14% din cantitatea de total ă de fosfor este concentrat ă în carapace, ceea ce înseamn ă
o pierderea semnificativ ă de fosfor din masa apei în perioadele cu densit ăți crescute de Daphnia
sp. (Anderson and Pond 2000, Park et al. 2002)

Conținutul de fosfor din alge reprezint ă un factor care influen țează rata de cre ștere a Daphnia
sp., însă în cazul unui raport C:P algal sc ăzut, adăugarea în hran ă a acizilor gra și polinesatura ți
(PUFA) a condus la o maturare mai rapid ă a acestora. S-a tras astfel concluzia c ă cele dou ă
ipoteze principale cu pr ivire la explicarea cre șterii limitate de nutrien ți, ex.: cre șterea este
limitată în principal de dis ponibilitatea fosforului și respectiv a PUFA nu se exclud reciproc.
(Vrede 1998, Park et al. 2003)

Efectul presiunii exercitate de zoop lanctonul filtrato r asupra concentra țiilor de nutrien ți și a
creșterii fito- și bacterioplanctonului a fost estimat pe baza experimentelor de laborator și în
teren (Lehman 1980, Andersen and Hessen 1991, He ssen and Lyche 1991, Sterner et al. 1993).
Presiunea exercitata de Eudiaptomus sp. asupra fitoplanctonu lui a stimulat cre șterea
bacterioplanctonului. R ăspunsuri similare au fost anterior explicate prin conceptul de cascad ă
trofică via protozoare consumat oare de bacterii, îns ă cercetări ulterioare au ar ătat că aceste
răspunsuri pot fi de asemenea exp licate de regenerarea nutrien ților de către zooplancton. În
cercetările de teren s-a observat faptul c ă producția bacterioplanctonului este în mod frecvent
limitată de către fosforul disponibil în timp ce fitoplan ctonul este limitat de nivelul rezervei de
azot. La începutul verii, când bacterioplan ctonul este limitat atât de fosfor cât și de carbon,
zooplanctonul a stimulat produc ția bacterioplanctonic ă. (Vrede 1998)

Zooplanctoul este influen țat de raportul dintre elementele chimice care intr ă în compozi ția hranei
și influențează la rândul s ău concentra țiile de nutrien ți și ratele de cre ștere ale organismelor pe
care le consum ă. Mecanismele de control implicate nu s unt pe deplin cunoscute, iar importan ța
lor în sistemele naturale nu a fost cercetat ă la scară extinsă. Cercetările cu privire la importan ța
diferitelor module trofodinamice trebuie s ă țină cont de rolul diferitelor specii în ciclarea
nutrienților (Vanni 2002)

45

Figura 1.14. Pozi ția comunit ății zooplanctonice în circuitul azotului în ecosistemele acvatice

1.11 PRODUCTIVITATEA ZOOPLANCTONIC Ă

Rata productivit ăți (nete) a zooplanctonului reprezint ă cantitatea de biomas ă (energie) acumulat ă
în unitatea de timp pe un itatea de volum sau suprafa ță. Cercetările de energetic ă efectuate asupra
populațiilor de cladocere și copepode au eviden țiat că: a) eficien ța asimilării (U-1) este aproape
întotdeauna mai mic ă de 50%; b) energia asimilat ă utilizată pentru men ținerea popula țiilor (R) a
fost în general mai mic ă de 50%; c) restul (A-R=P) este folosit ă pentru cre ștere și reproducere.
(Hillbricht Ilkowska 1972, 1977, Vadineanu 1981) De și ratele asimila ției și respirației cresc de
regulă la nivele trofice superioare, produc ția scade datorit ă creșterii energiei consumate pentru
nevoi proprii și a energiei consumate pentru ob ținerea hranei. S-a constatat c ă impactul dispersiei
asupra efectivului popula țiilor dominante – migra țiile (ex. ie șirile din popula ție datorate dinamici
componentelor, sau a retragerii apei) și imigrațiile (intrările de indivizi în popula ție din cursul
râului sau din lacurile apropiate) – a fost în general neglijabil. De asemenea a fost eviden țiată o
corelație pozitiv ă între ratele de produc ție ale fitoplanctonului și ale zooplanctonului și faptul că
productivitatea zooplanctonului omnivor este mai crescut ă decât cea a zooplanctonului r ăpitor.

Exceptând situa țiile în care produc ția secundar ă zooplanctonic ă a fost calculat ă pentru a alimenta
baza de cuno ștințe în cadrul anumitor ecosi steme acvatice la nivelul c ărora nu existau astfel de

46date, cercet ările privind acest parametru func țional al comunit ății zooplanctonice s-au realizat
pentru a r ăspunde urm ătoarelor direc ții:

1. Elucidarea transferului de materie și energie
Dacă interacțiunile dintre componentele unei comunit ăți se pot exprima în valori identice (ex.:
energie) atunci interac țiunile pot fi cuantificate putâ ndu-se prognoza eventuale modific ări cum ar
fi succesiunea în cadrul ecosistemului. (Lindeman, 1942).

2. Managementul bunurilor și serviciilor produse de ecosistemele acvatice
Măsurarea produc ției secundare este esen țială pentru managementul bunurilor și serviciilor
produse de ecosistemele acvatice. De exemplu, produc ția piscicol ă este puternic influen țată de
biomasa macrobentosului (Zytkowicz 1976, Zeli nka 1977, Waters 1977, Hanson and Leggett
1982). De asemenea este esen țială cunoașterea produc ției secundare în cadrul sistemelor pentru
acvacultur ă (Johnson 1974).
3. Detectarea efectelor unor perturb ări la nivelul ecosistemelor
Productivitatea secundar ă este un proces complex dependent de numeroase variabile de stare
ceea ce sugereaz ă posibilitatea folosirii acestui parametru func țional pentru estimarea efectelor
poluării. S-a observat c ă raportul produc ție/biomas ă (P/B) la zooplancton es te mai mare în apele
termale poluate decât în zone controlate (e x. arii protejate) (Golterman 1972). Mai multe
cercetări au pus în eviden ță faptul că produc
ția bentonic ă este mai mare în ecosistemele cu
impact antropic (Mikulski et al. 1975; Wolnomiejski et al 1976).

4. Dezvoltarea cunoa șterii în domeniul produc ției biologice.
Se consider ă că dezvoltarea bazei teoretice a produc ției biologice reprezint ă unul din țelurile
principale al biologiei ac tuale (Tonolii 1980). Un alt asp ect foarte important const ă în elaborarea
de modele de predic ție a produc ției secundare – fapt foarte im portant în analiza trofodinamic ă a
ecosistemului și important ă în managementul ecosistemelor acvatice.

1.12 FACTORI CARE INFLUEN ȚEAZĂ RATELE PRODUC ȚIEI SECUNDARE

1. Factori endogeni
Biomasa – Considerarea raportului produc ție/biomas ă (P/B) ca fiind constant pentru un anumit
tip de organism s-au grup de organisme, conduce la rela ția: P= cB (P – produc ție, c – o constant ă,
B – biomasa). Utilizarea acestei rela ții exclude importan ța densității numerice sau ca biomas ă a

47populației. Deși acest tip de rela ție de calcul s-a folosit cu caracter empiric, nu este
recomandabil ă utilizarea ei la momente de timp diferite, deoarece rapo rtul P/B poate avea valori
considerabil diferite (Jonasson 1975). Acest fapt se explic ă prin dependen ța biomasei de
temperatur ă, rata de respira ție, mărimea corpului etc.. În plus, rela ția între produc ție și biomasă
nu este liniar ă.

Vârsta, ciclul de via ța și numărul de genera ții pe an – Rata de cre ștere scade/cre ște odată cu
vârsta în func ție de specie. Acest fapt are influen ță asupra biomasei și respectiv asupra raportului
producție/biomas ă. Există organisme la care biomasa scade odat ă cu înaintarea în vârst ă
(amphipode ), pe când la altele aceasta cre ște (ex. molu ște). De asemenea, cre șterea num ărului de
generații într-un an conduce la cre șterea valorii ra portului produc ție/biomas ă. (Waters 1977,
Banshe and Mosher 1980)

Dimensiunea corpului – S-a constat c ă raportul produc ție/biomas ă scade cu cre șterea mărimii
organismului ( M) (Bamse și Mosher 1980): baMBP= , (a, b – constante) (1); NMB= , (N –
mărimea medie a popula ției) (2); din (1) și (2): b cMaNP+=1 b, c=1

Statutul trofic al speciei – Se consider ă că în cazul cladocerelor, produc ția este mai mare decât
în cazul copepodelor, care sunt la rândul lor mai productive decât rotiferele (Waters 1977,
Nauwerck et al 1980)
Schindler (1972) a sugerat c ă raportul produc ție/biomas ă este mai mare pentru rotifere decât
pentru alte organisme planct onice, iar productivitatea sc ăzută ce apare în literatur ă se poate
datora unei aprecieri eronate a biomasei.

Waters (1977), Jonass on (1978) – consider ă că ierbivorii (consumatorii de ordin I) ating în
general productivit ăți mai mari ca ale detritivorilor și carnivorilor (consumatorii secundari).

2. Factori exogeni
Temperatura – Are efecte pozitive și efecte negative în func ție de organisme. Cre șterea
temperaturii influen țează pozitiv productivitatea zooplanctonului datorit ă reducerii timpului de
dezvoltare a unei genera ții (Gillooly J.F. 2000).

48Producerea, disponibilitatea și calitatea hranei – Comunitatea zooplanctonic ă nu poate absorbi
mai mult ă energie decât îi este pus ă la dispozi ție de către produc ătorii primari, de aceea se
consideră că producția primar ă stabilește limita superioar ă a produc ției secundare (Edmonson
1974). Pornind de la aceast ă observație, unii autori au ajuns la concluzia c ă există o relație direct
proporțională între produc ția secundar ă și cantitatea disponibil ă de hrană (Miller et al 1971,
Ladle et al 1972, Jonasson 1978, Neves 1979, Nauwer k et al 1980). De asemenea, s-a observat o
relație directă între produc ția secundar ă zooplanctonic ă și producția primar ă (Patalas 1970,
Hillbricht-Ilkowska 1972, Johnson 1974, Brylinsky 1980). Winberg (1971 ) consideră că
producția secundar ă (Ps) este aproximativ 10% din produc ția primară (Pp) ceea ce sugereaz ă că:
p s bPaP+= , (a = 0, b = 0.1)

Relația între produc ția secundar ă și producția primară nu este liniar ă (Brylinsky 1980); de aceea
formula de mai sus poate supraestima produc ția secundar ă a zooplanctonului în cazul unei
productivit ăți scăzute a fitoplanctonului.

În plus rela ția dintre produc ția primară și producția secundar ă poate fi afectat ă de concentra ția de
nutrienți (Stross et al 1961, Hall et al 1970, Wa ttiez 1981), alcalinitate (Waters 1977, Pinel-
Alloul 1978, Neves 1979) și calitatea resursei trofice (Peder son et al 1976, Vijverberg 1976,
1980, Makarewicz and Likens 1979, Nauwerck et al 1980)
Concentra ția de oxigen – Influențează în mod direct comunitatea zooplanctonic ă. Concentra ția
de oxigen dizolvat ă în masa apei este invers propor țională cu produc ția secundar ă, acesta se
explică prin cre șterea cantit ății de energie consumat ă pentru men ținere ca urmare a
mecanismelor de r ăspuns pe care componentele comunit ății zoplanctonice le utilizeaz ă în
condiții de hipoxie (ex.: si nteza de hemoglobin ă) (Vădineanu 1983).

Prădătorismul, competi ția și diversitatea – Este știut că prădătorismul este orientat în fun ție de
mărimea prăzii, aces fapt cre ște produc ția secundar ă zooplanctonic ă ca urmare a elimin ării din
populație a organismelor mature, ceea ce atrage dup ă sine creșterea ratei de regenerare. Datorit ă
consumului energetic cheltuit în competi ția între diferite componente ale comunit ății
zooplanctonice acest fapt conduce la sc ăderea ratelor produc ției secundare. Diversitatea, dac ă
este scăzută reduce competi ția și deci crește producția secundar ă.

491.13 MECANISME DE R ĂSPUNS ALE COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE

Pe baza analizei datelor ob ținute în urma cercet ărilor desfășurate în teren cât și a datelor rezultate
pe cale experimental ă derulate în cursul timpului (V ădineanu și 1983, 1985) s-au descris
mecanismele de r ăspuns ale comunit ății zooplanctonice la presiun ile factorilor de comand ă
externi și rolul acesteia în fluxul de energie în cadrul sistemelor acvatice din sectorul inferior al
Dunării.

Astfel în cazul cre șterii concentra ției de hran ă și a reducerii presiunii par țiale a oxigenului
pentru Daphnia pulex și Eudiaptomus gracilis s-au identificat urm ătoarele:
– la o concentra ție de hran ă sub 15 mg substan ță uscată/l și o presiune par țială a
oxigenului mai mare de 100 mm Hg, necesarul energetic pentru men ținere se
bazează exclusiv pe procese aerobe, bilan țul energetic fiind pozitiv
– în timp ce, la o concentra ție de hran ă mai mare de 20 mg substan ță uscată/l și o
presiune par țială a oxigenului sub 20 mm Hg, n ecesarul energetic pentru
menținere se bazeaz ă exclusiv pe procese anaerobe, bilan țul energetic fiind
negativ.
În al doilea caz, specific perioadelor de eutrofie și hipereutrofie s-a constat c ă în primele 20 de
ore Daphnia pulex își reduce rata de filtrare la aproximativ 4 ml/mg substan ță uscată/l și începe
procesul de sintez ă al hemoglobinei, astfel încât dup ă 20 de ore rata filtr ări crește la aproximativ
25 ml/mg substan ță uscată/l, fapt explicat prin procurarea mai eficient ă a oxigenului prin
intermediul hemoglobinei. În cazul copepodului Eudiapromus gracilis nu s-a putut observa
apariția unui mecanism care s ă îi permit ă supraviețuirea în condi ții de exces de hran ă combinat
cu deficit de oxigen sau în condi ții de hipoxie. Acest mecanism de r ăspuns al diferitelor
componente ale comunit ății zooplanctonice explic ă dominan ța cladocerelor în condi ții de
eutrofie și hiper-eutrofie.
Un al doilea tip de mecanism explic ă implicarea a dou ă grupe de organisme zooplanctonice,
copepode și cladocere în circuite le principalilor nutrien ți răspunzători pentru procesul de
eutrofizare. Astfel s-a dem onstrat pe cale experimental ă că în condițiile creșterii concentra ției de
hrană de la 3 la 10 mg substan ță uscată/l copepodele excret ă cu 15% mai mult azot și cu 10%
mai mult fosfor, în timp ce cladocerele excret ă cu 30% mai mult azot și cu până la 25% mai mult
fosfor. Aceste rate de excre ție crescute pe m ăsura creșterii concentra ției de hran ă explică
mecanismul de feed-back pozitiv cu care comunitatea zooplanctonic ă contribuie la men ținerea și
potențarea condi ț
iilor de eutrofie în sistemel e acvatice din care fac parte.

50
1.14 MODELAREA MATEMATIC Ă A DINAMICII COMUNIT ĂȚILOR
ZOOPLANCTONICE

Variația într-un anumit domeni u a factorilor de comand ă cu caracter de regim, care controleaz ă
comunitatea zooplanctonic ă, permite prognozarea dinamicii sistem ului. Acest lucru este posibil
prin folosirea unor mode le matematice capabile s ă descrie modific ările diferitelor componente
ale sistemului.
Modelarea matematic ă a comunit ății zooplanctonice este în principal important ă datorită
efectului organismelor com ponente asupra fitoplanctonului și nutrien ților. Dinamica
fitoplanctonului și dinamica zooplanctonului poate fi descris ă în termeni cantitativi de rela ții
matematice aplicate în cazul interac țiunilor prad ă – prădător. Dinamica principalilor nutrien ți
(azot, fosfor) este de asemenea influen țată de prezen ța comunit ății zooplanctonului prin
fenomenul de excre ție, acesta fiind parte integrat ă a reciclări nutrien ților cât și prin impactul pe
care zooplanctonul îl are asupra dinamicii fitoplanctonului. Aceste tipuri de rela ții sunt în
principal importante pentru simul ările pe termen lung a dinamicii ecosistemelor acvatice, mai
ales că densitățile fito- și zooplanctonului pot varia cu mai multe ordine de m ărime pe perioade
de câteva luni.

Comunitatea zooplanctonic ă a fost modelat
ă atât ca un singur com ponent reprezentând întreaga
comunitate zooplanctonic ă, cât și ca grupuri func ționale. Grupurile func ționale pot fi
reprezentate din punct de vedere al spectr ului trofic (zooplan cton filtrator, pr ădător, filtrator
neselectiv, filtrator selectiv et c.) sau la nivel de grup taxonomic (rotifere, cladoceri, copepode).
În timp ce numeroase modele folosesc un singur grup func țional, modelele care folosesc mai
multe grupuri func ționale se apropie mai mult de realitate ele surprinzând rela țiile de tip trofic
sau dinamica diferitelor componente ale comunit ății zooplanctonice (Figur a 1.15.). În orice caz,
modelele matematice care implic ă utilizarea diferitelor componente ale comunit ății
zooplanctonice necesit ă folosirea unor ecua ții complexe și a unui num ăr crescut de variabile și
au nevoie de informa ții detaliate pentru calibr ările ulterioare.

Dinamica zooplanctonului este guvernat ă de următoarele procese generale: cre ștere, respira ție și
excreție, predatorism și mortalitate. Ecua ția general ă care descrie dinamica la nivelul comunit ății
zooplanctonice și stă la baza majorit ății modelelor matematice este:

51dZ/dt = (g z – r z – m z)Z – G z,

unde:
Z – biomasa zooplanctonic ă sau echivalentul masei convertit în con ținutul de nutrien ți,
greutatea sau greutatea/volum
gz – rata de cre ștere brută, 1/timp
rz – rata respira ției și excreției, 1/timp
mz – rata mortalit ății naturale, 1/timp
Gz – rata de ie șire din popula ție datorită presiunii pr ădătorilor, masa-timp sau masa-
volum timp

Ecuația de mai sus consider ă comunitatea zooplanctonic ă ca rezervor de biomas ă. Există
modelele matematice de descriere a dinamicii comunit ății zooplanctonice, care iau în calcul
diferitele clase de dimensiuni care in clud toate stadiile ciclului de via ță a organismelor
zooplanctonice. Cre șterea, respira ția, mortalitatea și reproducerea sunt calculate pentru fiecare
stadiu de dezvoltare în parte. Atât varia țiile numerice cât și cele în biomas ă pentru fiecare grup
sunt de regul ă incluse în structura modelelor. Cu toate c ă acest mod de abordare în modelarea
dinamicii comunit ății zooplanctonice ofer ă o imagine mai apropiat ă de realitate este destul de rar
întâlnit datorit ă dificult ăților asociate detalierilor. De aceea considerarea comunit ății
zooplanctonice ca rezervor de biomasa este modalitate a cea mai frecvent abordat ă în modelarea
zooplanctonului, mai ales si datorit ă faptului c ă astfel de modele se pot constitui ca submodele în
cadrul unor modele care integreaz ă comunitatea fitoplanctonic ă și principalii nutrien ți (Figura
1.16.).
Principalele diferen țe între diferitele modele matematice care descriu dinamica la nivelul
comunității zooplanctonice constau în num ărul de componente modelate, formul ările folosite
pentru fiecare proces și modalitatea prin care diferitele tipur i de procese sunt combinate (Tabelul
1.2).
Până în prezent modelele sunt extrem de limitate fiind capabile doar s
ă simuleze dinamica unor
parametrii ai popula ției (biomasa, produc ția etc.) ori a comunit ății zooplanctonice ca întreg sau a
componentelor majore ale acesteia (rotifere, cladocere, copepode) , fără a putea îns ă descrie
dominanța și dinamica acesteia pentru diferitele specii componente. Acest fapt putând fii explicat
prin aceea c ă, pe de o parte, datorit ă lacunelor existente în cunoa șterea cauzelor care determin ă
această dinamică, iar pe de alt ă parte că scopul modelelor este în general de a u șura utilizarea
cunoașterii în activit ățile manageriale.

52

Figura 1.15 . Schema conceptual ă a unui model care se bazeaz ă pe relațiile trofice ce se stabilesc
la nivelul unui ecosistem acvatic (dup ă Canale et al 1976)

PO 4 FITOPLANCTON
ZOOPLANCTON

export respirație și mortalitate
naturală

sedimentare reciclare

Intensitatea
luminii
Temperatura exportconsumrespirație și mortalitate
naturală
consum consum
export

Figura 1.16. Schema conceptual ă a unui model matematic simplu care integreaz ă relațiile dintre
nutrienți (fosfor), fitoplancton și zooplancton (dup ă Pourriot 1982).

În cele mai multe cazuri modelele matematice au abordat numai situa ția cea mai simpl ă a
sistemului aflat în starea de echilibru dinamic. În real itate aceasta reprezint ă doar o faz ă în
evoluția sistemului, iar de aici apar și limitările acestora, majoritatea considerând rela țiile trofice
dintre popula ții dominante apar ținând diferitelor module trofodinamice ca fiind mecanismele
cheie care asigur ă echilibrul și stabilitatea biocenozelor.

53Noua tendin ță în domeniul model ării matematice a ecosistemelor se bazeaz ă pe dezvoltarea
aparatului matematic (teoria haosului determinist, utilizarea re țelelor neuronale etc.) și pe noile
posibilități tehnice (sisteme de cal cul expert) care integreaz ă variabilele de stare ale sistemului
luând în calcul și neliniaritatea acestuia. Aceste modele (cele mai multe înc ă în fază de cercetare)
folosesc ecua ții complexe și teorii complicate (ecua ții fractale, analiz ă fuzzy-logic, etc.), care
încearcă să ofere o imagine cât mai apropiat ă de realitate a sistemelor.

54Tabel 1.2. Comparare generala a diferitelor tipuri de modele
Compartimente Parametrii func ționali ai comunit ății zooplanctonice
calculați separat de model Unități de măsură
Model
(Autor) Zoo-
plancton Fito-
plancton Pești Creștere Respira ție Mortalitat
e Prădătorism Biomsa
subst. uscat ă Carbon Al ți
nutrienți Citări
AQUA-IV 1 1 x x x x Baca și Arnett, 1976
CE-QUAL-R1 1 2 3 x x x x x WES (EWQOS), 1982
CLEAN 3 2 3 x x x x x Blomfield et al., 1973
CLEANER 3 3 3 x x x x x Scavia and Park, 1976
MS. CLEANER 5 4 8 x x x x x Park et al., 1980
EAM 3 4 20 x x x x x Tetra Tech (1979, 1980)
ESTECO 1 2 3 x x x x x Brandes and Masch, 1977
EXPLORE-1 1 1 x x x x Baca et al., 1980
HSPF 1 1 x x x x Johanson et al., 1980
LAKECO 1 2 3 x x x x x Chen and Orlob, 1975
MIT Network 1 1 x x x N Harleman et al., 1977
WASP 2 2 x x x x x Di Toro et al. 1981
WQRRS 1 2 3 x x x x x Smith, 1978
Bierman 2 5 x x x x Bierman et al., 1980
Canale 9 4 x x x x x Canale et al. , 1975, 1976
Jorgensen 1 1 1 x x x x x Jorgensen, 1976
Scavia 6 5 x x x x x Scavia et al., 1976

551.15 STRUCTURA SISTEMULUI DUN ĂRII INFERIOARE

Sistemul Dun ării Inferioare (SDI) reprezint ă o component ă a sistemului regional integrator
Dunăre-Marea Neagr ă, fiind format din cursul Dun ării, pe o lungime de 1080 km, între Por țile de
Fier II și Marea Neagr ă și zona inundabil ă adiacentă acestuia (figura 1.17.).
Zona inundabil ă din cadrul SDI, rezultat ă în urma proceselor de eroziune și aluvionare, cuprinde
trei componente majore: fluviul (c ursul apei), lunca (sistem riparian situat între cursul râului și
terasa I) și delta (zona de tranzi ție între fluviu și mare).

Având o suprafa ță totală de 8307 km
2, Sistemul Dun ării Inferioare reprezint ă unul dintre cele
mai mari sisteme de zone umede din Eu ropa. Acesta s-a dezvoltat la interfa ța dintre bazinul
hidrografic al Dun ării (817 000 km2) și partea nord vestic ă a Mării Negre furnizând o gam ă
largă de resurse regenerabile, servicii de purificare a apei și control al inunda țiilor, suport pentru
cuibărirea, hrănirea, reproducerea și dezvoltarea a numeroase specii de p ăsări și pești migratori
și habitat pentru un num ăr de 1688 specii de plante și 3735 specii de animale (V ădineanu 1998).

Conform datelor publicate de Gr. An tipa (1910), de la intrarea în țară până la Marea Neagr ă,
Dunărea avea pe teritoriul României o zon ă inundabil ă de 891.232 ha din care 463.615 ha în
Dobrogea și 427.187 ha în stânga Dun ării. Din aceast ă suprafață, bălțile și stufăriile reprezentau
432.187 ha (48,5%)., iar terenurile inundabile propriu-zise (p ășuni, păduri care se inund ă
temporar la cote ridicate ale nivelului Dun ării) 459045 ha (51,5%).

După calculele f ăcute de ing. Vardala I. (1929) zona inundabil ă în amonte de Olteni ța (între km
840-430) poate înmagazina 6.6 km3 de apă de la cota de inundare peste malul Dun ării (5.60 m)
până la cota maxim ă a viiturii înregistrat ă în 1897 (7,80 m), iar în amonte de Br ăila (km 430-
170) 3.6 km3 de apă între cota de inundare peste malul Dun ării (5.10 m) și până la cota maxim ă a
viiturii înregistrat ă în 1897 (6.90 m).

O serie de factori de comand ă interni și externi au fost responsab ili în ultimul secol de
modificările structurale și funcționale ale SDI, cu un impact negativ semnificativ asupra
capacității de tamponare și asupra cantit ății și calității resurselor și serviciilor furnizate de acesta.
Modificările structurale ale SDI datorate factorilor antropici (amenaj ări hidrotehnice , creare de
bazine piscicole, drenare și înlocuire a sistemelor naturale și seminaturale cu sisteme dominate
de om (planta ții forestiere, ferme agricole intensive)), au determinat: modific ări ale hidrologiei și

56sedimentării, modific ări taxonomice și ale modulelor trofodinamice ; și implicit, modific ări ale
funcționării sistemelor ecologice. Astfel, la nivelu l întregului SDI au avut loc: reducerea
diversității biologice, simplificarea re țelelor trofice, reducerea ratei, calit ății și a categoriilor de
resurse regenerabile pro duse de subsistemele com ponente, reducerea capacit ății de reten ție a apei
de inunda ție și atenuare a viitur ii, reducerea cantit ății de sedimente transportate și creșterea ratei
de eroziune a coastei M ării Negre, reducerea capacit ății de reten ție a nutrien ților și creșterea
cantității de nutrien ți descărcate în Marea Neagr ă, eutrofizarea și deteriorarea calit ății apei
(Vădineanu et al 2001a).

La începutul anilor 1990, e șecul economic și social al vechilor planuri de management ale SDI, a
fost bine argumentat și recunoscut de comunitatea academic ă și de către noile institu ții politice.
Acest mod de recunoa ștere s-a integrat în contextul politicilor ce se adresau în general, rela ției
dintre mediu și dezvoltare socio-economic ă, și în particular, conserv ării biodiversit ății și
reducerii polu ării, politici promovate de c ătre Uniunea European ă (UE) și Organiza ția Națiunilor
Unite (ONU).

1.15.1 Caracteristicile hidrogeomorfologice

În profil longitudina l, SDI cuprinde nou ă unități hidrogeomorfologice majore (UHGM)
(Vădineanu et al 2001b) și anume:
1. Lacurile Por țile de Fier care sunt si tuate intre kilometrul 1080 și Calafat (km 840) împreun ă
cu sistemele ripariene adiacente acestora;
2. Zona cuprins ă între Calafat și Călărași (km 365), care include cursul Dun ării, insulele
(ostroavele), sistemele ripariene și zonele îndiguite, ( cu o suprafa ță de 2220 km2);
3. Delta interioar ă a Dunării care se întinde între C ălărași și Brăila (km 170) cu o suprafa ță
totală de 2413 km2, formată din: Insula Mic ă și Insula Mare a Br ăilei (876 km2), Insula
Borcea (801 km2) și zona inundabil ă laterală (736 km2);
4. Cursul Dun ării între Br ăila și Ceatal Ismail (km 78) și zonele inundabile asociate (701 km2);
5. Zona central ă a Deltei Dun ării ce include marile complexe acvatice și terestre din aval de
Ceatal Ismail, între bra țul Chilia la nord și brațul Sfântu Gheorghe la sud (cu o suprafa ță
totală de 2570 km2);
6. Delta secundar ă a Chiliei, în totalitate localizat ă pe teritoriul Ucrainei (cu o suprafa ță
estimată la 732 km2);
7. Complexul de zone inundabile Dranov (cu o suprafa ță de 876 km2), localizat în extremitatea
sud-estică a Deltei Costiere a Dun ării;

57Ultimele trei complexe de ecosisteme, formeaz ă împreun ă "Delta costier ă a Dunării" cu o
suprafață totală de 4178 km2.
8. Complexul lagunar Razim – Sinoe, situat în sudul deltei costiere (cu o suprafa ță totală
estimată de 1015 km2, din care limanele și lagunele ocup ă 863 km2 );
9. Zona de coast ă a Mării Negre pân ă la izolinia de 20m adâncime (cu o suprafa ță de 1025
km2).

Datorită extinderii sale (având o lungime de 1080 km ), de-a lungul SDI factorii climatici se
modifică dinspre Por țile de Fier unde se manifest ă influența zonei muntoase și a climei
mediteraneene, c ătre sectorul inferior al luncii unde se manifest ă climatul continental și către
Delta Dun ării a cărei climă este influen țată de prezen ța Mării Negre. Extinderea lateral ă a zonei
inundabile variaz ă la nivelul UHGM-lor majore, lunca având cea mai mare l ățime în zona deltei
interioare (tabelul 1.3.).
Din punct de vedere al formelor de relief și ale condi țiilor de formare a solurilor în sectorul de
luncă Turnu Severin-Tulcea se diferen țiază trei zone (Obrejanu și Maianu, 1967):
1. Turnu Severin-C ălărași, zonă în care se disting clar cele tr ei regiuni caracteristice profilului
transversal al luncilor: 1) re giunea grindurilor litorale (cu un nivel mai mare de 6 hg), 2)
regiunea luncii centrale sau intermediare (cu un nivel cuprins între 4-6 hg) și 3) regiunea de
sub teras ă (a cărui nivel este sub 3-4 hg) în care sunt frecvente popinele și sectoarele
neinundabile (nivel mai mare de 10hg);
2. Călărași-Brăila, zon
ă în care relieful se complic ă foarte mult datorit ă brațelor secundare și a
sistemelor insulare care cupr ind grinduri de pe marginea bra țelor secundare și a privalurilor,
suprafețe mari depresionare caracteristice B ălții Ialomiței și Bălții Brăilei;

59

Figura 1.17. Pozi ția Sistemului Dun ării Inferioare și principalele unit ăți hidrogeomorfologice (modificat dup ă Vădineanu et al 2003)

603. Brăila-Tulcea, zon ă în care profilul transversa l se apropie din nou de cel obi șnuit, dar
întinderea diferitelor regiuni se schimb ă, regiunea de sub teras ă luând o dezvoltare
deosebită.
Sectorul deltaic al SDI are un relief net diferit de sectorul de lunc ă. Aici apar frecvent
insule inundabile, al ături de forme contin entale neinundabile și de forma ții maritime și
fluvio-maritime (grinduri nisipoase litorale).

Tabelul 1.3. Principalele caracteristic i morfometrice, hidrologice și de utilizare a
terenurilor pe anumite sectoare ale SDI. (V ădineanu et al 1998)
LUNCA DUN ĂRII CARACTERISTICI Superioar ă Mijlocie Inferioar ă DELTA
DUNĂRII COMPLEXUL
RAZIM – SINOE
Poziția de-a lungul Dun ării (km) 370-840 170-370 70-170 78-0 –
Lungimea (km) 470 200 100 80 –
Suprafața (km2) 2220 3250 525 2544 1010
Altitudinea (m) 42-9 13-7 7-5 0-5 15-3
Lățime (km) 2-13 6-30 – – –
Panta (‰) 0.0439 0.0275 0.0036 – –
Ponderea utiliz ării agricole (%) 68.7 76.8 30.4 17.1 9
Sisteme forestiere (%) 10.4 8.7 11 4.7 –
Pășuni (%) 3.2 – 10.4 6.2 7.6
Corpuri de ap ă (%) 8.4 7.6 39.3 68.3 75
Alte utiliz ări (%) 9.3 6.9 8.9 3.7 8.4

La nivelul SDI se înregistreaz ă trei momente de cre ștere a nivelului apelor fluviului:
• primăvară-vară: care se produce anual, are o durat ă mare (martie-iunie) și o
amplitudine mare;
• toamna: care se produce anual, pe o perioad ă scurtă de timp și cu o amplitudine
mică;
• zăpoarele: care se produc o dat ă la 2-3 ani (la ruperea ghe țurilor), și are o durat ă
mică.
După Popescu-Zeletin (1967), frecven ța și durata inunda ției depind de eleva ția terenului,
astfel că terenurile cu niveluri într e 7-10 hg sunt în medie inunda te 24 zile, cele între 5-7
hg 116 zile, cele între 3-5 hg 120 zile, iar cele cu nivel mai mic de 3 hg peste 300 de zile pe
an. O serie de autori au împ ărțit terenurile din zona inundabil ă a Dunării în func ție de
regimul inunda țiilor înregistrate pe pe rioade mari de timp și de valorile hidrogradului în:
terenuri foarte ra r inundate sau excep țional inundate (nivel mai mare de 9 hg), terenuri
periodic inundate (între 3-9 hg) și terenuri permanent sau tempor ar inundate (nivel mai mic
de 3 hg). Terenurile din Delta Dun ării cu nivel mai mic de 8 hg reprezint ă 92,7% din
suprafața totală, sub 6 hg 78%, iar sub 3 hg 62,5% (Boisnard et al 1967).

611.15.2 Heterogenitatea ecosistemelor din componen ța SDI

SDI reprezint ă un complex regional de ecosisteme acvatice (zone permanent acoperite de
apă), zone umede (zone temporar inundate) și sisteme terestre (zone neinundabile sau
inundate temporar la evenimente majore). Diversitatea caracteristicilor geomorfologice
(brațele fluviului, re țeaua intern ă de canale, lacuri, zone inundabile, dune saline sau
mlaștini), ca și gradien ții hidrologici laterali și longitudinali, împreun ă cu diversitatea
comunităților vegetale (mla știni cu stuf, plauri, vegeta ția halofil ă, tufărișuri și vegetație
ierboasă, păduri aluviale) au contribuit la bog ăția ecosistemic ă mare de la nivelul SDI.

Structura SDI, din care la sfâr șitul secolului al XIX-lea mai mult de 90% era ocupat de
ecosisteme naturale, a fost semnificativ modificat ă în ultimul secol. Aproape 80% din
suprafața zonei inundabile a fost îndiguit ă și transformat ă în teren agricol sau bazine
piscicole, iar marea majoritate a zonei ripariene și a sistemelor insulare r ămase în regim
natural de inundare au fost transformate în planta ții forestiere (V ădineanu et al, 1998). O
situație similar ă se înregistreaz ă și la nivelul insulelor din SDI care apar țin Bulgariei (75 de
insule cu o suprafa ță de 10.713,4 ha) la nivelul c ărora ecosistemele naturale și seminaturale
reprezintă doar 30% din suprafa ța totală, restul fiind transformat în planta ții forestiere cu
hibrizi de plopi (***, 2001).

Sistemele ripariene și insulare de la nivelul SDI sunt reprezentate diferit din punct de
vedere al suprafe ței ocupate și al complexit ății (ca rezultat al tipurilor de ecosisteme pe
care le integreaz ă în structura lor) la scar ă spațială (din amonte în aval) și de timp
(complexitatea acestor sisteme și distribu ția lor s-au modificat sub impactul factorilor
antropici fa ță de starea de referin ță).

La sfârșitul anului 1989, transformarea terenurilor din zona inundabil ă în cadrul
principalelor sectoare ale SDI avea o extindere diferit ă:
• În sectorul superior (între km 840-370) 80% din suprafa ța zonei ripariene a fost
îndiguită, din care 64% a fost transformat ă în teren agricol, 12% în p ășuni, 3% în
bazine piscicole intensive. Mai mult de 75% din suprafa ța rămasă neîndiguit ă a fost
transformat ă în plantații forestiere;
• În sectorul C ălărași-Brăila (Delta interioar ă) 80% din suprafa ță a fost transformat în
teren agricol, 3% în planta ții forestiere și 2% în bazine piscicole;

62• În sectorul Br ăila-Tulcea 57% a fost înlocuit de ferme agricole intensive și 14% de
bazine piscicole;
• În Delta Dun ării numai 9% din zonele umede au fo st transformate în ferme agricole și
plantații forestiere și 7% în bazine piscicole (V ădineanu et al 2001b).

La nivelul SDI au fost identificate 22 de ti puri de ecosisteme pe baza (1) caracteristicilor
majore ale UHGM și (2) poziției și conectivit ății sistemelor. Pe baza (3) detaliilor UHGM,
a structurii biocenozei, a originii și controlului antropic, acestea se pot diferen ția în cel
puțin 67 de tipuri de ecosisteme (V ădineanu et al 2001b).
Sistemele acvatice lentice au fost grupate în urm ătoarele tipuri (Gâ ștescu, 1963): belciuge,
lacuri de lunc ă propriu-zise, lacu ri din Delta Dun ării, limane fluviatile, limane fluvio-
marine, lagune marine și lacuri instalate între dune de nisip.

Lacurile de lunc ă propriu-zise sunt cele mai numeroase (cca. 700 de lacuri cu o suprafa ță
totală de aproximativ 980 km
2) sunt caracterizate de o adâncime foarte mic ă (1-2m),
variații de nivel și a suprafe ței mari (în concordan ță cu fluctua țiile de nivel ale Dun ării),
uniformitate remarcabil ă a profilului batimetric, și cota fundului lacului mai ridicat ă decât
nivelul m ării. Lacurile din Delta Dun ării au fost cel mai intens studiate în decursul
timpului, și se caracterizeaz ă prin: grupare în complexe lacustre, adâncime mic ă, fluctuații
de nivel mai mici fa ță de cele înregistrate de lacurile din lunc ă, și fundul cuvetei situat sub
nivelul m ării (Gâștescu, 1963).

Din punct de vedere al c ăilor dominante ale fluxului de en ergie, la nivelul sectorului
inferior al Dun ării s-au diferen țiat trei tipuri de sisteme acvatice: (1) cu intr ări de energie la
nivelul fitoplanctonului, (2) cu intr ări de energie la nivelul macrofitelor și (3) cu intr ări
echilibrate la nivelul fitoplanctonului și macrofitelor. (V ădineanu et al 1989, 1998, 2001a)

632 ORGANIZAREA PROGRAMULUI INDIVIDUAL DE
CERCETARE

Existența unui volum important de date și de cuno ștințe, acumulate în cadrul
Departamentului de Ecologie Sistemic ă și Dezvoltare Durabil ă prin desf ășurarea a
numeroase proiecte de cerceta re concentrate asupra sistemelor ecologice de la nivelul
Sistemului Dun ării Inferioare (SDI), permite analiza unitar ă a fenomenelor de la nivelul
complexelor de ecosisteme.
Cercetarea complexelor de ecosisteme necesit ă o abordare extensiv ă și intensiv ă care să
permită atât caracterizarea gradului de organizare spa țio-temporal ă a ecosistemelor și
descifrarea legit ăților care condi ționează desfășurarea proceselor eco logice fundamentale
la nivelul acestora, cât și stabilirea particularit ăților și tendințelor de la nivelul întregului
complex (Rî șnoveanu și Vădineanu, 2000).

În acest context, studiul organiz ării comunit ăților zooplanctonice la nivelul tipurilor de
ecosisteme integrate în SDI reprezint ă un pas important în descifrarea mecanismelor
producției biologice și a capacit ății productive, în delimitar ea domeniilor de stabilitate și în
evaluarea capacit ății de suport a complexului de ecosisteme reprezentat de SDI.
Din analiza datelor și informa țiilor acumulate în urma cercetarilor desf ășurate în Sectorul
Dunării Inferioare, am identificat urm ătoarele aspecte care necesit ă a fi investigate în
vederea descifr ării mecanismului dinamicii biodiversit ății și a proceselor care
condiționează capacitatea productiv ă și de suport ale SDI:

1. Dinamica organiz ării comunit ăților zooplanctonice din ecos istemele reprezentative ale
SDI sub impactul regimului hidrologic ca fa ctor de control principal al structurii
acestora;
2. Rolul comunit ăților zooplanctonice, ca modul trofodinamic (MTD) care asigur ă
preluarea și transferul de materie/ energie, implicarea în circuitele biogeochimice
(stocarea și eliberarea de nutrien ți), și estimarea ponderii interven ției acestui modul
trofodinamic în procesele ecol ogice fundamentale ce se desf ășoară în lacurile foarte
puțin adânci caracteri stice zonei de lunc ă;

643. Metode de identificare și de extrapolare la scara complexelor de ecosisteme a
cunoștințelor existente și a celor aduse prin desf ășurarea programului individual de
doctorat, asupra structurii și rolului comunit ăților zooplanctonice din cadrul diferitelor
tipuri de ecosisteme de la nivelul SDI.

Programul individual de doctora t s-a derulat pe o perioad ă de 6 ani (decembrie 1997 –
noiembrie 2003).

Anul I Anul II Anul III Anul IV Anul V Anul VI
1997 1998 1999 2000 2001 2002
Analiza stadiului actual de cunoa ștere
Prelevare, prelucrare și analiza probelor
Analiza și interpretarea datelor

Programul de cercetare s-a desf ășurat în sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei
(IMB), complex insular care reprezint ă singura zon ă rămasă în regim natura l de inundare
din Balta Br ăilei, component ă a fostei Delte interioare.

Extinderea la scar ă spațială a fost impus ă de :
1. Programele de cercetare în curs de derula re pe perioada programului individual de
doctorat în cadrul Departamentului de Ecologie Sistemic ă și Dezvoltare Durabil ă –
Universitatea din Bucure ști, care să asigure suportul financiar;
2. Necesitatea monitoriz ării parametrilor de stare ai eco sistemelor la nivelul IMB, ca
zonă de studiu pilot în cadrul unei re țele de zone propuse pentru cercet ări de lung ă
durată și cuplarea la programul european de cercetare pe termen lung ILTER;
3. Necesitatea acumul ării de date și cunoștințe privind dinamica ecosistemelor
reprezentative ca pas necesar pentru realizarea planurilo r de management adaptativ
pentru sistemul IMB viabile și capabile s ă susțină dezvoltarea durabil ă la nivel
local.

Programul individual de cercetare s-a desf ășurat în cadrul urm ătoarelor proiecte de
cercetare: faza extensiv ă,
• „Rețeaua Ecologic ă a Dunării Inferioare”, având ca scop fundamentarea solu țiilor
pentru managementul durabil al ca pitalului natural din sistemul Dun ării inferioare,

65incluzând în primul rând conser varea zonelor umede existente și restaurarea par țială a
zonelor umede transformate.
faza intensiv ă,
• “Evaluarea capacit ății productive a sistemelor ecol ogice din zona Insulei Mici a
Brăilei” (2001-2003), care constituie o con tinuare a proiectului RFB (Rolul func țional
al biodiversit ății în Sistemul Dun ării Inferioare) (1998-2000). Sc opul acestor proiecte a
fost de a contribui la dezvoltarea bazei științifice pentru reproiectarea managementului
durabil al SDI prin elaborarea modelelor de func ționare ale principalelor tipuri de
ecosisteme din zona inundabil ă a Dunării inferioare;
• proiectului LIFE NATURA: “Plan de Mana gement Integrat pentru Insula Mic ă a
Brăilei” LIFE 99 Nat/RO/006400) (1999-2002). Pent ru atingerea scopul ui proiectului,
și anume, dezvoltarea unui plan de manage ment integrat pent ru IMB în vederea
menținerii și conserv ării diversit ății habitatelor și speciilor, un obiectiv important l-a
constituit identificarea și evaluarea st ării sistemelor ecologice pe care le include.
suportul logistic,
• „Program de doctorat în domeniul ecologiei sistemice și dezvoltare durabil ă”, proiect
din care s-a asigurat finan țarea sistemului de microscopie optica și a principalelor
echipamente de laborator și teren necesare desf ășurării programului individual de
cercetare.
• „Baza de cercetare cu utilizatori multipli in dom eniul ecologiei sistemice”, proiect care
a asigurat finan țarea num ărătorului optic pe ntru plancton și a asigurat completarea
configura ției sistemului de microscopie optic ă.

Scopul programului individual de doctorat l-a constituit:

Identificarea dinamicii structurale și a rolului func țional al zooplanctonului din
ecosistemele acvatic e ale zonei inundabile din sectorul inferior al Dun ării

Pentru atingerea scopului se diferen țiază următoarele obiective:

– Dinamica zooplanctonului func ție de evolu ția stării trofice a ecosistemelor
acvatice.

66
– Impactul factorilor de comanda asupra structurii comunit ății
zooplanctonice în lacurile pu țin și foarte pu țin adânci.

– Rolul comunit ății zooplanctonice în preluarea și transferul energiei și
materiei în ecosisteme din lunca inundabil ă.

2.1 ZONA CERCETAT Ă

În perioada 1960-1970, Delta interioar ă a fost supus ă unui program extensiv de
transformare a zonelor umede naturale în agrosisteme. Astfel din totalul de 2413 km2 de
zone umede naturale, mai pu țin de 20% au r ămas în condi ții naturale și seminaturale
(Vădineanu et al 2001a).

Insula Mic ă a Brăilei (IMB) reprezint ă un sistem compact și heterogen de zone umede
rămas în regim natural de inundare la nivelul acestei unit ăți hidrogeomorfologice (UHGM)
majore a SDI (Figura 2.1). IMB se întinde între km 237 – 175 de-a lungul cursului Dun ării
pe o suprafa ță de 210,7 km2, fiind alc ătuită din 7 ostroave (Tabelul 2.1.).

Tabelul 2.1. Amplasarea și principalele caracteristici ale ostroavelor din Insula Mic ă a
Brăilei.
Suprafața Pozi ția
kilometric ă Etiaj Nivel
maxim Nivel
minim Valoarea
unui
hidrograd Ostrovul
∼ (ha) N S (cm) (cm) (cm) (cm)
O. Fundu Mare 1850 175 185.5 120 692 -62 75.4
O. Harapu 300 176 180
O. Calia 700 186 196
O. Popa 14673 197 236 269 685 -87 77.2
O. Chiciu Orbului 311 210 216
O. Crăcănel 900 217 227
O. Vărsătura 1227 228 236 269 685 -87 77.2
Din punct de vedere climatic Insula Mic ă a Brăilei, se încadreaz ă în subregiunea
continental ă a văii Dunării situată la granița estică a Bărăganului. Clima este temperat
continental ă și se caracterizeaz ă prin temperaturi medii anuale de 11,2
oC, temperatura
medie a lunii celei mai calde (iulie) de 23,1oC, și precipita ții medii anuale de 440 mm

67(tabelul 2.2.). Radia ția solară anuală la nivelul IMB este de 124-126 kcal/cm2, și numărul
anual de ore de str ălucire a soarelui mai mare de 2100.

Solurile de la nivelul IMB sunt soluri tinere și fac parte din dou ă clase: (1) soluri
hidromorfe și (2) soluri neevoluate și trunchiate.

Tabelul 2.2. Temperatura medie lunar ă și precipita țiile medii lunare multianuale
înregistrate la Br ăila (Banu, 1967).
Luna I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII Medie
anuală
Temperatura
medie -2,3 -0,6 4,9 11,2 17,2 20,8 23,1 22,6 18,1 12,0 6,5 0,3 11,1
Precipitații
medii 30,3 24,6 26,1 37,4 49,6 63,2 46,4 3,7 25,1 33,5 33,6 30,5 440

IMB păstrează, la o scar ă spațială redusă, toate tipurile de habitate și ecosisteme
caracteristice Deltei interioare cât și zonei inundabile pe sectorul Calafat – C ălărași
(Vădineanu et al 2001a), acesta fiind motivul pentru care a fost declarat ă Parc Natural (din
anul 2000) stabilindu-s e politici speciale și măsuri de conservare și utilizare durabil ă a
zonei.
IMB reprezint ă un sistem insular complex care cupr inde toate tipurile de ecosisteme
clasificate pe baza caracteristic ilor majore ale UHGM. Astfel, în structura sa, sunt incluse:
canale (bra țe principale, secundare, gârle) , întinsuri, grinduri (de bra ț și de prival), zone
depresionare și lacuri (temporare sau permanente) care formeaz ă depresiuni lacustro-
mlăștinoase (Gâ ștescu, 1969). Conform studiilor ef ectuate în ultima perioad ă la nivelul
IMB, mai mult de 50% din suprafa ța sa este ocupat ă de ecosisteme naturale, aproximativ
30% de sisteme seminaturale și mai puțin de 20% de sisteme antropizate (în special de
plantații de plopi selec ționați) (Vădineanu et al 2001a).

2.2 AMPLASAREA STA ȚIILOR

Selectarea sta țiilor pentru prelevarea probelor s-a f ăcut
ținându-se cont de identificarea
tipurilor de sisteme cu importan ță majoră la scara Luncii Inferioare a Dun ării. De
asemenea, s-a ținut cont de localizarea lo r în cadrul proiectelor desf ășurate anterior în
cadrul departamentului pentru a se urm ări dinamica temporal ă a structurii comunit ăților
zooplanctonice.

68Din punct de vedere al organiz ării la scar ă de spațiu, pentru caracterizarea comunit ăților
zooplanctonice în Insula Mic ă a Brăilei a fost stabilit un tr ansect longitudinal care s ă
surprindă gradientul de conectivitate cu Dun ărea în Insula Fundu Mare notat A-A’ și două
stații în Ostrovul Popa: Lacul Curcubeu și Lacul Gâsca, notate cu CR și GS. Stațiile CH,
CR, și GS au fost alese pentru analizarea similarit ății structurale și funcționale a acestor
lacuri. Lacurile sunt legate între ele prin canale, iar de Dun ăre printr-un singur canal în
cazul lacurilor din Insula Fundu Mare (Hogioaia), și două canale (Chirchine țu pentru
Gâsca și Milea pentru Curcubeu), toate situate în aval fa ță de lacuri.

Transectul A-A’ : s-au stabilit sta ții în trei lacuri din cele 5 prezente în Ostrovul Fundu
Mare (OFM): Chiriloaia (CH), Bordeiele (LBd) și Fundu Mare (LF) dinspre canalul de
conectare cu Dun ărea spre interiorul ostrovulu i (Figura 2.2). La nivelul fiec ărui lac s-au
stabilit: trei puncte de prelevare pentru CH (CH1, CH2, CH3) și LBd (LBd1, LBd2,
LBd3), și două pentru LF (LF1, LF2). Pentru a surprinde exportul sau importul de
organisme planctonice dinspre l acuri spre fluviu, pe gradient ul hidrologic de conectivitate
ale acestora cu fluviul, repr ezentat de canalul Hogoaia (CC) au fost stabilite dou ă stații
(CC1 – în apropiere de Dun ăre și CC2 aproximativ la jum ătatea distan ței dintre Dun ăre și
lacul Chiriloaia). (figura 2.2)
Lacul Curcubeu
(CR): la nivelul c ăruia s-au stabilit dou ă puncte de prelevare (CR1 și
CR2).

Lacul Gâsca (GS): la nivelul c ăruia s-au stabilit dou ă puncte de prelevare (GS1 și GS2). și
o stație pe canalul care alimenteaz ă lacul Gâsca, notat ă cu CG pentru a surprinde intr ările
și ieșirile de organisme planctonice dinspre și spre Dun ăre și respectiv lac. (figura 2.3).

La nivelul Dun ării, au fost stabilite dou ă stații. Una pe bra țul Bratușca în amonte de
intrarea pe canalul Hogoaia notat ă cu H0 (figura 2.2). și a doua pe bra țul Cremenea, notat ă
I0 și situată în amonte de intrarea pe canalul ce leag ă lacul Gâsca de Dun ăre (figura 2.3)

69

Figura 2.1. Distribu ția principalelor ostr oave din Insula Mic ă a Brăilei

70

Figura 2.2. Ostrovul Fundu Mare amplasarea sta țiilor din care s-au efectuat prelev ările

71

Figura 2.3. Ostrovul Popa amplasarea sta țiilor din care s-au efectuat prelev ările

722.3 PARAMETRII INVESTIGA ȚI

2.3.1 Parametrii fizico-chimici și climatici

Pentru caracterizarea unit ăților hidrogeomorfologice și identificarea principalilor factori de
control abiotici r ăspunzători de dinamica comunit ăților zooplanctonice, au fost selecta ți o
serie de parametrii fizico-chimici și climatici, dup ă cum urmeaz ă:

Ecosisteme frecvent și mult timp sau permanent inundate
Adâncimea apei
Transparen ța apei
Temperatura apei
Radiația fotosintetic ă activă (PAR)
pH-ul apei
TRP (fosfor reactiv) din ap ă
DIN (azot anorganic dizolvat)
Cantitatea de O 2 dizolvat
Temperatura sedimentului
pH-ul sedimentului
Umiditatea sedimentului
TRP (fosfor reactiv) din sediment
DIN (azot anorganic dizolvat) din sediment
Cantitatea de substan ță organică din sediment

2.3.2 Parametrii structurali ai comunit ăților zooplanctonice

Pentru caracterizarea din punct de vedere structural a comunit ății zooplanctonice au fost
identifica ți următorii parametrii:

La nivelul ecosistemelor
Bogăția de specii (num ărul de specii)
Densitatea numeric ă/Densitatea ca biomas ă
Abundența numeric ă/în biomas ă
Distribuția
Conținutul de carbon și azot

2.3.3 Parametrii func ționali ai comunit ăților zooplanctonice

Pentru evaluarea rolului comunit ăților zooplanctonice la nivelu l ecosistemelor studiate au
fost identifica ți următorii parametrii:

73Ecosisteme acvatice (jap șe și lacuri)
Producția secundar ă
Ratele de consum (grazing rate)
Energia acumulat ă (Pc)
Energia cheltuit ă pentru men ținere (Rc)
Coeficientul care caracterizeaz ă eficiența asimilării energiei consumate (U -1)
Coeficientul care caracterizeaz ă eficiența acumulării în procesul de cre ștere și reproducere a
energiei consumate (K 1)
Ratele de excre ție ale nutrien ților (N și P)

2.4 METODE DE INVESTIGARE A PARAMETRILOR IDENTIFICA ȚI
2.4.1 Metode de investigare a para metrilor fizico-chimici și climatici

• pentru măsurarea parametrilor fizici (p H, conductivitate, temperatur ă) și a cantității de
O2 din apă s-a utilizat sonda multiparametru YSI 600DR;
• pentru măsurarea adâncimii și a transparen ței apei s-a utilizat discul Secchi;
• pentru măsurarea radia ției fotosintetice active s-a util izat aparatul Li-COR model Li-
250;
• cantitatea de nutrien ți (N anorganic și P reactiv) din sediment/sol și apă s-a determinat
prin metode colorimetrice: metoda indof enol-blue (Kempers 1974), metoda cu acid
fenoldisulfonic (Bremer 1965) și metoda cu verde de mala chit. Pentru probele de
sediment/sol analizele s-au efectuat pe solu țiile obținute prin extrac ție cu KCl pentru N
și cu bicarbonat de Na pentru P.
• umiditatea sedimentului/solului a fost determinat ă prin uscare la 105oC;
• cantitatea de substan ță organică din sediment/sol a fost determinat ă prin calcinare la
550oC, 4h.

Datele climatice (temperatur ă, precipita ții) au fost ob ținute de la INMH, iar datele privind
cotele apelor Dun ării au fost ob ținute de la Sta ția hidrometric ă Brăila.

Pentru determinarea parametrilor structurali și funcționali ai comunit ăților zooplanctonice
s-a dezvoltat un program care a cuprins metodele și tehnicile de prelevare în teren și
identificare, analizare, interp retare a datelor în laborator.

742.4.2 Metode utilizate în teren
2.4.2.1 Prelevare
Există numeroase dispozitive de prelevare a zooplanctonului, incluzând printre acestea
butelii, capcane, tuburi, pompe și filee. Eficien ța diferitelor tehnic i de prelevare a
zooplanctonului variaz ă pentru rotifere și crustacee (cladocera, copepoda ). Revizuirea
metodelor de prelevare a organi smelor zooplanctonice a fost f ăcută de Welch (1948),
Tranter și Fraser (1968), Schwoe rbel (1970), Edmondson and Winberg (1971), Lind
(1974), de Bernardi (1984), Johannsson et al. (1992), Omori și Ikeda (1984), și Harris et al.
(2000).
a) Rotifera – Rotiferele sunt organisme de dime nsiuni mai mici decât crustaceii
zooplanctonici și sunt reținute cantitativ numai pe filee cu dimensiuni mai mici de 65 m
(Schindler 1969, Likens si G ilbert 1970). Fileele planctonice nu sunt recomandate pentru
prelevarea cantitativ ă a rotiferelor datorit ă faptului c ă ele se colmateaz ă foarte rapid în
majoritatea sistemelor acvatice (Ejsmont -Karabin 1978; James 1991). De aceea, pentru
rotifere se recomand ă prelevarea de la diferite adâncimi ale coloanei de ap ă folosind pentru
aceasta prelevatoarele planctonice (butelii), prelevatoare punctuale (capcane), pompe sau
tuburi. Prelevatoarele punctual e recomandate sunt cele care po t fi închise de la suprafa ță la
o anumită adâncime cu ajutorul unui “mesager” sau prin intermediul unor mecanisme de
autoînchidere. Rotiferele din volumul de ap ă prelevat pot fi apoi separate prin filtrare pe un
fileu cu dimensiunea ochiurilor de ≤ 65 microni (Likens și Gilbert 1970) și/sau prin
sedimentare (Bottrell et al 1976, James 1991).
b) Crustacea (cladocere si copepode) – ca și în cazul rotiferelor, cea mai eficient ă
modalitate pentru a estima pa rametrii structurali ai crus taceilor zooplanctonici este
prelevarea probelor integrate pe vertical ă din întreaga coloan ă de apă folosind un fileu
planctonic. Fileul planctonic cu dimensiunea ochiurilor de 150 de μm este de obicei
suficient pentru a re ține cele mai mici stadii ale crustacei lor planctonici, în anumite cazuri,
datorită dimensiunilor reduse, exist ă posibilitatea de a nu preleva nauplii copepodelor
(Nichols si Thomson 1991). Suprafa ța de filtrare a fileului trebuie s ă depăș
ească
considerabil suprafa ța deschiderii pentru a minimiza procesul de colmatare. Pentru un fileu
care are ochiurile plasei de 150 μm este recomandat un raport suprafa ță de filtrare per
suprafață deschidere de 1.8 sau mai mare (Omori si Ikeda 1984).

75Fileele trebuie trase de la fundul lacului spre suprafa ță cu o vitez ă de 0.5 – 1 m/s pentru a
minimiza fenomenul de evitare a fileului de c ătre organismele zooplanctonice bune
înotătoare. Con ținutul fileului plan ctonic este apoi sp ălat într-un recipient, fileul trebuie
clătit cel puțin de dou ă ori dinspre exterior folosind o sticl ă de plastic cu stropitor. Ideal
este ca volumul de ap ă ce trece prin fileul planctonic s ă fie estimat cu ajutorul unui
debitmetru ata șat înaintea deschiderii (McQueen și Yan 1993).

Multe specii neplanctonice de rotifere și crustacee sunt în principal asociate cu sedimentele
și macrofitele, de aceea este nevoie de aten ție pentru a evita contaminarea probelor cu
astfel de substraturi, fapt care îngreuneaz ă procesarea ulterioar ă a probelor.

Anumite cercet ări necesit ă estimări în detaliu a distribu ției zooplanctonice (în special cu
referire la adâncime) acestea pot fi u șor obținute folosind fileele. Pentru cercet ării care
necesită prelevare liniar ă este necesar ă folosirea de filee care se închid, filee care pot fi
trase pe orizontal ă, sticle de prelevare, trape sa u tuburi. În lacuri foarte pu țin adânci sau
eutrofizate, fileele planctonice se pot colmata foarte rapid datorit ă fitoplanctonului de
dimensiuni mari cât și materiilor în suspensie, de aceea es te nevoie de tehnici de prelevare
specializate adaptate condi țiilor din teren (ex.: Swanson 1978, Rey et al. 1987).

Eficiența relativă a tuburilor, trapelor și fileelor în prelevarea cr ustaceelor planctonice este
neclară și variază de la un tip de ecosist em acvatic la altul a șa cum reiese în urma
diferitelor cercet ări (ex.: Langeford 1953; Schindler 1969; Langeland și Rognerud 1974;
Kankaala 1984; Boltovskoy și Mazzoni 1988; DeVries și Stein 1991; Johannsson et al.
1992; Knoechel and Campbell 1992). Sticlele, trapele și tuburile de regul ă preleveaz ă
volume mai mici de ap ă decât fileele planctonice și, în consecin ță, apariția și abunden ța
speciilor rare poate fi mai dificil de determinat. Anumite cercet ării arată faptul că pompele
nu preleveaz ă în mod egal toate speciile zooplanctonice (Langeford 1953; Boltovskoy și
Mazzoni 1988; James 1991).

2.4.2.2 Descrierea dispozitivelor de prelevare

Dispozitivele existente pe ntru prelevarea cantitativ ă a zooplanctonului pot fi împ ărțite în
două categorii de baz ă:

76- dispozitive care se bazeaz ă pe prelevarea probelor de ap ă, urmată de concentrarea
organismelor planctonice printr-un fileu.
– dispozitive bazate pe filtrarea și concentrarea organismelor planctonice din ap ă
direct în teren.

Instrumentele din prima categorie includ sticle, pompe și tuburi, în timp ce în a doua
categorie sunt incluse fileele planct onice, prelevatoarele planctonice trase și capcanele
planctonice. Selectarea unuia dintre dispozitivele exis tente depinde în mare m ăsură de
scopurile cercet ării și caracteristicile sistemului acvatic în care se desf ășoară cercetarea.

2.4.2.2.1 Butelii de prelevare
Buteliile pot fi folosite conve nabil, inclusiv cele care nu sunt special concepute pentru
acest scop. Datorit ă heterogenit ății spațiale a distribu ției zooplanctonului, atât pe orizontal ă
cât și pe vertical ă este necesar ă prelevarea unui volum suficient de mare de ap ă care să
asigure estimarea corect ă a numărului de organisme planctoni ce. Deoarece, buteliile de
prelevare a apei au volume rela tiv mici (3 – 10 l) în majoritatea cazurilor este necesar ă
prelevarea unor replicate care s ă producă probe reprezentative.
După cum a demonstrat Smyly (1968), unul dintre criteriile de alegere a buteliilor este
acela că acestea trebuie s ă se închid ă cât mai rapid posibil la adâncimea dorit ă astfel încât
organismele planctonice s ă nu poat
ă evita dispozitivul de prel evare. În acord cu Smyly,
opacitatea și direcția de orientare a buteliei, are o mic ă influență asupra num ărului de
rotiferi colecta ți. În cazul altor organisme zooplancton ice, evitarea prel evatoarelor poate
avea o mare influen ță în evaluarea densit ății lor (Schindler 1969). Din aceste motive
Hodkiss (1977) sugereaz ă folosirea de butelii transparen te în locul celor opace.

Pentru concentrarea și separarea organismelor pl anctonice din probele de ap ă au fost
dezvoltate și folosite diferite metode. Dintre acestea cele mai utilizate sunt: sedimentarea,
centrifugarea și filtrarea

– Bottrell et al . (1976) sugereaz ă că sedimentarea este singura cale satisf ăcătoare pentru a
concentra protozorele planctonice și cea mai bun ă metodă în cazul rotiferilor. Cu toate
acestea, aceast ă metodă este practic ă numai la densit ăți ridicate. Trebuie accentuat c ă
sedimentarea este o tehnic ă laborioas ă și că există dificultăți legate de determinarea

77gradului în care toate orga nismele prezente în prob ă s-au sedimentat. Sedimentarea
completă a materiilor suspendate poate dura câteva zile. În plus, îndep ărtarea lichidului
supernatant prin sifonare necesit ă multă atenție pentru a fi siguri c ă organismele
sedimentate nu sunt deranjate.
– Centrifugarea, pe de alt ă parte, are dezavantajul c ă volumul de ap ă care poate fi
manipulat în acest fel este relativ mic. De asemenea, exist ă riscul de a de grada organismele
prezente în prob ă.
– Pentru c ă este rapid ă și ușor de folosit, filtrarea es te metoda de concentrare și sortare cea
mai frecvent folosit ă. Filtrarea trebuie f ăcută la presiune mic ă și cât mai fin posibil pentru a
evita degradarea organismelor fragile sau trecerea for țată a unora prin filt ru/fileu. Pentru
sortare filtrele rigide su nt preferabile pentru c ă mărimea ochiurilor lor este invariabil ă.
Filtrul trebuie s ă fie suficient de mic pentru a nu permite trecerea organismelor
planctonice, îns ă trebuie s ă fie suficient de mare pentru a nu se colmata prea repede.
Likens și Gilbert (1970) recomand ă folosirea filtrelor cu o deschidere de 35 microni care
permite o re ținere adecvat ă a organismelor de dimensiuni mici. În cazul lacurilor
oligotrofe, se recomand ă folosirea filtrelor de 10 sau 28 microni ca fiind cele mai potrivite
pentru prelevarea celor mai mici forme prezen te în astfel de sisteme (Schindler 1969,
Ejsmont – Karabin 1978).
Folosirea buteliilor de prelev are pentru evaluarea densit ății zooplanctonului nu este
recomandat ă
în lacurile oligotrofe adânci și extinse ca suprafa ță pentru că ar fi necesare un
număr prea mare de probe pentru a ob ține o imagine real ă asupra densit ății populației și
compoziției acesteia. Îns ă, buteliile sunt foarte potriv ite pentru lacuri eutrofe pu țin adânci,
eleștee și bazine, unde abunden ța organismelor poate reduce eficien ța altor dispozitive (ex.
colmatarea fileului), atunci când se dore ște estimarea distribu ției spațiale cu un grad ridicat
de rezolu ție, sau când prelevarea trebuie f ăcută în zona litoral ă sau la interfa ța apă –
sediment.
Studiile cu privire la eficien ța prelevării realizate cu ajutorul buteliilor comparativ cu a
altor dispozitive pentru prelevarea diferitelor grupuri taxonomice ale comunit ăților
zooplanctonice (Patalas 1954, Ferrari et al. 1973, Hodgkiss 1977) au generat rezultate
neconcludente și contradictorii.

78
Hrbáček (1966) descrie o folosire special ă a buteliilor pentru ob ținerea probelor
reprezentative pentru ape mici, unde pot ap ărea diferen țe extreme ale varia ției în distribu ția
orizontală și verticală a planctonului (ele ște și bazine). Metoda const ă în colectarea de
probe compozite, ob ținute prin amestecarea mai multor probe împreun ă, având volume
determinate pe baza distribu ției volumelor diferitelor straturi din coloana de ap ă. Descrisă
pe scurt de autor (Hrbá ček 1971): “dac ă volumele de ap ă la diferite adâncimi sunt
exprimate ca frac ții ale volumului total, ob ținem o curb ă volum – adâncime care poate fi
folosită pentru a compara diferitele tipuri de ape. Curba distribu ției volumelor func ție de
adâncime poate fi folosit ă pentru a estima corect volumul de ap ă ce va fi prelevat astfel
încât să avem o imagine asupra mediei, sau, dac ă același volum este prelevat de la
adâncimi diferite și evaluat separat, pentru calcularea corect ă a mediei. Media valorilor la
diferite adâncimi poate fi m ăsurată proporțional pentru diferitele volume ale acelor
straturi.”
2.4.2.2.2 Prelevatoare volumetrice (Capcane planctonice)
Prelevatoarele volumetrice (capcanele plancton ice) pot fi privite ca un tip special al
buteliilor, ele fiind special c oncepute pentru prelevarea plan ctonului. Aceste prelevatoare
cantitative au câteva avantaje comparativ cu buteliile obi șnuite. Au sisteme rapide de
închidere și guri mari, ceea ce reduce posibilele reac ții de evitare, permit prelevarea și
filtrarea simultan ă a unui volum mare de ap ă. În mod frecvent pot fi manipulate de o
singură persoană chiar în condi țiile unei b ărci. Unele prelevatoare au sisteme de închidere
de la distan ță (mesageri) (Juday 1916, Clarke 1942, Ac hefors 1971), în timp ce altele cum
ar fi Patalas (1954) și Schindler (1963) au si steme de autoînchidere la adâncimea la care se
realizează prelevarea (Foto 2.1.).

Pentru că aceste capcane planctonice combin ă caracteristicile buteliilor cu cele ale fileelor,
trebuie aplicate acelea și precauții.

2.4.2.2.3 Tuburi
Folosirea tuburilor și a pompelor pentru colectarea or ganismelor zooplanctonice a fost
introdusă cu mulți ani în urm ă de Hensen (1887).

79Tuburile pot fi privite ca un tip de butelie mai lung ă, acestea fiind de regul ă flexibile și
capabile s ă colecteze o prob ă integrată atunci când sunt imersate pe toat ă lungimea
coloanei de ap ă. Lungimea tuburilor trebuie sa fie egal ă cu adâncimea maxim ă de la care
se face prelevarea. Sec țiunea intern ă a tuburilor trebuie s ă fie cât mai larg ă posibil astfel
încât să reducă posibilitatea organismel or zooplanctonice bune înot ătoare de a evita
prelevarea.

Avantajele tuburilor cu un diametru mic este oferit de faptul c ă acestea pot fi închise mai
ușor neavând nevoie de mecanisme speciale de închidere. Tuburile flexibile sunt u șor de
folosit atunci când prelev ările se fac dintr-o barc ă mică, însă ele trebuie prev ăzute cu o
greutate la cap ătul care se imerseaz ă astfel încât acestea s ă rămână verticale în timpul
prelevării. Dacă se dispun greut ăți inelare metalice la distan țe de aproximativ 10 cm unul
față de celălalt și acestea se leag ă între ele cu o sfoar ă de lungimea tubului, acestea pot
constitui un sistem eficient de în chidere al tubului (Tonolli 1971).

Tuburile î și găsesc cea mai bun ă utilizare pentru prelevar ea întregii coloane de ap ă în
ecosistemele acvatice pu țin adânci și bogate în vegeta ție sau în zonele litorale (Pennak
1962). Tuburile transparente ri gide sunt frecvent utilizate pentru prelevarea probelor din
incintele închise din plastic folosite pentru anumite experimente, atunci când este nevoie
de o prob ă reprezentativ ă cu volum mic, sau în apele litorale pu țin adânci, ele ștee sau
bazine.
Trebuie re ținut că tuburile preleveaz ă toate straturile de ap ă ca și cum acestea ar apar ține în
mod egal întregului volum al sistemului acvatic. Informa țiile privind distribu ția pe
verticală a zooplanctonului este pierdut ă ceea ce recomand ă folosirea acestui tip de
prelevator atunci când scopul cercet ării nu cere determinarea unui pr ofil vertical detaliat al
comunității zooplanctonice.

Tuburile pentru prelevare par s ă producă probe comparabile cu ale altor metode. George
and Owen (1978) au ilustrat eficien ța prelevatorului produs de ei “corer” care are un sistem
pneumatic de închidere, similar cu cel al buteliei Friedinger.

802.4.2.2.4 Pompe
Două tipuri de pompe se folosesc pent ru prelevarea zooplanctonului: manuale și
motorizate. Cele din urm ă sunt recomandate pentru c ă ele pot să asigure un debit continuu
și constant. Fa ță de prelevatoarele volumetrice (butelii, capcane și tuburi), pompele permit
prelevarea unui volum foarte mare de ap ă. În plus, pompele pot fi folosite atât pentru
obținerea de probe integrate cât și punctuale. Din acest motive, ele constituie o alternativ ă
foarte bun ă în compara ție cu celelalte dispozitive de prelevare volumetrice.

Folosirea pompelor pentru prelev ările punctuale în lacurile cu stratificare termic ă are un
oarecare grad de nesiguran ță datorită producerii unui curent car e poate antrena apa din
diferitele straturi.
Eficiența pompelor pentru prelevarea planctonului nu este pân ă în momentul de fa ță clară.
Trebuie subliniat c ă anumite organisme au reotactism negativ. Trebuie de asemenea luat în
considerare faptul c ă diferitele rate de suc țiune ale pompelor pot face o selec ție a
organismelor reotactice, invers propor țional cu capacitatea de înot a organismului.
Organismele zooplanctonice mai active sunt de regul ă mai puțin eficient capturate decât cu
alte metode (ex: capcane sau filee). Pe de alt ă parte, prelevarea unor organisme cu
dimensiuni mici este favorizat ă de pompe. Distribu ția spațială a organismelor
zooplanctonice contribuie probabil într-o mare m ăsură la creșterea gradului de
incertitudine cu privire la eficien ța relativă
a prelevării cu ajutorul pompelor.

Patalas (1954) a comparat dife ritele dispozitive de prelevar e (propriul prelevator, o sticl ă
Ruttner, filee și pompe), și a observat c ă pompele sunt mai eficiente ca fileele și buteliile
obișnuite, dar mai pu țin eficiente decât capcanele. S-a observat ca o pomp ă filtru
preleveaz ă un număr egal de cladoceri, dar mai multe rotifere și copepode imature (naupli)
și mai puține copepode adulte decât un fileu planctonic obi șnuit (Waite și O’Grady 1980).

Pompele par a fi mai eficiente în prelevarea planctonului din râuri (Bottrel et al. 1976,
Waite și O’Grady 1980) și reprezint ă singura metod ă practică pentru prelevarea
organismelor zooplanctonice intr ate în sistemul primar de r ăcire al centralelor nuclearo-
electrice (Waite & O’Grady, 1980).

81Un alt avantaj al utiliz ării pompelor este reprezentat de folosirea acestora în sisteme
semiautomate în conexiune cu un set de instrumente care înregistreaz ă în același timp
diferiți parametrii fizico-chimici importan ți în cercetarea comunit ăților zooplanctonice
(clorofila, temperatura, oxigenul etc.).
2.4.2.2.5 Filee planctonice
Fileele planctonice au fost folosite înc ă de la începutul secolului al XIX-lea. De și în
decursul timpului au fost introduse câteva îmbun ătățiri importante, cele mai multe și-au
păstrat caracteristicile ini țiale. În prezent exist ă atât de multe modele încât este dificil ă
alegerea unui singur tip. Anumite filee au fost concepute în principal pentru prelevarea
zooplanctonului din ecosiste mele acvatice marine, îns ă ele pot fi folosite avantajos și
pentru ecosistemele acvatice dulcicole.

Cel mai simplu și probabil cel mai folosit tip este fileul planctonic conic prev ăzut cu un
recipient pentru prelevare la cap ătul îngust al s ău. Altele cum ar fi Hensen, Apstein sau
Juday au prev ăzute un con de reducer e la parte superioar ă și un sistem simplu de închidere.
Forma și structura afecteaz ă în mare parte cantitatea de ap ă care trece prin partea
superioară a fileului. Fileele planctonice cu un con de reducere în partea superioar ă și cu o
suprafață de filtrare de trei ori mai mare decât suprafa ța deschiderii sunt considerate ca
fiind cele mai eficiente (Tranter și Heron 1965, 1967).
În orice caz, eficien ța fileelor este afectat ă de o serie de factori incluzând materialul din
care este realizat ă suprafa
ța filtrantă, porozitatea, viteza cu care se realizeaz ă prelevarea,
capacitatea organismelor zooplanctonice de a evita dispozitivele de prelevare și
posibilitatea colmat ării fileului.

Volumul apei care se filtreaz ă cu ajutorul fileelor planct onice se poate estima destul de
grosier cu ajutorul formulelor de calcul care țin cont de distan ța (în plan vertical, orizontal
sau oblic) pe care a fost realizat ă prelevarea și de diametrul deschideri i fileului. O astfel de
formulă de calcul este prezentat ă mai jos:
V = πr2d, unde:
r – raza deschiderii fileului
d – distanța pe care s-a realizat prelevarea

82
Pentru o mai bun ă estimare a volumului care se filtreaz ă se recomand ă folosirea
dispozitivelor de m ăsurare a curgerii (flow-metre)

Tabel 2.3. Evaluarea tipurilor de pr elevatoare planctonice în func ție de tipul de prelevare
și caracteristicile ecosistemelor acvatice
Tip
prelevator Prelevare
punctuală Prelevare
integrală
pe
verticală Prelevare
integrală pe
orizontală Prelevare
în
vegetație Ecosistem
acvatic
curgător Ecosisteme
acvatice
adânci
(h > 2 m) Ecosisteme
acvatice
foarte puțin
adânci
(h < 2 m)
Butelii + – – + + + +
Capcane ++ – – + ++ ++ ++
Tuburi – ++ – ++ – + ++
Pompe ++ + – ++ ++ + +
Filee – ++ + – + + –
Legenda: – nerecomandat, + recomandat, ++ foarte recomandat

Tabel 2.4. Avantajele și dezavantajele utiliz ării diferitelor prelev atoare planctonice
Avantaje Dezavantaje
Butelii – Preleveaz ă un volum determinat
de apă de la o adâncime cunoscut ă – Închiderea cu ajutorul mesagerilor
lansați de la suprafa ță, fapt care cre ște
greutatea dispozitivului;
– Descărcarea greoaie a apei prelevate;
– Opacitatea dispozitivelor, care
creează fenomenul de evitare de c ătre
organismele zooplanctonice
– Necesită concentrarea probei dup ă
prelevare
– Nu se pot realiza prelev ări integrale
ale coloanei de ap ă
– Macrofitele submerse și cele cu
frunze plutitoare reprezint ă o
problemă în prelevare
Capcane – Preleveaz ă un volum determinat
de apă de la adâncimi cunoscute
– Închidere automat ă
– Ușurința în folosire
– Descărcare ușoară a volumului de
apă prelevat
– Turbiditatea apei nu reprezint ă o
problemă – Necesită concentrarea probei dup ă
prelevare
– Nu se pot realiza prelev ări integrale
ale coloanei de ap ă
– Macrofitele submerse și cele cu
frunze plutitoare reprezint ă o
problemă în prelevare

Tuburi – Preleveaz ă un volum determinat
de apă
– Preleveaz ă o coloană de apă egală
cu lungimea tubului
– Prelevarea nu este influen țată de
prezența macrofitelor – Preleveaz ă un volum mic de ap ă
– Greutate în manipulare datorit ă
lestului necesar pentru scufundarea și
menținerea vertical ă a furtunului

83Pompe – Preleveaz ă un volum mare de ap ă,
de la adâncimi predeterminate
– Prelevarea nu este influen țată de
prezența macrofitelor – Greutate în exploatare datorit ă
lestului necesar pentru scufundarea furtunului
– Necesitatea folosirii unui pompe electrice pentru a asigura debit constant de ap ă
– Necesitatea folosirii unei pompe peristaltice, pentru a evita degradarea
organismelor prelevate
– Pericolul contamin ării probei cu
sedimente
Filee – Preleveaz ă integral o coloan ă de
apă sau poate preleva de la
adâncimi dorite
– Se pot folosi și pentru prelev ări
orizontale
– Nu necesit ă concentrarea
organismelor planctonice dup ă
prelevare – Ușurință în exploatare – Nu pot fi folosite în lacuri foarte
puțin adânci
– Volumul de ap ă prelevat este estimat
și poate fi influen țat de o serie de
factori (viteza cu care se face
prelevarea, înclinarea etc.)
– Nu pot fi utilizate în sisteme acvatice
cu vegeta ție macrofitic ă densă
– Sunt influen țate de turbiditate.
– Nu pot fi folosite plase cu
dimensiuni mici ale ochiurilor (sub 120 m) datorit ă colmatării rapide ale
acesteia

Având în vedere cele de mai sus (tabel 2.3 și 2.4) și ținând cont de particularit ățile
programului individual de cerceta re s-a optat pentru metoda de prelevare cu ajutorul unui
prelevator volumetric (capcan ă) tip Shindler-Patal as, cu ajutorul c ăruia s-au prelevat probe
de la 3 orizonturi de adâncime, urmate de concentrarea organismelor planctonice astfel
prelevate printr-un fileu cu dimensi unile ochiurilor de aproximativ 65 μm. Volumul de ap ă
prelevat a variat între 15 și 60 litri în func ție de abunden ța organismelor (estimat ă vizual în
teren) în probe.
Foto 2.1 Prelevare probe zooplancton

842.4.2.3 Conservarea

Probele de zooplancton pot fi conservate în func ție de scopul cercet ării fie în etanol 95%
sau în aldehid ă formica 5%. Num ărarea organismelor prezente în probele conservate cu
etanol este adesea dificil ă datorită curenților de convec ție care se formeaz ă ca urmare a
evaporării rapide a acestuia. Aldehida formic ă trebuie manipulat ă cu atenție datorit ă
potențialului ei cancerigen. Orga nismele zooplanctonice conser vate în aldehida formic ă
adesea se deformeaz ă, ceea ce poate crea dificult ăți în procesul de identificare și măsurare.

Există diferite tehnici de a reduce acest fe nomen de deformare, dintre acestea:
(1) adăugarea de sucroz ă în propor ție de 40g/l solu ție de aldehid ă formică (Haney și
Hall 1973),
(2) menținerea probelor la temperaturi sc ăzute (60C) (Prepas 1978);
(3) narcoză cu acid carbonic sau metanol înaintea ad ăugării soluției de aldehid ă
formică – sucroză (Gannon și Gannon 1975)
În cadrul programului individual de cercetare s-a optat pentru conservarea probelor astfel:
– pentru identificarea structurii comunit ăților zooplanctonice s-a folosit solu ție de
aldehidă formică (5%) în amestec cu sucroz ă;
– pentru determinarea con ținutului de carbon hidroge n azot sulf (CHNS), men ținerea
la temperatur ă scăzută (aprox. 4
oC) în lăzi frigorifice portabile pentru o perioad ă
scurtă de timp (de la locul prelev ării până pe laboratorul navei), urmat ă de
prelucrarea preliminar ă (filtrare pe filtre GFF și uscare la 65oC timp de 48 ore).
Filtrele au fost stocate în exicatoare pân ă la prelucrarea propriu-zis ă.

2.4.3 Prelucrarea probelor în laborator
2.4.3.1 Prelucrări preliminare ale probelor

Probele de zooplancton con țin în mod frecvent un num ăr mare de organisme și adesea este
nepractică numărarea integral ă a probei datorit ă necesarului mare de timp. De aceea au fost
elaborate tehnici de sub-probare. Cea mai simpl ă abordare este aceea de a preleva o
sub-probă dintr-o prob ă bine amestecat ă folosind o pipet ă largă. Edmonson și Winberg
(1971) recomand ă ca pipeta folosit ă să aibă o deschidere de cel pu țin 4 mm. O multitudine
de separatoare planctonice au fost dezvoltate în timp, toate având scopul de a extrage sub-

85probe egale din probele zooplanctoni ce (ex.: Kott 1953; Cushing 1961; Scarola și Novotny
1968). Este esen țial ca sub-probele s ă asigure o extragere randomic ă a organismelor
planctonice prezente în prob ă. Pentru a avea confirmarea faptului c ă sub-probarea este
randomic ă, trebuie comparate diferite replicate printr-o distribu ție Poisson folosind un test
Chi pătrat (Prepas 1984).

Cele mai utilizate dispozitive pentru producerea de sub-probe sunt pipetele Stempel sau
dispozitive de frac ționare tip Folsom (Foto 2.3.) sau Motoda.

Pipeta Stempel (Foto 2.2) este astfel construit ă astfel încât s ă rețină într-o camer ă de
prelevare un volum m ăsurabil cuprins între 0, 1 – 10,0 ml dintr-o prob ă fapt care se
realizează cu ajutorul unui piston ac ționat manual.

Foto 2.2 Pipete Stempel Foto 2.3. Dispozitiv Folsom
Acest tip de pipet ă a fost ini țial folosit ă în cercetarea fitoplanct onului. Pentru zooplancton
este folosit ă pentru a ob ține sub-probe cu volum fix necesare pentru estimarea num ărului
de specii din întreaga prob ă atunci când indivizii sunt mai mici decât 0,5 mm. Indivizii cu
dimensiuni mai mari trebuie separa ți din prob ă înainte de ob ținerea sub-probei.

Proba de zooplancton se dilueaz ă la un volum cunoscut cu ap ă distilată după care se agit ă
ușor astfel încât s ă devină distribuit ă randomic în recipientul în care este stocat ă, pentru
aceasta se recomand ă folosirea unui aerator (similar celor folosite pentru oxigenarea apei
din acvarii). Pipeta Stempel este apoi folosit ă pentru a prelua un sub-volum din prob ă ce se

86transferă apoi în interiorul camerei de num ărare. În cazul în care exist ă indivizi din prob ă
care aderă la peretele exterior al pistonului, ace știa sun îndep ărtați prin spălare pentru a se
evita contaminarea sub-probei.

Concentra ția probei diluate trebuie s ă se situeze între 100 – 300 organisme în sub-volumul
separat din prob ă.
Dispozitivul de separare Folsom este com pus dintr-un divizor semicircular, astfel c ă proba
poate fi împ ărțită în două sub-probe atunci când cilindrul exterior este rotit. Cilindrul
exterior trebuie rotit în ambele direc ții astfel încât proba sa fie randomic distribuit ă, iar în
momentul în care se face separarea trebuie avut grij ă ca volumele care se separ ă să fie
egale. Dac ă sunt necesare mai mult de dou ă sub-probe procedura se repet ă pentru fiecare
dintre acestea .

2.4.3.2 Identificarea
Datele de baz ă pentru estimarea compozi ției specifice a comunit ăților zooplanctonice sunt
obținute prin identificarea taxonomic ă, iar aceasta implic ă atenție și efort. Taxonomia
zooplanctonului este complex ă și nu este pe deplin l ămurită pentru multe grupuri, de aceea
identificările trebuie f ăcute de exper ți. Specimene tip cât ș
i probe reprezentative trebuie
arhivate astfel încât s ă poată fi făcute revizii taxonomice la date ulterioare.

În cadrul programului individual identificarea organismelor z ooplanctonice s-a realizat cu
ajutorul microscopului invers at Olympus IX70. Au fost cons iderate numai organismele din
grupul rotiferelor, cladocerelor și copepodelor. Identificarea s-a f ăcut în general la nivel de
specie (excep ție pentru nauplii și copepodi ți). Pentru identificare s-au folosit fasciculele de
Fauna a României ținându-se cont de reviziile taxonomice și sinonimiz ări.

2.4.3.3 Mărimea popula ției
Numărarea organismelor zooplanctonice se face în vase care prezint ă un reticul pentru a
preveni dubla num ărătoare (ex.: Gannon 1971). Folosirea un ui microscop inversat este de
obicei suficient ă pentru num ărarea crustaceelor. Rotiferele se num ără și identific ă cu
ajutorul unui microscop inversat dup ă ce în prealabil au fost l ăsate la sedimentare în
camere tip Utremol. Num ărul organismelor zooplanctonice determinate depinde de gradul
de precizie urm ărit și scopul cercet ării (Prepas 1984). Coeficient ul de variabilitate a

87tehnicilor de stabilizare trebuie s ă fie utilizat pentru a determina abunden ța populației unui
număr de taxoni simultan (Alden et al. 1982). Aceste tehni ci conduc la estimarea
abundenței speciilor comune cu un nivel de precizie predeterminat. Determinarea
numărului total de specii dintr-o prob ă necesită utilizarea tehnicilor de rarefac ție pentru c ă
estimarea num ărului de specii depinde de num ărul de organisme num ărate (Sanders 1968;
Hurlbert 1971; Colwell and Coddi ngton 1994; Arnott et al. 1998). Num ărul cumulat al
speciilor întâlnite într-o prob ă se reprezint ă grafic față de numărul de organisme num ărate,
iar aceast ă numărare trebuie continuat ă până se obține o reprezentare asimptotic ă a
numărului de specii. Colwell și Coddington (1994) au revizuit numeroase metode pentru
estimarea asimptotic ă a numărului de specii.

2.4.3.4 Diversitatea specific ă
În diferite lucr ări de sinteza (Botnariuc și Vădineanu 1982; Wiens 1989; Krebs 1999;
Gotelli și Colwell 2001; Leitner și Turner 2001) diversitatea specific ă este descris ă în
funcție de:
– bogăție specific ă (număr de specii).
– distribuție de abunden țe (probabilitatea de apari ție, într-o zon ă dată, a unei specii
reprezentat ă de o popula ție locală).
– regularitate (concept care se bazeaz ă pe reprezentarea distribu ției de abunden țe în
funcție de o distribu ție ipotetic ă, cu regularitate maxim ă în care toate speciile au
aceeași abunden ță relativă).
Pe baza celor trei concepte de mai sus diferi ți autori exprim ă diversitatea specific ă în
diferite moduri dup ă cum urmeaz ă:
– Diversitatea specific ă poate fi exprimat ă simplu ca num ăr de specii pentru o
anumită regiune sau ca dens itate de specii (num ăr de specii/ unitate de suprafa ță)
(Gotelli și Colwell 2001)
– Diversitatea specific ă poate fi exprimat ă mai riguros ținând cont atât de num ărul de
specii cât și de regularitate (Legendre și Legendre 1998).
– Diversitatea specific ă se poate exprima ca rela ție între bog ăția specific ă și
abundența relativă a speciilor folosind o singura va loare (indice de diversitate)
pentru întreaga biocenoza sau comunitate. (Wiens 1989; Gotelli și Colwell 2001).

88Mulți indici de diversitate și echitabilitate au fost dezvolta ți pentru a caracteriza
comunitățile zooplanctonice îns ă printre cei mai utiliza ți sunt Shannon-Weiner, Brillouin,
Simpson, McIntosh, Berger-Parker etc.

În cadrul programului individual s-a estimat indicele de diversitate Simpson. Avantajul
aplicării indicelui Simpson const ă în posibilitatea utiliz ării datelor de biomas ă, grad de
acoperire și număr de indivizi.

2.4.3.5 Estimarea biomasei

Estimarea biomasei este necesar ă pentru a caracteriza rolul sp eciilor la nivelul diferitelor
module trofodinamice (ex.: calcularea produc ției secundare).
În anumite situa ții termenul “biomas ă” este inadecvat folosit fiind sinonimizat cu greutatea
unui singur organism, acesta reprezen tând de fapt, greutatea cumulat ă a mai multor
organisme. Biomasa poate fi exprimat ă ca: volum sedimentat, volu m dislocuit, greutate umed ă,
greutate uscat ă, greutatea uscat ă fără cenușă (substanță organică) sau greutate exprimat ă în
unități energetice (cal) sau echivalent al con ținutului de carbon.
În general, exist ă două tipuri de metode pentru es timarea biomasei, cele care nu țin cont de
compoziția specific ă a comunit ății zooplanctonice și cele care sunt sp ecifice unui organism
sau grup de organisme planctonice. Din prim a categorie fac parte metodele volumetrice,
care constau în m ăsurarea volumului sedimentat sau dislocuit, metode le gravimetrice
realizate prin cânt ărirea direct ă și metodele optice. În a doua categorie se înscriu metodele
care se bazeaz ă pe corela ția între lungime și greutate.

2.4.3.5.1 Metode volumetrice
Pentru a m ăsura volumul sedimentat proba este transferat ă într-un cilindru gradat sau
într-un tub de sedimentare de 50 – 100 ml, apoi agitat ă cu grijă cu ajutorul unei baghete de
sticlă. Se lasă 24 ore pentru ca sedimentarea s ă fie complet ă și se citește volumul
sedimentat.

89Volumul dislocuit se m ăsoară, astfel: într-un cilindru gradat în care se afl ă proba con ținând
zooplancton se cite ște volumul ini țial, după care, prin filtrare se îndep ărtează (materiile în
suspensie) zooplanctonul și se măsoară volumul r ămas după filtrare prin diferen ță se
calculează volumul dislocuit.

Măsurarea volumului sedimentat sa u dislocuit, valoare cunoscut ă ca indice planctonic, nu
este recomandat ă datorită limitărilor și erorilor evidente ce pot ap ărea în determinarea
acestora.

2.4.3.5.2 Metode gravimetrice
Metodele gravimetrice constau în cânt ărirea direct ă a materialului din prob ă reținut pe un
filtru. Aceste metode pot fi fo losite pentru estimarea greut ății întregului con ținut al probei,
sau se aplic ă pentru determinarea greut ății specifice a organismelor sortate. Folosite pentru
determinarea greut ății indivizilor din speciile prezente în prob ă (sau într-o cultur ă
monospecific ă) aceste metode stau la baza determin ării relațiilor de corela ție între lungime
și greutate.

2.4.3.5.3 Metode optice
Recent a fost pus ă la punct o metod ă optică (Herman 1988, 1992) destinat ă numărării și
măsurării automate a lungimii organismelor zoopl anctonice. Instrumentul cu ajutorul
căruia se realizeaz ă aceasta este numit num ărător optic planctonic (e ngl. optical plankton
counter). Exist ă două tipuri de astfel de di spozitive: (1) o variant ă submersibil ă (OPC-1T)
destinată folosirii în teren în regim tractat cu capacitatea de a num ăra și măsura particule
cu mărimi cuprinse între 0.250 mm și 2 cm și (2) o variant ă de laborator (OPC-1L), care
poate fi folosit ă în teren împreun ă cu o pomp ă care preleveaz ă apă în regim continuu sau în
laborator prin intermediul unui sistem de circulare a apei și antrenare a organismelor
planctonice din prob ă. Această variantă de laborator are fascicolul optic mai mic decât al
variantei submersibile și este capabil ă să numere și să măsoare particule cuprinse în
intervalul 0.100 – 20 mm. Am bele variante pot fi fo losite în teren împreun ă cu alte
instrumente de m ăsurarea a parametrilor fizico-chimic ai apei.

Principiul de func ționare (Figura 2.4) al acestor dispozitive const ă în variația intensit ății
unui fascicul luminos ( λ = 640 nm) rezultat ă ca urmare a prezen ței particulelor în apa
antrenată între o surs ă de lumin ă (LED) și un receptor (traductor optic). Traductorul optic

90înregistreaz ă variațiile intensit ății luminoase pe care le converte ște în form ă digitală și le
transmite unit ății de înregistra re. Aceasta afi șează în timp real distribu ția pe mărimi a
particulelor. Automat m ărimea particulelor este transformat ă în diametrul sferic echivalent
(ESD) cu ajutorul unui program dedicat, aceast ă măsurătoare fiind echivalentul
biovolumului.

) 1)( 85.85 76. 2088() 00008629.0 0465.0(
|
100065.3|0
)( 1DS DS
DSm e DS
eAESDA+ −
⎟
⎠⎞⎜
⎝⎛−− + + =μ
unde:
DS – reprezint ă semnalul digital înregistrat de traductorul optic liniar
A0 – constant ă egala cu 10879.8
A1 – constant ă egală cu 1,923
În situația în care dispozitivul se folose ște pe domeniul maxim de sensibilitate valoarea
ESD din formul ă se împarte la 2.08.

Schema de principiu a dispozitivului optic de estimarea a biomasei zooplanctonice este
prezentată în figura 2.4.

Figura 2.4. Principiul de func ționare al dispoziti vului optic de num ărare și măsurare a
organismelor planctonice.

91În mod frecvent acest dispozitiv este utilizat pentru procesarea post-prelevare a probelor.
Pentru aceasta este necesar ă folosirea unui sistem deschis de circulare al apei (Figura 2.5),
sistem care s ă permită introducerea probei și recolectarea ei dup ă procesare.

Figura 2.5. Schema sistemului de circulare al apei prin dispozitivul optic (concep ție
proprie)

Acest dispozitiv are avantajul de a reduce timp ul foarte necesar pentru determinarea prin
metode de microscopie a probelor și costul relativ ridicat asociat acestei opera țiuni.
Metodele optice pentru num ărarea și măsurarea organismelor planctonice, de și nu au
rezoluție la nivel taxonomic, ofer ă informații importante din punct de vedere statistic
pentru caracterizarea claselor de dimensiuni ale comunit ății zooplanctonice. De asemenea,
posibilitatea proces ării unui num ăr ridicat de probe produce informa ții importante
referitoare la tipul de distribu ție al comunit ăților zooplanctonice.

Calibrarea și testarea acestor dispozitive în difer ite tipuri de ecosisteme acvatice a condus
la o mai bun ă înțelegere cu privire la limit ările opera ționale și domeniile de aplicare
(Herman, 1988, 1992; Herman et al., 1993; Sprules et al., 1998). Problema principal ă în
cazul unor concentra ții mari de particule în suspensi e în masa apei este reprezentat ă de
fenomenul de coinciden ță (prezența a două particule în acela și timp în fascicolul luminos)
aceasta putând conduce la ob ținerea de rezultate eronate, de asemenea pozi ția în care este
orientat organismul antrenat în curentul de ap ă de la nivelul sistemului de circulare, astfel

92ca umbra lui poate fi mai mic ă sau mai mare, de asemenea o alt ă posibilă sursă de eroare
poate consta în subestimarea m ărimii reale a organismului planctonic datorit ă
translucidit ății acestuia (ex.: Daphnia sp. ) (Kessler and Lampert 2003).
Foto 2.4 Sistemul de circulare a apei prin
dispozitivul optic de num ărare și măsurare a
organismelor planctonice

2.4.3.5.4 Metode de calcul
Cele mai utilizate tehnici pentru estimarea greut ății uscate a crustaceelor zooplanctonice
constau în convertirea lungimii în biomas ă prin folosirea ecua țiilor de regresie între
lungime și greutate. Cele mai utilizate ecua ții de regresie au fost ca lculate de Dumont et al.
(1975) și McCauley (1984). Este de dorit ca aceste ecua ții de regresie s ă fie dezvoltate
pentru un anumit ecosist em acvatic sau o anumit ă regiune dac ă se inten ționează
dezvoltarea unei cercet ări extensive. Lungimea se m ăsoară cu ajutorul unui micrometru
ocular, sau de preferat es te utilizarea unui sistem electronic computerizat de m ăsură (ex.:
Sprules et al. 1981; Roff si Hopcroft 1986; Hambright si Fridman 1994).

Avantajul folosirii sistemului electronic const ă în reducerea erorilor de m ăsurare și a
timpului de lucru necesar. Rezultatele ob ținute cu ajutorul sistemului de m ăsurare pot fi
combinate cu o baz ă de date pentru a u șura introducerea și stocarea acestora (Allen et al.
1994, Carpentier 1999). Pentru determinarea biomasei rotiferelor se folosesc formule geometrice de estimare a
volumului, care implic ă măsurarea lungimii organismului. Prin aproximarea densit ății
organismului ca fiind egal ă cu a apei se ob ține greutatea acestuia.

93

Foto 2.5. Sistem integrat microscop camer a video computer, folosit pentru achizi ția
digitală a imaginilor organismelor zooplanctonice din probe

Foto 2.6. Captur ă de imagine a softului Analisys 3.0 utilizat pentru num ărarea, identificare
și estimarea biomasei comunit ății zooplanctonice

94În cadrul programului individual de cercetare am utilizat un soft de analiz ă de imagine
(inițial s-a folosit MicroImage 3.0, iar în preze nt folosim Analysis), fapt care necesit ă
preluarea digital ă a imaginii microscopice și prelucrarea electronic ă a acesteia. Un astfel de
sistem de prelucrare și analiză a probelor planctonice este prezentat în foto 2.5., 2.6.

În cadrul programului individual de lucru am folosit pentru estimarea biomasei atât
metodele de calcul cât și metoda optic ă în care s-a utilizat dispozitivul OPC.

2.4.3.6 Distribuția spațială a indivizilor popula ției (SD);
În general popula țiile vegetale sau anim ale pot avea distribu ție spațială întâmplătoare,
uniformă sau grupat ă. Cunoașterea distribu ției spațiale a indivizilor dintr-o popula ție
reprezintă un parametru de stare deosebit de important, el reflec tând valoarea densit ății
ecologice a popula ției (numărul de indivizi/ unitatea de spa țiu).

Pentru determinarea tipului de distribu ție spațială au fost dezvolta ți numero și indici
utilizați pentru determinarea sau comparar ea diferitelor tipuri de distribu ții ale popula țiilor
naturale. Indicii de calcul ai distribu ț
iei spațiale trebuie s ă îndeplineasc ă următoarele condi ții (Elliott
1977):
– să aibe valori reale și continui pe întreg domeniul care ar include uniformizarea
ideală (număr egal de indivizi în fiecare unitate de prob ă), distribu ția randomizat ă
( X S=2) și gruparea maxim ă (toți indivizi s-ar afla într-o unitate de prob ă).
– să fie independen ți de mărimea unit ății de prob ă, numărul unităților de prob ă (n),
medie ( X) și numărul total de indivizi din prob ă (∑X);
– să se calculeze cu u șurință pornind de la un volum mare de date empirice și să aibă
o putere mare de rezolu ție în compararea probelor care vizeaz ă aceeași populație
sau popula ții diferite.
În funcție de modul lor de calcul și valorile cu care opereaz ă, se diferen țiază trei categorii
de indici:
1. Indici care se bazeaz ă pe raportul dintre varian ță (2S) și medie ( X) (David
și Moore 1954; Lewis 1977, Green 1966)
2. Coeficientul de regresie “b” din rela ția care caracterizeaz ă legea Taylor
(Taylor 1961)

953. Indicele Morisita (I δ) (Morisita 1971)

Uniformitate
maximă Randomizat Grupare
maximă
David și Moore
XS2
0 1 ∑X
XnS )1(2− 0 n-1 ∑−)1(nX
12
−
XS -1 0 ∑−1X
Indicele Lewis
XS2
0 1 ∑X
Indicele Green
∑−−
11) (2
XXS ∑−−11
X 0 1

Coeficientul de regresie b
Log 10 S2 = log 10a + b log 10 X b<1 b=1 b>1

Indicele Morisita
∑∑∑∑
∑∑∑
−−=−−=X XX XnX XXXn I22
) ()(
)1 ()]1 ([
δ 1 → ∑−−−111Xn< 1 >1

Pentru reprezentarea distribu ției spațiale, în cadrul programului individual am optat pentru
o metodă care este utilizat ă de sistemele informatice geografice (GIS) pentru a reprezenta
densitatea spa țială. S-a utilizat un indi ce de extrapolare spa țială IDW (inverse distance
weighted) (Kitsiou an d Karydis, 2000) și un model digital al te renului pentru ostrovul
Fundu Mare cu rezolu ția spațială de 30x30m și date legate de structura pe dimensiuni a
comunității zooplanctonice în sta țiile de prelevare la diferite momente de timp. Pentru
aceasta s-a utilizat programul ArcGIS – ArcView 8.1. (ESRI, Inc).
Formula de calcul a indicelui IDW este:
⎥⎦⎤
⎢⎣⎡⎥⎦⎤
⎢⎣⎡
=
∑∑
==
N
iN
i
diwzidiw
yxf
11
)()(
),(

unde: w(di) – este al goritmul de ponderare
z(i) – abunden ța numeric ă a diferitelor clase de dimensiuni
d(i) – distan ța față de stația din care s-a efectuat prelevare
f(x,y) – valoarea interpolat ă la punctul (x,y)

962.4.3.7 Structura pe dimensiuni (SV)

Determinarea structurii pe dimensiuni se face prin m ăsurare direct ă cu ajutorul tehnicilor
de microscopie sau prin intermed iul dispozitivelor optice de num ărare și măsurare (OPC).
Parametrii importan ți pentru caracterizarea struct urii pe dimensiuni sunt:
– numărul claselor de dimensiuni;
– amplitudinea acestora;
– distribuția efectivului popula ției pe clase de dimensiuni;

2.4.3.8 Compozi ția chimic ă

Un alt aspect important în cercetarea z ooplanctonului este reprezentat de compozi ția
chimică a acestuia.
Trebuie ținut cont de faptul c ă probele conservate cu aldehid ă formică nu se preteaz ă la
determinările de chimism întru-cât aceasta modific ă considerabil substan ța organic ă
(Fudge 1968) și conținutul în carbon și azot (Hopkins 1968; Omori 1978; Champalbert și
Kerambrun 1979).

În cadrul programului individual, pent ru a caracteriza implicarea comunit ăților
zooplanctonice în circuitele bi ogeochimice s-a determinat con ținutul de carbon și azot.
Pentru aceasta s-a utilizat un analizor CHNS . Protocolul de determinare a con ținutului de carbon și azot a constat în prelevarea unei
probe de zooplancton urmat ă de filtrarea acesteia printr-un filtru de fibr ă de sticlă (Watman
GFF) cu porozitatea de 0.45 μm (Foto 2.7). Filtrele au fost în prealabil tratate în cuptorul
de calcinare la 450
oC timp de 6 ore, pentru îndep ărtarea materiilor organice și cântărite.
Filtrul cu proba a fost uscat la etuv ă timp de 48 de ore la o temperatur ă de 60oC și
recântărit. Conservarea filtrelor s-a f ăcut în exicator pân ă ce acestea au fost analizate.
Determinarea con ținutului de carbon azot din probe le de zooplancton s-a realizat
concomitent cu determinarea con ținutului de carbon azot din seston.

97 Foto 2.7. Prelucrarea preliminara a probelor în
vederea analizelor CHNS

2.4.4 Parametri func ționali

Rolul func țional al popula țiilor și asociațiilor zooplanctonice se estimeaz ă fie prin metode
directe, fie indirect prin metode de calcul. Calcularea anumitor parametrii func ționali ai
populațiilor zooplanctonice nu se poate face decât pr in metode experimentale (în teren sau
laborator) în condi ții controlate ai unor factorii de comand ă exogeni (temperatura,
cantitate de hrana etc.) sau endogeni (manipularea la nivelul comunit ății).

2.4.4.1 Metode de estimare a produc ției secundare a planctonului

Producția secundar ă a fost definit ă ca fiind cantitatea de țesut elaborat ă pe unitatea de timp
sau suprafa ță, exceptând cantitatea de țesut adipos (Clarke 1946). De asemenea se
consideră că, producția netă a unei popula ții pentru o anumit ă perioadă de timp reprezint ă
suma cre șterilor în greutate a tuturor indivizilor popula ției, înțelegând prin aceasta nu
numai cre șterea somatic ă ci și producția de elemente sexua le, exuvii sau alte p ărți
corporale ce se pot pierde cât și creșterile în greutate a indivizilor elimina ți .

Alte defini ții se bazeaz ă pe produsele reproductive; produc ția pierdut ă datorită prădătorilor
sau alte tipuri de pierdere.

98În continuare vom prezenta o serie de metode de estimare a produc ției secundare
zooplanctonice punctând metoda aleas ă în cadrul programului in dividual. Aceste metode
au fost prezentate și discutate pe larg de Edmonson și Winberg (1971), Winberg (1971),
Bougis (1974), Edmonson (1974) și Waters (1977).

În momentul de fa ță nu există nici o metod ă simplă, analogă metodelor folosite pentru
estimarea produc ției primare, care s ă permită estimarea global ă a produc ției secundare
planctonice. Dificultatea evalu ării globale a produc ției zooplactonice provine din faptul c ă
aceasta este rezultatul a dou ă procese cu importan ță diferită pentru componentele
comunității (rotiferi, cladocere, copepode): – cre șterea num ărului de indivizi (reproducerea)
pe de o parte, și creșterea greut ății lor (consumul propriu) pe de alt ă parte.

Trebuie deci s ă se țină cont de structura comunit ății zooplanctonice și scopul programului
de cercetare în alegerea metodei utilizate. 2.4.4.1.1
Estimarea produc ției secundare pornind de la cre șterea numeric ă și rata de
turn-over

Evaluarea efectivului ( N) și a ratei natalit ății (b) a unei popula ții permite cunoa șterea
creșterii numărului ( PN) într-un interval de timp t prin următoarea ecua ție:

Nb PN= ,unde:
Neste efectivul mediu 1/2 (N 0 + N t) și se presupune c ă populația este stabil ă și
mortalitatea nul ă.

Rata de reproducere B’ poate fi calculat ă pornind de la num ărul de ouă pe femel ă (E) și de
timpul de dezvoltarea embrionar ă (De): B’ = E/D e, de unde putem deduce rata natalit ății
utilizând formula lui Edmonson:
) 1ln(
eDEb+=
sau formula lui Paloheimo:
b = ln ( E + 1/D).

99Dacă greutatea organismelor nou intrate în popula ție este pu țin diferită de a adul ților,
producția numeric ă poate fi convertit ă în greutate și multiplicat ă cu greutatea medie a unui
individ ( W). Producția ponderal ă exprimându-se sub forma:

NWb PW= , unde:
NWreprezintă biomasa B a populației.

Aceasta metod ă este bine adaptat ă pentru organismele la care durata dezvolt ării juvenile
este scurtă și la care produc ția este asigurat ă în cea mai mare m ăsură prin reproducere. Este
deci aplicabil ă populațiilor zooplanctonice ovigere reprezentate de rotiferi.

Într-o popula ție cu structur ă stabilă, timpul mediu de refacere al biomasei, care este invers
proporțional ratei de turn-over P/B, este egal cu 1/ b. Timpul de dublare al popula ției de
rotiferi considerat ca fiin d timpul minim pe genera ție (Galkovskaja 1968):
T
mg = De + Dj = Tr = 1/ b.

Producția pe unitatea de timp se exprim ă deci astfel:

21 0 t
mgN N
TP+=
Această aproximare nu este valabil ă pentru organismele la care fecunditatea este pu țin
crescută. Este acceptabil ă pentru rotiferii și permite calcularea produc ției speciilor care nu
își poartă ouăle (situație în care este imposibil ă calcularea ratei natalit ății). T
mg ca și De, nu
pot fi determinate în laborator, deoarece ace ști parametrii depind de temperatur ă și
disponibilitatea hranei, fa pt care ar introduce o surs ă de eroare suplimentar ă în condi ții
experimentale.

Dacă greutatea adul ților este net superioar ă greutății juvenililor estimarea lui b și evoluția
efectivelor popula ției între dou ă prelevări succesive permite evaluarea ratei mortalit ății:

]) ( [ Ndb rNdtdNd −==

100și a numărului de indivizi elimina ți între dou ă momente de prelevare ( Ne). Dacă admitem
că mortalitatea afecteaz ă într-o manier ă identică toate clasele de vârst ă, producția într-un
interval de timp prestabilit va fi:
) () ( 0 0 ee tt WN WN WN P +−= ,

unde: e eWN reprezint ă biomasa indivizilor elimina ți și

20W WtWe+= .

Această metodă este aplicabil ă și pentru cladocere unde este dificil și laborios s ă distingem
între diferitele stadii.

2.4.4.2 Estimarea produc ției secundare pornind de la varia țiile în biomas ă

2.4.4.2.1 Metoda cohortelor
Cum îi spune și numele, aceasta metod ă se aplică populațiilor monociclice reprezentate
printr-o singur ă generație identificabil ă (copepodele).

Cunoscând efectivele cohor telor la începutul și la sfârșitul intervalului de timp t, și a
creșterii greut ății medii a indivizilor în timpul t, fiind ΔWt, producția se exprim ă prin
formula Boysen – Jensen:

ttWN NP Δ+= )2(0
Observațiile colectate într-un interval de timp permit traducerea acestei formule în form ă
grafică (curba lui Allen).

2.4.4.2.2 Metoda cre șterilor cumulate
Pornind de la principiul c ă greutatea organismelor este legat ă de vârstă printr-o lege de
creștere definit ă, putem calcula produc ția, chiar atunci când genera țiile se suprapun și nu
sunt identificabile, la nivelul fiec ărui stadiu de dezvoltare sau grupe de indivizi
comparabile.

101Considerând efectivele N1, N 2, N n corespunz ătoare fiec ărui stadiu de dezvoltare, deci
duratele de dezvoltare respective sunt D1, D 2 și D n și câștigul zilnic în greutate
corespunz ător ΔW1, ΔW2, ΔWn, producția zilnică va fi:

nn n
DWN
DWN
DWNPΔ+Δ+Δ=
22 2
11 1

Această metodă se aplică foarte bine copepodelor și cladocerelor, atunci când acestea au
creștere lentă iar stadiile pot fi bine diferen țiate. Produc ția de ouă pate fi calculat ă separat
sau inclus ă în creșterea în greutate a adul ților, ca în cazul metodei cohortelor.

2.4.4.2.3 Metoda fiziologic ă a lui Winberg
Această metodă se bazeaz ă pe cunoa șterea randamentului net de cre ștere K2 (P/A) și legea
care se bazeaz ă pe consumul de oxigen Q a unui organism de o anumit ă greutate,
baWQ= ,
se poate calcula produc ția cu ajutorul urm ătoarei rela ții:
22
1KKaWkPb
c−= , unde kc este un coeficient oxicaloric.

Cu ajutorul metodei fiziologi ce se poate construi o curb ă de creștere de referin ță. Producția
zilnică a unei popula ții având x stadii i cu efective Ni și greutăți Wi, se obține cu ajutorul
ecuației:

ii wWNC P
i∑= , în care Cw reprezintă rata de cre ștere pe unitatea de timp și de
greutate.

Producția unei popula ții la care structura numeric ă și gravimetric ă este cunoscut ă, poate fi
evaluată folosind valorile coeficientului K2 și Q (=aWb) calculate pentru o specie sau un
grup de organisme prin m ăsurarea bugetelor energetice.

Această metodă a fost aplicat ă la popula țiile de crustacee și comparat ă cu metoda
creșterilor cumulate. Rezultatele similare au fost ob ținute pentru valori ale coeficientului
K2 = 0,25 pentru Cyclops , K2 = 0,20 pentru Eudiaptomus , K2 = 0,15 pentru Mesocyclops
(Sushchenya 1970) și K2 = 0,35 pentru Cladoceri (Andronikova 1976).

102Ținând cont de disponibilitatea datelor pe termen lung cât și de particularit ățile
programului individual de cercetare am folosit aceast ă metodă în estimarea produc ției
secundare a comunit ății zooplanctonice.

2.4.4.3 Energia cheltuit ă pentru men ținere (R c)

Acest parametru func țional poate fi determinat pe baza rezultatelor ob ținute în condi ții
experimentale, care conduc la dezvoltarea de modele de corela ție multipl ă dependente de
temperatur ă și greutatea organismelor z ooplanctonice implicate în experiment. Astfel de
modele au fost dezvoltate pentru cele trei grupe de organisme z ooplanctonice (Devol 1979,
Vădineanu 1981, Hillbricht-Ilkowska 1977).

În cadrul unor modele de es timare a dinamici comunit ății zooplanctonice, rata maxim ă de
respirație pentru cladoceri, copepode și zooplanctonul omni vor este estimat ă în jurul
valorii de 0.01gO 2*g-1*zi-1 (Park et al 1974, Scavia et al 1976)
În cadrul programului individual am folosit pentru estimarea energiei cheltuite pentru
menținere (R
c) modelele de corela ție multipl ă bazate pe greutatea organismelor și
temperatur ă, propuse de Devol (1979):

– pentru Copepodele de apă dulce

38)n .92;0 (r T*.080 lnW*.740 -5.68 lnR2== + +=
– pentru Cladocere și Rotiferi

39)n .98; (r T*.010 lnW*.850 4.48 – lnR
2== + +=
în care:
R- rata respira ției,
W- greutatea uscat ă a organismului în μg,
T- temperatura în
oC

2.4.4.4 Acumularea și excreția azotului, fosforului

Se determin ă experimental pentru speciile dominan te dint-un ecosistem acvatic, în condi ții
controlate de temperatur ă și hrănire. În cadrul programelor de cercetare anterioare

103desfășurate de Departamentul de Ecologie Sistemic ă (contract de cercet are nr./1985) s-au
dezvoltat modele de corela ție multipl ă, care descriu excre ția azotului și fosforului în
funcție de concentra ția hranei și a temperaturii pentru cladocere și copepode.

În cadrul programului individual, pe ntru estimarea ratelor de excre ție ale fosforului (E P) și
azotului (E N) pentru cladocere și copepode, am folosit modelele de corela ție multipl ă
descrise de rela țiile de mai jos:

– cladocere E
N = 0.31e(0.082 T + 0,037 H)W-0,46 , r2 = 0.86

EP = 0.12e(0.078 T + 0,0268 H)W-0,44 , r2 = 0.92

– copepode
EN = 0.72e(0.084 T + 0,0145 H)W-0,32 , r2 = 0.9

EP = 0.2e(0.083 T + 0,0115 H)W-0,253 , r2 = 0.91

unde:
EN – μg N/mg susntan ță uscată/24 ore
EP – μg P/mg susntan ță uscată/24 ore
W – geutatea indivizilor in mg substan ță uscată
H – cantiatatea de hran ă in mg substan ță uscată/l
T – temperatura
R2 – coeficientul de corela ție multipl ă

2.4.4.5 Asimilabilitatea (U-1)

Coeficientul care caracterizeaz ă eficiența asimilării energiei consumate (U-1) s-a calculat
pornind de la estimarea produc ției secundare și a energiei cheltuite pentru men ținere (R c)
cât și de la datele de produc ție primară.

Formula utilizat ă pentru calcularea a cestui parametru func țional este:

CC
CC
C CCA
CRP U =+=−1 , unde:
PC – energia acumulat ă,
Rc – energia cheltuit ă în procesul de men ținere
Cc – energia consumat ă
Ac – energia asimilat ă

1042.4.4.6 Eficiența acumul ării energiei consumate (K 1)

K1 este coeficientul, care caracterizeaz ă eficiența acumul ării energiei consumate în
procesul de cre ștere și reproducere și s-a calculat porni nd de la formula:

CC
CPK
C=1 ,
unde: P c – produc ția secundar ă a comunit ății zooplanctonice
C c – energia disponibil ă pentru consum

2.4.4.7 Eficiența acumul ării energiei asimilate (K 2)

Coeficientul care caracterizeaz ă eficiența acumul ării energiei asimilate (K 2) s-a calculat
pornind de la formula:
CC
APK
C=2 ,
unde: P C – energia acumulat ă
Ac – energia asimilat ă

În cadrul programului individual acest coeficient a fost calcul at pentru întreaga comunitate
zooplanctonic ă. Pentru fiecare component ă a comunit ății zooplanctonice s-au folosit date
din sisteme acvatice similare , prezentate în literatur ă, pentru a estima produc ția secundar ă a
acestora.
2.4.5 Metode de analiz ă a datelor

Există mai multe modalit ății de abordare în analizarea datelor comunit ăților zooplanctonice
cu privire la tendin țele compozi ției specifice și diversității. Nu poate fi recomandat ă o
abordare exclusiv ă a unui anumit tip de utilizare și interpretare a datelor. Cele mai multe
tehnici analitice folosesc datele cu privire la abunden țele absolute și relative ale diferitelor
specii sau stadii de dezvolta re ale zooplanctonului. Totu și, datele trebuie s ă fie disponibile
în forma lor original ă, astfel încât cercet ătorii să le poată utiliza în func ție de scopul și
obiectivele cercet ării acestora. Pentru aceasta bazele de date trebuie s ă fie însoțite de
metadate care s ă cuprindă informații în detaliu cu privire la cercetarea care a stat la baza
obținerii datelor, alte date existente, metodele și tehnicile de prelevare și analiză etc..

În continuare vom prezenta cele mai utilizate tehnici de interpretare a datelor pentru
comunitățile zooplanctonice:

105
2.4.5.1 Compararea abunden țelor:
Dacă proba are replicate, varia țiile spațio-temporale ale densit ăților diferi ților taxoni pot fi
comparate utilizând tehnici de statistic ă inferențială. Există o bogat ă literatur ă de
specialitate cu privire la util izarea tehnicilor de statistic ă inferențială în studiile de ecologie
(Green 1979; Sokal și Rohlf 1981; Underwood 1981; Hurlbert 1984; Eberhardt și Thomas
1991; Scheiner și Gurevitch 1993 și Underwood 1994).

2.4.5.2 Analiza univariat ă a comunit ăților:
Acest tip de analizare înglobeaz ă numărul și distribuția speciilor dintr-o comunitate într-o
singură măsurătoare. Câteva exemple în a cest sens sunt: determinarea bog ăției specifice,
indicii de diversitate specific ă (Shannon-Wiener și Simpson). Exist ă însă numeroase
comentarii cu privire la utilitatea utiliz ării unor astfel de m ăsurători. Calcularea și aplicarea
indicilor de diversitate a fost revizuit ă de Hurlbert (1971), Peet (1974) și Pielou (1975).
Atunci când se decide folo sirea metodelor de analiz ă univariat ă, întotdeauna trebuie luate
decizii cu privire la taxonii ce vor fi inclu și. De exemplu, mul ți cercetători nu includ specii
care sunt tipic litora le sau bentonice, de și ele pot ap ărea ocazional în probele planctonice.
Ca rezultat, este foarte important ca aplicarea analizei univariate s ă se facă subliniindu-se
în mod clar ce decizii s-au luat cu privire la includer ea sau excluderea anumitor taxoni.

2.4.5.3 Metode de analiz ă multivariat ă:
În ultimele decenii, au fost dezvoltate un num ăr mare de tehnici de analiz ă multivariat ă
care să ajute la interpretarea seturilor complexe de date. Aceste tehnici identific ă grupuri
de probe care au compozi ția similar ă din punct de vedere al abunden țelor sau biomasei
diferiților taxoni. Tendin țele dominante ale variabilit ății comunit ății pot fi apoi corelate cu
parametrii fizici, chimici și biologici pentru a ajuta la interpretarea ulterioar ă a datelor.
Literatura cu privire la diferitele tehnici de analiz ă multivariat ă poate fi g ăsită în Gauch
(1982), Legendre și Legendre (1983), Pielou (1984), Digby și Kempton (1987), Reyment și
Jöreskog (1993), și Norris și Georges (1993).

1063 REZULTATE

Pe baza datelor acumulate în urma derul ării diferitelor programe de cercetare asupra
sistemelor acvatice din s ectorul inferior al Dun ării (tabelul 1.1) s-a realizat, într-o prim ă
fază, o bază de date care a permis analiza principalilor factori de comand ă ai comunit ății
zooplanctonice. Aceast ă analiză are rolul de a identifica domeniile de varia ție și
amplitudinea acestor parametrii cât și a modului în care ace știa influen țează dinamica
structurii și a rolului func țional al comunit ății zooplanctonice.

3.1 ANALIZA STATISTIC Ă UNIVARIAT Ă A FACTORILOR DE COMAND Ă ȘI
A PARAMETRILOR STRUCT URALI AI COMUNIT ĂȚII
ZOOPLANCTONICE

În tabelul 3.1. este prezent at rezultatul analizei st atistice descriptive realizat ă pe date medii
la nivelul diferitelor ecosisteme acvatice (între 3 și 5 stații pentru fiecare ecosistem
acvatic).

Tabelul 3.1. Statistic ă descriptiv ă a parametrilor fizico-chimici și a parametrilor structurali
ai comunit ății zooplanctonice din sector ul inferior al Dun ării pentru perioada 1981 – 1993
Interval de confiden ță Nr.
Date Media
-95% 95% Mediana Minim Maxim Dev. Std. Eroarea
Std.
Temperatura (0C) 274 16.76 15.86 17.67 19.15 1.00 28.00 7.62 0.46
Adâncime (cm) 208 197.33 189.65 205.02 200.00 56.70 316.00 56.23 3.90
Transparen ță (cm) 248 86.06 79.34 92.78 70.00 18.00 243.00 53.71 3.41
Transparen ță:Adâncime 247 0.46 0.42 0.49 0.38 0.10 1.00 0.28 0.02
Alcalinitate 81 287.15 276.73 297.58 287.00 110.00 405.00 47.14 5.24
Oxigen dizolvat (mgO 2/l) 219 11.21 10.73 11.70 10.92 2.32 27.00 3.67 0.25
pH 238 8.19 8.12 8.26 8.10 7.07 9.90 0.58 0.04
PO 4 (mg/l) 285 0.60 0.52 0.68 0.29 – 3.68 0.72 0.04
Fosfor total (mg/l) 20 0.68 0.54 0.82 0.72 0.21 1.20 0.29 0.07
NO 3 (mg/l) 288 0.35 0.29 0.41 0.09 – 2.90 0.49 0.03
NH 4 (mg/l) 200 0.29 0.26 0.33 0.22 – 1.47 0.26 0.02
Azot total (mg/l) 215 1.24 0.91 1.56 0.54 – 30.58 2.43 0.17
Si (mg/l) 262 1.19 1.06 1.31 1.02 – 9.43 1.00 0.06
Substanța organică
(ppm C) 277 25.12 23.80 26.43 23.00 7.10 86.60 11.12 0.67
Clorofila a (µgChl_a/l) 273 43.56 37.34 49.78 20.80 0.14 266.00 52.23 3.16
Suspensii (µg/l) 10 40.70 20.52 60.88 31.50 9.00 104.00 28.21 8.92
Azot:Fosfor 279 4.54 2.62 6.47 0.53 – 192.00 16.32 0.98
Azot anorganic dizolvat
(mg/l) 204 0.62 0.54 0.69 0.39 0.05 2.54 0.55 0.04
Rotifere (indivizi/l) 361 215.71 152. 76 278.66 59.00 – 8,906. 20 608.22 32.01
Rotifere (µg/l) 343 36.00 28.23 43.76 7.70 – 602.00 73.13 3.95
Copepode (indivizi/l) 361 193.96 9.67 378.24 43.80 – 33,800.00 1, 780.47 93.71
Copepode (µg/l) 343 207.49 39.00 375.97 45.00 – 29,300.00 1,586.43 85.66
Cladocere (indivizi/l) 361 148.74 109.20 188.28 28.00 – 4,708.04 382.02 20.11
Cladocere (µg/l) 343 711.68 579.68 843.69 135.00 – 6,746.00 1,242.93 67.11
Zooplancton (indivizi/l) 361 558.41 305.04 811.77 171. 00 3.30 45,106.20 2,447.88 128.84
Zooplancton (µg/l) 343 955.17 721.62 1,188.72 240.55 0.60 33,240.00 2,199.08 118.74

107Se poate observa domeniul larg de varia ție al abunden ței numerice și a biomasei
zooplanctonului acestea având va lori medii de 558.41 indivizi/l și respectiv 955.17 µg/l.
Amplitudinea abunden ței numerice a zooplanctonului are valoarea de 45,102.9 indivizi/l
ceea ce, împreun ă cu valoarea medianei 171, indic ă gradul mare de dispersie a valorilor
acestui parametru structural al comunit ății zooplanctonice cât și tipul de distribu ție a
datelor. Acela și fapt este valabil și în cazul biomasei.

De asemenea valorile parametr ilor de control se încadreaz ă și ele într-un domeniu larg de
variație. Astfel, adâncimea a fluctuat într-un domeniu cuprins între 56.7 și 316 cm cu o
valoare medie de 197.33 cm. Transparen ța a luat valori cuprinse între 18 și 243 cm fiind în
medie situat ă în jurul valorii de 86 cm. Nutrien ții au avut și ei un domeniu destul de larg de
variație. Pentru acela și interval 1981 – 1993 valorile acestor parametri sunt comparabile cu
cele prezente în literatur ă (Weilguni și Humpesch 1999).
Este de remarcat și domeniul larg de varia ție al concentra ției pigmen ților clorofilieni care
ating o valoare medie de 43.56 µg/l, având un minim de 0.14 µg/l și un maxim de 266 µg/l,
iar valoarea medianei de 20. 8 µg/l. Aceste date indic ă gradul de trofie al sistemelor
acvatice cuprins în aceast ă analiză cât și un poten țial trofic suficient pentru zooplanctonul
consumator de ordinul I.
Analizând valorile medii anuale pentru in tervalul 1975 – 1994 ale principalilor nutrien ți
responsabili pentru apari ția fenomenului de eutrofizare cât ș
i dinamica clorofilei (figura
3.1.), se pot diferen ția perioadele în care sistemele acvat ice se aflau în diferite grade de
trofie. Astfel se pot diferen ția cu ușurință următoarele perioade:
– 1975 – 1980 valorile medii anua le ale raportului azot:fosfo r cuprinse în intervalul
17 – 51 fiind caracteristice st ării de mezo-eutrofie;
– 1981 – 1984 valorile aceluia și raport sunt cuprinse între 4 și 12 și descriu starea
de eutrofie, de asemenea concentra ția clorofilei „a” se situeaz ă în jurul valorii
medii de 39 µg/l;
– 1985 – 1989 în aceast ă perioadă se înregistreaz ă cele mai sc ăzute valori ale
raportului azot:fosfor acestea fiind cuprinse în intervalul 0.8 – 1.1 și fiind tipice
stării hipertrofe, pentru aceast ă perioadă valorile medii ale concentra ției de clorofil ă
au fost cuprinse în intervalul 47 – 61 µg/l.

108- perioada 1990 – 199 4, se constat ă o tendin ță de revenire la starea de mezo-
eutrofie, valorile raportului azot:fosfor f iind cuprinse în intervalul 6 – 38, iar
concentra ția clorofilei situându-se în ju rul valorii medii de 27 µg/l.

Figura 3.1. Dinamica valorilor medii anuale ale concentra țiilor principalilor nutrien ți (PO 4
și NO 3 – axa din stanga) și a raportului azot:fosfor (N:P – axa din dreapta) și a
concentra ției clorofilei “a” în in tervalul 1975 – 1994

În urma observa țiilor realizate în teren s-a constatat c ă regimul hidrologic are influen ță
asupra dinamicii sezoniere a concentra țiilor de nutrien ți astfel c ă variațiile regimului 020406080100120140Clorofila "a" (µg/l)
00.20.40.60.811.2
1975
1976
1977
1978
1980
1981
1982
1983
1984 1985
1986 1987
1988 1989
19901991
1992 1993
19940102030405060
PO4 (mg/l) NO3 (mg/l) N:P

109hidrologic moduleaz ă dinamica acestora. Este de asemenea dovedit faptul c ă regimul
hidrologic are influen ță asupra fitoplanctonului și a macrofitelor prin control direct asupra
competiției între aceste module trofodinami ce. În figura 3.2. se prezint ă dinamica
regimului hidrologic la Dun ăre separat ă pentru perioadele caracterizate mai sus.
010002000300040005000600070008000900010000
Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Decm3*s-1
1975-1979 1981-1984 1985-1989

Figura 3.2. Dinamica regimului hidrologic la Dun ăre – medii lunare multianuale pentru
perioadele 1975-1979, 1981-1984, 1985-1989 la sta ția hidrometrica Drobeta Turnu
Severin.
Se observ ă că valorile debitelo r erau mai mari în perioada 1975 – 1979 (mezo – eutrofie) și
că variațiile de regim hidrologic aveau o amplitudine mai mare în compara ție cu perioada
1981 – 1984 când valorile de bitelor au fost mai sc ăzute și amplitudinea mult mai îngust ă.
Pentru perioada 1985 – 1989 se constat ă o ușoară creștere a debitelor, îns ă amplitudinea
rămâne de asemenea îngust ă. Se remarc ă faptul ca în perioada 1975 – 1979 unda de viitur ă
se prelungea pân ă în luna iulie, constatându-se o cre ștere a valorilor debitelor în luna
noiembrie și de asemenea, valorile debitelor în aceast ă perioadă erau cu aproximativ 2000
m
3s-1 mai mari decât în celelalte perioade.
Pentru Insula Mic ă a Brăilei s-au descris din punct de vedere statistic domeniile de varia ție
ale principalilor factori de comand ă ai comunit ății zooplanctonice (tabelul 3.2.) pentru
intervalul 1997 – 2002. Ca și în cazul ecosistemelor acvatice din Delta Dun ării, se observ ă,

110un domeniul larg de varia ție al acestora. Valorile mediilor fiind similare cu ale parametrilor
din perioada 1990 -1994 și caracteristice st ării de mezo-eutrofie. Astfel, valoarea medie a
raportului azot:fosfor este de 3.1 atingând valoarea minim ă de 0.11 și maxima de 77, în
timp ce valoarea medie a concentra ției pigmen ților clorofilieni este de 15.9 µg/l. Ținând
însă cont de valorile mediane și cele maxime ale parametrilor de control r ăspunzători
pentru apari ția procesului de eutrofizare nu putem trage concluzia c ă aceste sisteme sunt
ieșite de sub presiunea eutrofiz ării, mai ales datorit ă concentra țiilor medii pe care le au
nutrienții din sedimente care sunt de aproximativ patru ori mai ridicate decât cele din masa
apei.
Tabelul 3.2. Statistic ă descriptiv ă a parametrilor fizico-chimici și a parametrilor structurali
ai comunit ății zooplanctonice din Insula Mic ă a Brăilei pentru perioada 1997 – 2002
Interval de confiden ță.
Nr.
date Media -95% +95% Mediana Minim Maxim Deviația
Standard Eroarea Standard
Transparen ța (cm) 322 86.705 80.242 93.168 60.00 5.00 300.00 58.951 3.285
Adâncime (cm) 351 143.343 133.047 153.639 120.00 0.00 619.00 98.077 5.235
Transparen ța:Adâncime 336 0.656 0.620 0.692 0.67 0.00 1.00 0.333 0.018
Alcalinitate 175 331.629 304.263 358.994 320.00 0.00 820.00 183.418 13.865
Temperatura ap ă (0C) 341 18.407 17.684 19.129 19.64 2.90 33.80 6.784 0.367
Temperatur ă sedim (0C) 227 16.732 15.942 17.522 17.90 4.50 29.70 6.038 0.401
pH apă 303 7.957 7.872 8.041 7.98 5.05 9.49 0.746 0.043
pH sediment 149 7.376 7.324 7.428 7.33 6.60 8.62 0.319 0.026
Oxigen dizolvat (mg/l) 337 5.984 5.662 6.307 5.80 0.30 15.02 3.013 0.164
Suspensii 36 0.130 0.117 0.142 0.12 0.08 0.22 0.037 0.006
NO 3 apă (mg/l) 307 0.480 0.413 0.546 0.15 0.01 2.63 0.592 0.034
NH 4 apă (mg/l) 282 0.083 0.064 0.102 0.05 0.00 1.70 0.163 0.010
NO 2 apă (mg/l) 52 0.016 0.012 0.019 0.02 0.00 0.06 0.013 0.002
Azot total (mg/l) 308 55.206 48.278 62.135 26.08 0.00 310.53 61.794 3.521
PO 4 (mg/l) 351 0.516 0.267 0.766 0.03 0.00 30.19 2.377 0.127
SO 4 (mg/l) 51 23.479 15.891 31.067 18.10 4.81 183.86 26.979 3.778
NO 3 sediment (µg/g) 202 1.243 1.122 1.365 1.06 0.03 4.78 0.875 0.062
NO 2 sediment (µg/g) 185 0.366 0.317 0.415 0.26 0.02 2.77 0.336 0.025
NH 4 sediment (µg/g) 224 41.247 36.187 46.306 25.88 0.99 214.64 38.425 2.567
PO 4 sediment (µg/g) 227 37.739 35.667 39.812 34.91 10.05 110.48 15.844 1.052
SO 4 sediment (µg/g) 54 37.613 29.132 46.094 26.70 3.69 144.14 31.073 4.228
Clorofila a (µg/l) 339 15.905 13.562 18.249 8.87 0.09 154.00 21.936 1.191
Conductivitate (mS/cm) 99 0.343 0.328 0.357 0.34 0.24 0.68 0.072 0.007
Cota Brăila (cm) 389 336.836 326.162 347.510 330.02 115.00 592.00 107.074 5.429
Cota Hârșova (cm) 105 266.971 247.464 286.479 268.00 38.00 407.00 100.801 9.837
Azot:Fosfor (N/P) 303 3.188 2.317 4.060 0.82 0.11 77.81 7.705 0.443
Rotifere (indivizi/l) 26 3.510 5.764 1.117 0.067 21.833 5.579 1.094
Rotifere (ug/l) 26 0.004 0.007 0.001 0.000 0.028 0.007 0.001
Copepode (indivizi/l) 26 69.523 159.469 2.300 0.100 959. 350 222.690 43.673
Copepode (ug/l) 26 237.144 553.818 2.536 0.090 3106.260 784.022 153.759
Cladocere (indivizi/l) 26 5.390 10.825 0.350 0.000 54.400 13.454 2.639
Cladocere (ug/l) 26 44.188 94.849 0.208 0.000 541.001 125.426 24.598
Zooplancton (indivizi/l) 26 78.424 169.089 3.783 0.500 969.283 224.471 44.022
Zooplancton (ug/l) 26 281.337 604.595 2.935 0.114 3188.098 800.324 156.956

111
Analizând valorile medii anuale ale parametrilor de control și cei structurali ai
comunităților zooplanctonice pentru aceast ă zonă (figura 3.3.) putem trage concluzia c ă în
cazul sistemelor acvatice pu țin adânci din Insula Mic ă a Brăilei procesul eutrofiz ării este
dependent de regimul hidrologic și se manifest ă în special prin dezvoltarea macrofitelor cu
frunze plutitoare (preponderent Trapa natans ) avantajate de adâncimea redus ă a apei (în
medie 143 cm) și de nutrien ții acumula ți în sedimente, în defavoarea fitoplanctonului, ceea
ce explică valoarea medie a raportului transparen ță:adâncime 0.65, mai mare decât în cazul
sistemelor din Delta Dun ării a cărui valoare este de 0.46. Datorit ă acestui mod de
manifestare al eutrofiz ării și al proceselor asociate acestuia, concentra ția oxigenului
dizolvat în masa apei este în medie (5.98 mg/l) mai mic ă decât în cazul sistemelor acvatice
din Delta Dun ării unde aceasta are va loare 11.21 mg/l.
Aceste domenii de varia ție ale parametrilor de control se manifest ă și la nivelul structurii și
funcțiilor comunit ății zooplanctonice, care ati ng în medie valori mult mai sc ăzute ale
densității numerice și biomasei decât în sistemele din Delta Dun ării, acestea fiind 78.4
indivizi/l și respectiv 271.3 µg/l substan ță uscată (s.us.) și se datoreaz ă în special prezen ț
ei
constante a copepodelor (naupli și copepodi ți) la toate momentele de prelevare.

112
Figura 3.3. Compara ție între valorile medii anuale ale parametrilor de control și
parametrilor structural ai comunit ății zooplanctonice din Insula Mic ă a Brăilei pentru
perioada 1997 – 2002. 0.000.200.400.600.801.00
T/A
0.005.0010.0015.0020.0025.00
0.00100.00200.00300.00400.00500.00Clorofila_a (ug/l) Cota Br (cm)
0.000.501.001.502.002.503.003.50
1997 1998 1999 2001 20020.002.004.006.008.0010.0012.00
NO3(mg/l)apa PO4(mg/l)apa N/P050100150200
0100200300400500600700
zooplancton (ind./l) zooplancton (ug/l)

113

3.2 ANALIZA STATISTIC Ă MULTIVARIAT Ă A FACTORILOR DE CONTROL
ȘI A PARAMETRILOR STRUCTURALI AI ZOOPLANCTONULUI

Pentru a verifica importan ța diferiților parametrii de control ce ac ționează la nivelul
comunităților zooplanctonice, atât în cazul si stemelor acvatice din Delta Dun ării cât și din
Insula Mic ă a Brăilei precum și a modului în care ace știa influen țează componentele
comunității zooplanctonice, s- a testat existen ța unor corela ții între parametrii fizici și
chimici specifici sistemelor acvatice și parametrii structurali (abunden ță numeric ă și
biomasă) ai comunit ății zooplanctonice. Pentru aceasta s-a realizat o analiz ă canonică a
coresponden țelor (CCA) (analiz ă statistică multivariat ă exploratorie) (Figura 3.4.), care a
luat în calcul nou ă parametri fizico-chimici: (temperatura (
0C), adâncimea (cm),
transparen ța (cm), raportul transparen ță:adâncime (T/A), alcalinitatea (mg/l), oxigenul
dizolvat (mg O 2/l) pH-ul, clorofila (µgChl_a l-1) și raportul azot:fosfor) și parametrii
structurali pentru cele tr ei componente ale comunit ății zooplanctonice – rotifere, copepode,
cladocere. Analiz ă care s-a efectuat pentru un num ăr de 63 de perechi de date.
Pe baza acestei analize se observ ă influența directă a unor parametrii fizico-chimici asupra
componentelor comunit ății zooplanctonice. Astfel, ro tiferele sunt influen țate de
transparen ță, cantitatea de fosfat și raportul azot:fosfor, în ti mp ce copepodele sunt mai
sensibile la cantitatea de substan ță organică dizolvată. Cladocerele sunt influen țate de
fitoplancton (concentra ția pigmen ților clorofilieni), de cantitatea de oxigen dizolvat ă în
masa apei și de temperatur ă.
Trebuie men ționat faptul c ă relațiile care sunt puse în eviden ță cu ajutorul analizei
statistice multivariate nu exclud existen ța altor influen țe pe care le au factorii de comand ă
asupra componentelor comunit ății zooplanctonice, acestea ur mând a fi explicitate cu
ajutorul corela țiilor simple și multiple, care se stabilesc în urma analizei datelor.

114CCA variable scoresAxis 2
Axis 1ROT_AN_IROT_AB_M
COP_AN_ICOP_AB_MCLAD_AN_
CLAD_AB_
-0.5
-1.1
-1.6
-2.2
-2.70.51.11.62.22.7
-0.5 -1.1 -1.6 -2.2 -2.7 0.5 1.1 1.6 2.2 2.7Temp
AdancimeTransp
T/A
Ox-dizpHPO4
NO3Si
Subs.OrgChl_aN/P
Vector scalin g: 20.15
Figura 3.4. Analiz ă CCA a factorilor de comand ă externi ai comunit ății zooplanctonice

Aceste rela ții observate în urma ana lizei canonice a coresponden țelor (CCA) confirm ă
mecanismele de r ăspuns ale diferitelor componente ale comunit ății zooplanctonice la
presiunea factorilor de comand ă externi. De asemenea în urma acestei analize statistice se
pot căuta acei factori de comand ă care explic ă dinamica parametrilor structurali și
funcționali ai comunit ății zooplanctonice și care stau la baza dezvolt ării de modele
predictive bazate pe ecua ții de corela ție multipl ă.
În continuare s-a testat existen ța unor corela ții simple între 17 factori de control externi și
parametrii structurali ai componentelor comunit ății zooplanctonice (Tabelul 3.3.).
Corelațiile prezentate în acest tabel confirm ă cele observate în cadrul analizei CCA și
sugerează de asemenea existen ța unor posibile rela ții de corela ție multipl ă.

115Tabelul 3.3. Valorile corela țiilor simple existente între diferi ții factori de comand ă externi
și componentele comunit ății zooplanctonice. (sunt marcate cu ro șu relațiile de corela ție
semnificativ ă, r2 – coeficientul de regresie, N – num ărul de date, p – nivelul de
semnifica ție)

Rotifere (ind/l) Rotifere (mg/l) Copepode (ind./l) Copepode (mg/l)
r2 N p r2 N p r2 N p r2 N p
Temperatura (0C) 0.004 272 0.948 0.0579 267 0.346 0.0619 269 0.312 0.1291 264 0.036
Adâncime (cm) -0.0421 205 0.549 -0.0513 202 0.468 -0.1001 205 0.153 -0.126 202 0.074
Transparen ța (cm) -0.1885 244 0.003 -0.2315 241 0 -0.4162 245 0 -0.4871 242 0
T/A -0.2952 244 0 -0.3329 241 0 -0.4794 241 0 -0.5327 238 0
Alcalinitate -0.0206 79 0.857 -0.0164 80 0.885 -0.2184 80 0.052 -0.1371 80 0.225
Ox. diz (mg/l) -0.0765 216 0.263 -0.0123 217 0.857 0.0386 215 0.574 0.1066 215 0.119
PH 0.2993 235 0 0.258 236 0 0.4751 234 0 0.3908 234 0
PO 4 (mg/l) -0.2155 281 0 -0.245 264 0 -0.1548 279 0.01 -0.145 263 0.019
Fosfor total (mg/l) 0.0504 20 0.833 -0.1156 20 0.627 0.1143 20 0.631 0.1024 20 0.667
NO 3 (mg/l) -0.0695 285 0.242 -0.178 268 0.003 -0.1715 282 0.004 -0.3172 266 0
NH 4 (mg/l) 0.1623 198 0.022 0.1672 180 0.025 0.053 194 0.463 -0.0436 178 0.563
Azot total (mg/l) 0.1415 213 0.039 0.0734 195 0.308 0.0657 209 0.345 -0.0539 193 0.456
Si (mg/l) -0.0632 258 0.312 -0.0664 241 0.304 0.0606 256 0.334 0.0435 240 0.502
Subs. Org. (ppm C) -0.0023 273 0.97 0.0579 256 0.356 0.3123 271 0 0.324 255 0
µg Chl_a/l 0.165 269 0.007 0.2169 253 0.001 0.3327 267 0 0.4539 252 0
N/P 0.0684 275 0.258 0.0441 259 0.48 -0.0508 273 0.403 -0.061 258 0.329
DIN (mg/l) 0.042 201 0.554 -0.0327 183 0.661 -0.2163 198 0.002 -0.3396 182 0

Cladocere (ind/l) Cladocere (mg/l) Zooplancton (ind/l) Zooplancton (mg/l)
r2 N p r2 N p r2 N p r2 N p
Temperatura (0C) 0.2208 263 0 0.3555 258 0 0.0476 274 0.433 0.2707 268 0
Adâncime (cm) -0.1898 199 0.007 -0.0883 196 0.218 -0.1297 208 0.062 -0.1068 204 0.128
Transparen ța (cm) -0.4981 239 0 -0.4606 236 0 -0.4341 248 0 -0.5201 244 0
T/A -0.4838 236 0 -0.5017 233 0 -0.5038 247 0 -0.5911 243 0
Alcalinitate -0.0574 73 0.629 0.0342 74 0.773 -0.0976 81 0.386 -0.0249 81 0.825
Ox. diz (mg/l) 0.0426 211 0.538 0.0907 212 0.188 0.0194 219 0.776 0.1225 219 0.07
PH 0.396 228 0 0.3471 229 0 0.4561 238 0 0.3983 238 0
PO 4 (mg/l) 0.7845 271 0.21 -0.0736 257 0.24 -0.1908 285 0.001 -0.11 267 0.073
Fosfor total (mg/l) -0.0614 20 0.797 0.0362 20 0.88 0.0408 20 0.864 0.0151 20 0.95
NO 3 (mg/l) -0.4172 274 0 -0.4968 260 0 -0.2342 288 0 -0.4675 270 0
NH 4 (mg/l) -0.1042 192 0.15 -0.231 177 0.002 0.0385 200 0.589 -0.1575 182 0.034
Azot total (mg/l) -0.126 207 0.071 -0.2524 192 0 0.0547 215 0.425 -0.1817 197 0.011
Si (mg/l) -0.0544 248 0.394 -0.0824 234 0.209 -0.0542 262 0.383 -0.0767 244 0.233
Subs. Org. (ppm C) 0.3036 263 0 0.2573 248 0 0.2743 277 0 0.2963 259 0
µg Chl_a/l 0.4905 259 0 0.554 246 0 0.4058 273 0 0.5868 256 0
N/P -0.1682 265 0.006 -0.1742 252 0.006 -0.0359 279 0.55 -0.1438 262 0.02
DIN (mg/l) -0.4036 196 0 -0.5443 181 0 -0.2391 204 0.001 -0.5064 186 0

Se observ ă că toate componentele comunit ății zooplanctonice sunt di rect corelate cu
concentra ția clorofilei a și cu pH-ul și invers corelate cu transparen ța și raportul
transparen ță:adâncime. Sunt de remarcat și corelații între concentra țiile de nutrien ți și
parametrii structurali ai comunit ății zooplanctonice. Toate aceste rela ții de corela ție
argumenteaz ă utilizarea unor specii zooplan ctonice ca indicatori ai st ării ecosistemului.
În acest sens se cunosc și s-a recomandat ca o serie de specii , între care în mod particular
cele din genul Daphnia să fie utilizate ca indicatori ai st ării trofice (Atta yde and Bozelli
1998) .

116
3.3 DINAMICA PARAMETRILOR ST RUCTURALI AI COMUNIT ĂȚII
ZOOPLANCTONICE

În urma analizei pe termen lung (1981 – 1989) a rezultatelor, din baza de date a
DESD/Unibuc, privind abunden ța gravimetric ă și numeric ă cu privire la structura
comunității zooplanctonice, efectuat ă într-o serie de ecosisteme acvatice din Delta
Dunării, s-au determinat dinamica și tendințele de evolu ție ale acesteia în ceea ce prive ște
abundența în biomas ă și abunden ța numeric ă.
Astfel se observ ă că în cazul biomasei, dominante au fost cladocerele urmate în ordine de
copepode și rotifere (figura 3.5.). În cazul abunden ței numerice rotifer ele sunt cele care
domină (figura 3.6.). De asemenea se observ ă că în perioada de maxim al st ării de eutrofie
(anii 1984 – 1987) atât biomasa cât și densitatea numeric ă zooplanctonic ă, au fost cu pân ă
la 35% și respectiv 15% mai reduse. Din punct de vedere al reprezent ării grupelor în
aceeași perioadă s-a menținut relativ constant ă ponderea cladocerelor ca bioms ă, aceasta
având valori cuprinse într e 64 – 87 % , iar din punc t de vedere al abunden ței numerice
ponderea este împ ărțită între rotifere și cladocere (între 19 – 70 % și respectiv 17 – 62 %).

Dinamica biomasei zooplanctonice
020 040 060 080 010 0012 0014 0016 0018 00
1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989-4%
29%
67%
7%
23%
70%11%
25%
64%5%
16%
79%2%10%
88%5%
21%
74%3%
14%
83%5%
8%
87 %
Rotifera
Copepoda
Cladoceraμg s. usc. l-1

Figura 3.5. Dinamica biomasei zooplanctonice (linia continu ă) și a ponderii în biomas ă a
rotiferelor, copepodelor și cladocerelor în intervalul 1981 – 1989 pentru sistemele acvatice
din Delta Dun ării

117Dinamica abundentei numerice a zooplanctonului
020040060080010001200
1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 198937 %
33%30%
39%
26%35%
52%
31%17%
47%
23%30%
19%
19%62%39%
20%41%35%
22%43%70 %13%17 %
Rotifera
Copepoda
Cladoceraindivizi l-1

Figura 3.6. Dinamica abunden ței numerice a zooplanct onului (linia continu ă)și a ponderii
rotiferelor, copepodelor și cladocerelor în intervalul 1981 – 1989 pentru sisteme acvatice
din Delta Dun ării

Aceste observa ții pe termen lung ale dinamicii comunit ății zooplanctonice din sistemele
acvatice ale Deltei Dun ării sunt confirmate și de alți specialiști (Zinevici și Teodorescu
1982, 1993, 1996, Gomoiu et al 1997, Zinevici și Parpală 2000, Vădineanu et al 1989)
În urma analizei mediilor multianuale ale abunden țelor în biomas ă și respectiv
abundențelor numerice ale celor trei grupe de organisme componente ale comunit ății
zooplanctonice, extinse pe in tervalul 1975 – 1993, se observ ă o tendin ță cu caracter
sezonier a distribu ției parametrilor structur ali. Astfel, din punct de vedere al biomasei,
dominante sunt cladocerele pe întreaga perioad ă a anului având totu și valori mai sc ăzute în
perioadele de var ă și de iarn ă fapt explicat de temperatur ă și disponibilitatea hranei.
Aceeași situație este valabil ă și în cazul copepodelor, existând îns ă situații în care acestea
au valori egale sau mai mari decât în cazul cladocerelor. Rotiferele nu dep ășesc valoarea
de 20% în ceea ce prive ș
te biomasa, îns ă se observ ă tendințe de creștere a acestui
parametru pe fondul sc ăderii valorilor celorlalte dou ă grupe în perioadele de var ă și iarnă
(figura 3.7., a). În cazul abunden ței numerice relative (figura 3.7., b) situa ția este favorabil ă rotiferelor, cu
excepția primăverii când în majoritatea situa țiilor comunitatea zooplanctonic ă este

118echilibrat ă din punct de vedere numeric. Pe to t parcursul anului rotiferele domin ă, atingând
valorile maxime în perioadele de var ă și toamnă.

a b
Figura 3.7. Mediile multianuale ale biomasei (a) și abunden ței numerice relative (b) pentru
comunitatea zooplanctonic ă din ecosistemele acvatice ale Deltei Dun ării în intervalul 1975
– 1993

În continuare, pornind de la datele disponibile și de la concluziile rezultate în urma analizei
statistice efectuate anterior s-a urm ărit dinamica abunden ței numerice și a biomasei
comunității zooplanctonice pentru lacu rile Babina, Isacova, Mati ța și Băclănești împreun ă
cu dinamica pigmen ților clorofilieni pentru interval ul 1982 – 1992. De asemenea. trebuie
să amintim faptul c ă s-a ținut cont în aceast ă analiză de modul diferit în care energia
radiantă solară este introdus ă în sistem. Din acest punct de ve dere, lacurile Babina, Isacova
și Matița captează și introduc energia prin intermediul fitoplanctonului, în timp ce în cazul
lacului Băclănești absorbția energiei se realizeaz ă echilibrat prin intermediul macrofitelor
și al fitoplanctonului.
Abundenta gravimetrica relativa
Medii multianuale
1975 – 1993Procent (%)
0102030405060708090100110120
Primavara Vara Toamna IarnaRotiferi
Copepode
CladocereAbundente numerice relative
Medii multianuale
1975 – 1993Procent (%)
0102030405060708090100110120
Primavara Vara Toamna IarnaRotifere
Copepode
Cladocere

119Babina
010002000300040005000600070008000
Mar-84
Apr-84May-84
Jun-84
Jul-84
Aug-84
Sep-84
25-Apr-85
5-May-853-Jun-85
22-Jul-85
22-Aug-8526-Sep-85
15-Nov-85
19-Dec-85
26-Jan-8620-Mar-86
25-Apr-86
30-May-86
27-Jun-8628-Jul-86
16-Aug-86
12-Sep-86
8-Oct-86
1-Nov-861-Apr-87
1-May-87
1-Jun-873-Aug-87
16-Sep-87
8-Oct-87
Dec-87
Jan-88
Feb-88
Apr-88
Jun-88
Jul-88Aug-88
Sep-88
23-Oct-88
22-Dec-88
17-Jan-89
3-Feb-89
31-Mar-89
5-Apr-89
24-May-89
26-Jun-89
28-Jul-89
19-Aug-89
27-Sep-891-Jun-91
1-Sep-91
1-Nov-91
1-Mar-92050100150200250300
zoo_dn zoo_DB chl a ug/l

Isacova
010002000300040005000600070008000
Jun-82Sep-82Mar-84
Apr-84
May-84
Jun-84Jul-84Aug-84Sep-84
25-Apr-85
5-May-853-Jun-85
22-Jul-85
22-Aug-85
26-Sep-8515-Nov-8519-Dec-85
26-Jan-86
20-Mar-86
25-Apr-86
30-May-86
27-Jun-86
28-Jul-86
16-Aug-8612-Sep-86
8-Oct-86
1-Nov-86
1-Apr-871-May-87
1-Jun-87
3-Aug-8716-Sep-87
8-Oct-87Dec-87
Jan-88Feb-88Apr-88
Jun-88
Jul-88
Aug-88
Sep-88
20-Oct-8830-Nov-8816-Jan-89
3-Feb-89
30-Mar-89
4-Apr-89
25-May-89
25-Jun-8926-Jul-8919-Aug-89
26-Sep-89
1-Jun-91Nov-91
1-Mar-92050100150200250300
zoo_dn zoo_DB ugChl l-1
Matita
010002000300040005000600070008000
Jul-81Aug-81
Sep-81
Oct-81
Nov-81Dec-81Apr-82
May-82Jun-82
Jul-82Aug-82Sep-82Mar-84Apr-84May-84Jun-84
Jul-84Aug-84Sep-84
25-Apr-85
5-May-85
3-Jun-8522-Jul-85
22-Aug-85
26-Sep-85
15-Nov-85
19-Dec-85
26-Jan-86
20-Mar-86
25-Apr-86
30-May-86
27-Jun-86
28-Jul-86
16-Aug-86
12-Sep-86
8-Oct-861-Nov-861-Apr-871-May-87
1-Jun-873-Aug-87
16-Sep-87
8-Oct-87Dec-87Jan-88Feb-88Apr-88Jun-88Jul-88
Aug-88
Sep-88
22-Oct-88Dec-88
16-Jan-893-Feb-89
31-Mar-895-Apr-89
24-May-8925-Jun-8927-Jul-8920-Aug-8927-Sep-891-Jun-91
Nov-91
Mar-92050100150200250300
zoo_dn zoo_DB ugChl l-1
Figura 3.8. Dinamica densit ății numerice (indivizi/l) și a biomasei (µg/l s.us.) comunit ății
zooplanctonice (axa din stânga) în rela ție cu concentra ția clorofilei a (µg/l) (axa din
dreapta) în sistemele acvatice din Delta Dun ării care au ca principal ă sursă de captare a
energiei în sistem fitoplanctonul

120În cazul ecosistemelor acvatice la care prelua rea energiei radiante solare se realizeaz ă
predominant la nivelul fitoplanct onului, comunitatea zooplanctonic ă înregistreaz ă valori
crescute ale abunden ței numerice și a biomasei (Figura 3.8.). Astfel se înregistreaz ă valori
medii ale abunden ței numerice de 513.86 indivizi/l pent ru lacul Babina, 390.6 indivizi/l
pentru lacul Isacova și respectiv 647.2 indivizi/l pentru lacul Mati ța. Valorile maxime sunt
înregistrate în general în lunile de prim ăvară (aprilie – mai), acestea variind de la 1640 la
5827 indivizi/l și se datoreaz ă prezenței cladocerelor. În ceea ce prive ște biomasa, valorile
medii sunt dup ă cum urmeaz ă 1193.4 µg/l s.us. pentru lacul Babina, 1073.9 µg/l s.us.
pentru lacul Isacova și 1141.7 µg/l s.us. pentru lacul Mati ța. Valorile medii ale
concentra ției de clorofil ă a pentru aceste sisteme se încadreaz ă în intervalul 53.44 – 60.7
µg/l.
Repetând aceea și analiză pentru un sistem la care intr ările de energie se realizeaz ă
echilibrat prin intermediul macrofitelor și al fitoplanctonului, este cazul lacului B ăclănești
(Figura 3.9.), se observ ă în primul rând valoarea sc ăzută a concentra ției de clorofil ă a și
respectiv valori reduse ale abunden ței numerice și a biomasei comunit ății zooplanctonice.
Baclanesti
05001000150020002500300035004000
Jun-82
Sep-82Mar-84
Apr-84
May-84Jun-84
Jul-84
Aug-84
Sep-84
Apr-85May-85Jun-85
Jul-85
Aug-85Sep-85
Dec-85Jan-86
Mar-86Apr-86
May-86Jun-86
Jul-86
Aug-86
Sep-86
Oct-86
Apr-87
May-87Jun-87Aug-87Sep-87Oct-87
Dec-87Jan-88Feb-88Apr-88
Jun-88
Jul-88
Aug-88Jan-89
Mar-89
Apr-89
May-89Jun-89
Jul-89Aug-89
Sep-89Jun-91
Nov-91
Mar-92050100150200250300
zoo_dn zoo_DB ugChl l-1

Figura 3.9. Dinamica densit ății numerice (indivizi/l) și a biomasei (µg/l) comunit ății
zooplanctonice (axa din stânga) în rela ție cu concentra ția clorofilei a (µg/l) (axa din
dreapta) în sistemele acvatice din Delta Dun ării care preiau energia radiant ă solară în mod
echilibrat prin fitoplancton și prin macrofite

Astfel valoarea medie a concentra ției clorofilei a este de 12.3 µg/l în timp ce valoarea
medie a abunden ței numerice zooplanctonice este de 85.15 indivizi/l și biomasa medie de

12197.16 µg/l. Aceste valori sunt de aproximativ cinci ori mai mici în cazul clorofilei și de
aproximativ 100 de ori în cazul zooplanctonu lui comparativ cu sistemele la care intr ările
de energie se realizeaz ă predominant prin fitoplancton. Tot prin compara ție între cele dou ă
tipuri de sisteme putem observa c ă în primul caz maximele concentra țiilor de clorofil ă sunt
urmate, cu un anumit decalaj în timp, de maxime ale abunden ței numerice și biomasei
zooplanctonului în timp ce în cazul lacului B ăclănești acest lucru nu se observ ă. Acest fapt
este confirmat și de valorile indicelu i de regresie liniar ă (Figura 3.10.), care pentru lacul
Matița are valoarea 0.34 indicând existen ța unei corela ții între biomasa zooplanctonului și
fitoplancton, în timp ce valoarea aceluia și indice în cazul lacului B ăclănești este de 0.007
indicând inexisten ța unei corela ții. Însă, faptul că în sistemele acvatice la care intr ările de
energie sunt realizate atât prin macrofite cât și prin fitoplancton nu au corela ții matematice
directe între fitoplancton și comunitatea zooplanctonic ă, nu înseamn ă că între acestea nu
există relații de control întâlnite în celelalte tipuri de sisteme, ci doar c ă acestea au domenii
de variație diferite.

Matita
y = 0.4264x + 0.8454
R2 = 0.3426
012345678910
0123456789 1 0
ln(zoo_db) ln(chl_a)
Baclanesti
y = -0.0705x + 2.2285
R2 = 0.0075
012345678910
0123456789 1 0
ln(zoo_db)ln(chl_a)

Figura 3.10. Compara ție a tipului de rela ție între concentra ția de clorofil ă „a” și biomasa
zooplanctonului în dou ă sisteme acvatice diferite din punct de vedere al intr ărilor de
energie în sistem
Putem trage concluzia c ă în primul tip de sisteme acvatice, factorul de comand ă al
fitoplanctonului este reprezen tat de presiunea exercitat ă de zooplancton în timp ce în al
doilea caz zooplanctonul acceseaz ă ca sursă de hrană calea detrital ă.
În cazul sistemelor acvatice pu țin adânci din Insula Mic ă a Brăilei s-a efectuat o analiz ă a
dinamicii densit ății în biomas ă (Figura 3.11., a) și a densit ății numerice relative (Figura
3.11., b), cât și a numărului de specii pentru perioada 1998 – 2002 în sta țiile ce au

122reprezentat partea intensiv ă a programului individual de cercetare. Ținând cont de
condițiile specifice ale factorilor de comand ă externi care influen țează comunitatea
zooplanctonic ă din ecosistemele acvatice ale insulei mici se observ ă că dominante din
punct de vedere al biomasei sunt copepodele, ur mate apoi de cladocere. Demn de remarcat
este și faptul că în perioada de var ă dominan ța copepodelor este evident ă aceasta ajungând
la valori de peste 90%, ea fiind în general datorat ă prezenței în num ăr mare a nauplilor și
copepodiților. Din punct de vedere numeric, domina nte sunt tot copepodele urmate de
rotifere care devin dominante în lunile de toamn ă. Cladocerele nu dep ășesc 20% din punct
de vedere numeric în nici un anotimp.

Abundenta gravimetrica relativa
Medii multianuale
1998 – 2002Procent (%)
0102030405060708090100110
Primavar Vara ToamnaRotifere
Copepode
Cladocere
Abundenta numerica relativa
Medii multianuale
1998 – 2002Procent (%)
0102030405060708090100110
Primavara Vara ToamnaRotifere
Copepode
Cladocere

a b
Figura 3.11. Medii multianuale ale biomasei (a) și abunden ței numerice relative (b) pentru
comunitatea zooplanctonic ă din ecosistemele acvati ce ale Insulei Mici a Br ăilei în
intervalul 1998 – 2002

Analiza comunit ății zooplanctonice la nivel specific pentru Insula Mic ă a Brăilei în
perioada 1998 – 2002 (Tabelul 3.4.) relev ă existența unui num ăr total de 48 de specii din
care 28 rotifere, 14 cladocere, 6 cope pode. Valorile cele mai mari ale bog ăției specifice a
comunității zooplanctonice se observ ă în anul 2002 când numai pentru acest an s-au
identificat un num ăr de 32 de taxoni ceea ce se explic ă prin faptul c ă regimul hidrologic al
acestui an a asigurat o cantitate suficient ă de apă pentru ecosistemele acvatice astfel încât
acestea nu au secat. În plus macrofite le cu frunze plutitoare, în special Trapa natans, s-au
dezvoltat ceva mai târziu datorit ă debitului ridicat al Dun ării în perioadele de prim ăvară,
astfel încât a fost favorizat ă dezvoltarea algelor în special a diatomeelor și cryptoficeelor ,
care reprezint ă o sursă trofică important ă pentru zooplanctonul filtrator.

Valorile indicelui de diversitate Simpson și a echitabilit ății au fost calcul ate pentru fiecare
stație din care s-au prelevat probele cât și pentru fiecare an analizat în cadrul programului

123individual. Valorile diversit ății Simpson au variat în interval ul 0 – 0.816 pentru rotifere,
0.259 – 0.694 pentru copepode și 0 – 0.719 pentru cladocere (Figura 3.12.). Valorile
maxime corespunzând lunilor de var ă în cazul rotiferelor și copepodelor și lunilor de
primăvară în cazul cladocerelor.
00.10.20.30.40.50.60.70.80.9
Ch1
Ch2Ch1
Ch1
Ch2
Ch3
Lbd1
LF2Ch3
Lbd2
LF1Ch1
Lbd2
LF1
H0
Lbd2
H0
Ch1
Lbd2
LF1
H0
CC2
Ch1
Ch1
Lbd2
LF1
A
pr-A
pr-M
ay-Jun-
99O
ct-O
ct-O
ct-O
ct-M
ay -M
ay-M
ay-Jul-
01Jul-
01Jul-
01Jul-
01O
ct-M
ar-M
ar-M
ar-M
ar-Jun-
02Jun-
02Jun-
02S
ep-S
ep -S
ep-
Rotifere Copepode Cladocere

Figura 3.12. Dinamica indicelui de diversitate Simpson pent ru comunitatea zooplanctonic ă
din Insula Mic ă a Brăilei pentru intervalul 1998 – 2002

Se constat ă faptul că elementele prezente constant la nivelul comunit ății zooplanctonice
din ecosistemele acvatice ale Insulei Mici a Br ăilei sunt reprezentate de copepode fiind
vorba, așa cum aminteam și anterior, de naupli și copepodi ți.
În figura 3.13. este reprezentat ă dinamica abunden ței numerice și a biomasei principalelor
grupe la toate momentele de prelevare și la toate sta țiile din care s-au prelevat probele.

124

Tabel 3.4. Prezen ța speciilor de zooplancton identificate în cadrul programului individual
de cercetare
Gen specie Apr-98 Mai-98 Iun-99 Oct-99 Mai-01 Iul-01 Oct-01 Mar-02 Iun-02 Sept-02
Anuraeopsis fissa +
Ascomorpha agilis +
Asplanchna herricki + + + + + +
Asplanchna priodonta + +
Asplanchna sieboldi +
Brachionus angularis +
Brachionus budapestiensis +
Brachionus calyciflorus + + + + + + + +
Brachionus falcatus + +
Brachionus quadridentatus + + + + + +
Brachionus rubens + +
Brachionus sp. + + +
Brachionus urceolaris + + +
Euchlanis dilatata +
Kellicottia longispina +
Keratella cochlearis +
Keratella quadrata + + + + + +
Lecane bulla +
Lecane hamata +
Lecane luna + +
Lecane lunaris +
Notholca acuminata +
Platyias patulus + + + +
Platyias quadricornis + + +
Polyarthra minor +
Synchaeta oblonga + +
Testudinella patina + + + + + +
Trichocerca pusilla +
Total rotifere 28 5 1 6 15 2 9 3 9 5 14
Acanthocyclops vernalis + + + +
Copepoditi + + + + + + + + + +
Copoepod + + +
Cyclops vicinus + + + + + +
Eudiaptomus graciloides + + + +
Naupli + + + + + + + + + +
Total copepode 6 3 2 2 3 4 5 4 6 4 4
Alona affinis + + + + + +
Bosmina longirostris + + + + +
Bosmina longispina +
Ceriodaphnia quadrangula +
Ceriodaphnia reticulata +
Chydorus sphaericus + + + + + +
Daphnia longispina + + +
Daphnia magna + +
Daphnia pulex + +

125Diaphanosoma brachyurum + + +
Moina brachiata +
Moina micrura +
Scapholeberis kingi +
Sida crystallina + +
Total cladocere 14 2 1 0 2 7 6 4 5 3 5
Total 48 10 4 8 20 13 20 11 20 12 23

1260102030405060
Apr-98Apr-98
May-98Jun-99Oct-99Oct-99
Oct-99Oct-99May-01May-01May-01Jul-01Jul-01Jul-01Jul-01Oct-01Mar-02Mar-02
Mar-02Mar-02
Jun-02Jun-02
Jun-02Sep-02
Sep-02
Sep-020100200300400500600
Cladocere AN( (ex/l) Cladocere AB (ug/l)020040060080010001200
0500100015002000250030003500
Copepode AN ((ex/l) Copepode AB (ug/l)0510152025
0.000.010.010.020.020.030.03
Rotifere AN (ex/l) Rotifere AB (ug/l)

Figura 3.13. Dinamica abunden ței numerice (axa din stânga) și a biomasei (axa din
dreapta) grupelor componente ale comunit ății zooplanctonice din Insula Mic ă a Brăilei la
toate momentele de prelevare.

127În urma analizei acestei dinamici se observ ă existența unor valori maxime ale abunden ței
numerice și a biomasei rotiferelo r în lunile aprilie și mai 1998, dominan ța din punct de
vedere numeric și al biomasei realizat ă de cladocere în lunile mai și iulie 2001 și
dominanța netă a copepodelor în luna martie 2002.

3.4 TESTAREA ȘI CALIBRAREA SISTEMULUI OPTIC DE NUM ĂRARE ȘI
MĂSURAREA A PLANCTONULUI (OPC)

Pentru determinarea biomas ei la nivelul comunit ății zooplanctonice din ecosistemele
acvatice din Insula Mic ă a Brăilei s-a folosit și o metod ă optică, așa cum a fost descris în
capitolul de metode. Pentru a valida rezultatele ob ținute prin intermediul acestei metode
s-a realizat mai întâi o calibrare. Aceast ă calibrare a constat în compararea rezultatelor
obținute cu ajutorul num ărătorului optic planctonic (OPC) cu cele ob ținute cu ajutorul
analizei microscopice. Astfel echiv alentul diametrului sferic (ESD) m ăsurat de OPC a fost
comparate cu lungimile indivizilor m ăsurate în mod direct cu ajutorul microscopului.
Pentru compararea mediilor ob ținute în urma celor dou ă analize s-a folosit testul T pentru
probe independente. Rezultatul te stului (Tabelul 3.5.) relev ă faptul că cele dou ă medii nu
diferă din punct de vedere statistic.

Lungimea (µm) vs. ESD (µm)
Media Lungimea 551.2579
Media ESD 277.5134
Valoarea – T 15.58325
df 1156
p 0
Nr. cazuri Lungimea 555
Nr. cazuri ESD 603
Dev. Std. Lungimea 413.876
Dev. Std. ESD 116.6939 Lungime vs. ESD
020040060080010001200
L (microm) ESD (microm)±Deviatia Standard.
±Eroarea Standard
Media

Tabelul 3.5. Valoarea testului T apli cat pentru compararea mediilor lungimilor
organismelor planctonice ob ținute cu ajutorul microscopului și al OPC-ului

În urma acestei analize și a clasific ării rezultatelor într-un num ăr de opt clase de
dimensiuni se constat ă o tendin ță de supraevaluare a dimensiunilor reduse cuprinse în
intervalul 150 – 750 μm determinate de OPC și de subevaluare pentru dimensiunile mai

128mari de 750 µm (Figura 3.14.). Analizând aceast ă figură se constat ă o tendință de corelare
între cele dou ă tipuri de determin ări. În urma test ării acestei corela ții (Figura 3.15.) s-a
observat faptul c ă valorile determinate prin cele dou ă metode se coreleaz ă semnificativ
r=0.9857 (n = 555, p < 0.05)
Microscop vs. OPC
020406080100120140160180200
150 200 300 400 750 1000 1500 >
clase dimensiuni ( μm)nr. observatiiOPC
Microscop

Figura 3.14. Rela ția între clasele de m ărimi determinate cu ajutorul OPC-ului și cu ajutorul
microscopului
Re g re ssi o n
95% confid.Lungime vs . ESD
ESD = 136.10 + .21619 * Lungime
r = .98568
L (microm)ESD (microm)
100150200250300350400450500550
-200 200 600 1000 1400 1800 2200

Figura 3.15. Corela ție între valorile dimensiunilo r organismelor zooplanctonice
determinate cu ajutorul OPC-lui și prin măsurare direct ă cu ajutorul microscopului.

129Pentru corectarea tendin țelor de supraevaluare respectiv subevaluare s-a folosit ecua ția de
corelație existent ă între datele ob ținute cu ajutorul microscopului și cele ob ținute cu
ajutorul OPC-ului.
ESD (µm) = 136.10 + 0.21619*Lungimea (µm)

Trebuie s ă ținem cont îns ă de limitele OPC-ului, deja amintite în cadrul capitolului de
metode. De aceea, acesta s-a utilizat numai pent ru probele în care cantitatea de detritus a
fost redus ă (sub 100 de particule de detritus pe litru) cele mai bune rezultate ob ținându-se
în lunile de prim ăvară și toamnă.

3.5 STRUCTURA PE DIMENSIUNI A COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE

Datele ob ținute cu ajutorul OPC-ului au stat la baza estim ării numărului de indivizi pe
unitatea de volum, a biomasei comunit ății zooplanctonice cât și la determinarea structurii
pe clase de dimensiuni a acesteia. În urma an alizei dinamicii structurii pe dimensiuni a
comunității zooplanctonice se constat ă că dominant ă pe toată perioada luat ă în studiu
(Figura 3.16.) este clasa de dimensiuni cuprins ă în intervalul 151 – 200 µm, urmat ă foarte
apropape de clasa de dimensiuni cuprins ă în intervalul 201 – 300 µm.
Distributia claselor de dimensiuni
05001000150020002500
CC1
CC2CG
CH1 CH2 CH3
CR1
GS1 H0I0 I0
LBd2 LBd3LF1LF2
Statiiexpl./m30-150
151-200
201-300
301-400
401-750
751>

Figura 3.16. Dinamica structurii pe dimensiuni a comunit ății zooplanctonice din sistemele
acvatice ale Insulei Mici a Br ăilei, valori medii pe sta ție pentru intervalul 1999 – 2002

130Această distribuire a claselor de m ărime în care se încadreaz ă comunitatea zooplanctonic ă
ne indică faptul că formele dominante au dimensiuni re duse fiind reprezentate de rotiferi,
nauplii, copepodi ți și forme mici ale cladocerelor ( Bosmina sp., Chydorus sp. ) fapt
confirmat de analiza la nivel specific.

3.6 DISTRIBU ȚIA SPAȚIALĂ A COMUNIT ĂȚII ZOOPLANCTONICE
Distribuția spațială a structurii pe dimensiuni a fost reprezentat ă la nivelul ostrovului
Fundu Mare folosind indicele IDW și metode de interpolare spa țială specifice sistemului
geografic informatic (GIS). Se observ ă o tendin ță de acumulare a anumitor clase de
dimensiuni în func ție de condi țiile hidrologice de la nivelul sta țiilor de prelevare și de
asemenea o varia ție sezonier ă a frecven ței de apari ție a acestora. Acest tip de distribu ție
este explicat de dinamica factorilor de comand ă externi ce exercit ă presiuni la nivelul
comunității zooplanctonice (ex.: regi mul hidrologic, dinamica fitoplanctonului, dinamica
macrofitelor etc.) (Figurile 3.17. – 3.21.).

131

0 – 150 μm 151 – 200 μm 201 – 300 μm

301 – 400 μm 401 – 750 μm 751 μm >
Legenda:

0 0 – 215 216 – 430 431 – 645 646 – 865 866 – 1075 1076 –
1300 1301 –
1515 1516 –
1730 1731 –
2160
Valorile reprezint ă nr. particule/m3

Figura 3.17. Distribu ția spațială a structurii pe di mensiuni a comunit ății zooplanctonice din
Insula Fundu Mare – Octombrie 1999

132

0 – 150 μm 151 – 200 μm 201 – 300 μm

301 – 400 μm 401 – 750 μm 751 μm >
Legenda:

0 0 – 215 216 – 430 431 – 645 646 – 865 866 – 1075 1076 –
1300 1301 –
1515 1516 –
1730 1731 –
2160
Valorile reprezint ă nr. particule/m3

Figura 3.18. Distribu ția spațială a structurii pe di mensiuni a comunit ății zooplanctonice din
Insula Fundu Mare – Mai 2001

133

0 – 150 μm 151 – 200 μm 201 – 300 μm

301 – 400 μm 401 – 750 μm 751 μm >

Legenda:

0 0 – 215 216 – 430 431 – 645 646 – 865 866 – 1075 1076 –
1300 1301 –
1515 1516 –
1730 1731 –
2160
Valorile reprezint ă nr. particule/m3

Figura 3.19. Distribu ția spațială a structurii pe di mensiuni a comunit ății zooplanctonice din
Insula Fundu Mare – Iulie 2001

134

0 – 150 μm 151 – 200 μm 201 – 300 μm

301 – 400 μm 401 – 750 μm 751 μm >
Legenda:

0 0 – 215 216 – 430 431 – 645 646 – 865 866 – 1075 1076 –
1300 1301 –
1515 1516 –
1730 1731 –
2160
Valorile reprezint ă nr. particule/m3

Figura 3.20. Distribu ția spațială a structurii pe di mensiuni a comunit ății zooplanctonice din
Insula Fundu Mare – Martie 2002

135

0 – 150 μm 151 – 200 μm 201 – 300 μm

301 – 400 μm 401 – 750 μm 751 μm >
Legenda:

0 0 – 215 216 – 430 431 – 645 646 – 865 866 – 1075 1076 –
1300 1301 –
1515 1516 –
1730 1731 –
2160
Valorile reprezint ă nr. particule/m3

Figura 3.21. Distribu ția spațială a structurii pe di mensiuni a comunit ății zooplanctonice din
Insula Fundu Mare – Septembrie 2002

1363.7 DINAMICA PARAMETRILOR FUNC ȚIONALI AI COMUNIT ĂȚII
ZOOPLANCTONICE

Pe lângă analiza statistic ă și evidențierea dinamicii parametrilor structurali ai comunit ății
zooplanctonice din sector ul inferior al Dun ării ne-am propus de asemenea analizarea unor
parametri func ționali ai acesteia. Înainte de a intra în detalii ținem să precizez modul prin
care acești parametrii au fost estima ți cât și transform ările care au fost necesare.
Astfel pentru calcularea produc ției secundare a zooplanctonul ui s-a utilizat metoda
fiziologic ă a lui Winberg împreun ă cu următoarele valori pentru coeficientul K
2 și anume
0.4 pentru cladocere, 0.3 pentru rotifere și 0.2 pentru copepode (Suschenya 1972).
Transform ările biomasei zooplanctonice în carbon s-au realizat prin mul tiplicarea acesteia
cu 0.44 conform datelor din literatur ă (Burgis 1971, Green 1976, Gophen 1978, Herzig et
al. 1980, Andrew 1983, Mason and Abul-H usein 1991. Huntley and Lopez 1992), iar
transformarea biomasei exprimat ă ca substan ță uscată în unități energetice (kcal) s-a
realizat prin multiplicarea acesteia cu 4.75 (Riccardi and Mangonii 1999).
Aceste transform ări au fost necesare pentru a descrie rolul pe care îl are comunitatea
zooplanctonic ă în fluxul de materie și energie prin ecosistem.

3.7.1 Producția secundar ă
Producția secundar ă zooplanctonic ă din ecosistemele acvatice din Delta Dun ării în
perioada 1981 – 1993 s-a încadrat în jurul va lori medii de aproximativ 14 Kcal /m
2 /an,
minimele fiind înregistrate în perioa da de iarna (fapt explicat de rela ția directă dintre
temperatur ă și producția secundar ă) acestea situându-se în jurul valorii de 0.3 Kcal /m2 /an,
iar valorile maxime situate în jurul valorii de 67 Kcal /m2 /an sunt întâlnite în lunile de
vară. De asemenea, valoarea raportului P/B mediu este egal ă cu 16.
În figura 3.22. este reprezentat ă dinamica valorilor produc ției secundare zooplanctonice în
perioada 1981 – 1991 pe ntru lacurile Mati ța, Isacova și Babina, lacuri în care energia este
introdusă în sistem preponderent prin intermediul fitoplanctonului.

13701020304050607080
Sep-81
Dec-81
Jun-82 Sep-82
May-84Aug-84
May-85Aug-85
Dec-85Apr-86
Jul-86Oct-86 Oct-87
Feb-88Jul-88
Oct-88
Feb-89
May-89Aug-89
Sep-91kcal /m2/anMatita Isacova Babina

Figura 3.22. Dinamica valorilor produc ției secundare zooplancto nice în perioada 1981 –
1991 pentru lacurile din Delta Dun ării, lacuri în care energia radiant ă solară este introdus ă
în sistem în sistem prin intermediul fitoplanctonului.
În cazul lacului B ăclănești (Figura 3.23.) datorit ă modului în care este preluat ă energia
radiantă solară, producția secundar ă zooplanctonic ă este mult redus ă în compara ție cu a
sistemelor prezentate anterior, aceasta atingând valoare medie de 1.7 kcal /m
2/an pentru
perioada 1982 -1991, valoare care este de aproximativ 30 ori mai mic ă decât în cazul
celorlalte sisteme analizate. De asemen ea raportul P/B mediu are valoarea 24.
01020304050607080
Sep-82 Apr-84
Jun-84
Aug-84 Apr-85
Jun-85
Aug-85Dec-85
Mar-86
May-86Jul-86Sep-86Apr-87Jun-87
Sep-87
Dec-87Feb-88
Jun-88
Aug-88 Mar-89
May-89Jul-89
Sep-89
Nov-91Baclanesti

Figura 3.23. Dinamica valorilor produc ției secundare zooplancto nice în perioada 1981 –
1991 pentru lacul B ăclănești

138În ambele tipuri de sisteme din Delta Dun ării contribu ția cea mai important ă la valoarea
producției secundare este adus ă de cladocere.

Pentru sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei valorile produc ției secundare
zooplanctonice se situeaz ă în jurul valorii medii de 3.4 Kcal/m2/an, înregistrând o valoare
maximă de 30 Kcal/m2/an în luna martie 2002 în lacul Bordeiele. Din analiza dinamicii
producției secundare zooplancton ice pentru sistemele acv atice din Insula mic ă a Brăilei
(Figura 3.24.), se remarc ă valorile ridicate ale produc ției primăvara, (lunile martie și mai),
în concordan ță cu valorile mai ridicate ale regimului hidrologic.

Valoarea medie a raportului P/B pent ru zooplanctonul din Insula Mic ă a Brăilei a fost de
33.3 ceea ce indic ă o dinamic ă foarte rapid ă a comunit ății zooplanctonice din aceast ă zonă.
Faptul este explicabil prin presiunea exercitat ă de factorii de comand ă externi, care se
manifestă prin fluctua ții frecvente ale regimului hidrologic cât și prin dezvoltarea în exces
a macrofitelor cu frunze plutitoare.
ImB
05101520253035
April-98
June-99
October-99
October-99
May-01
July-01
July-01
October-01
March-02
March-02June-02
September-02kcal m-2 an-1

Figura 3.24. Dinamica produc ției secundare zooplanct onice în Insula mic ă a Brăilei în
intervalul 1998 – 2002.

Prin compararea produc ției zooplanctonice între diferite le sisteme acva tice situate pe
gradientul de hidroconectivitate (transectul A-A’: lacul Chiriloaia fiind cel mai apropiat de Dunare în timp ce lacul Fundu Mare se afl ă la cea mai mare distan ță) (Figura 3.25.), nu se
observă existența unui model de distribu ție al produc ției secundare zoop lanctonice. Totu și

139din analiza valorilor, se constat ă că minimele produc ției secundare se înregistreaz ă în
stațiile de la Dun ăre și pe canalele de leg ătură unde și comunitatea zooplanctonic ă este mai
puțin reprezentat ă.
05101520253035
CH 2001 LBd 2001 LF 2001 CH 2002 LBd 2002 LF 2002Kcal m-2an-1

Figura 3.25. Valorile produc ției secundare zoopl anctonice în sistemele acvatice din
ostrovul Fundu Mare în perioada 2001 – 2002 (C H – Chiriloaia, LBd – Bordeiele, LF –
lacul Fundu Mare)
Spre deosebire de sistemele din Delta Dun ării, grupa taxonomic ă cu ponderea cea mai
important ă în realizarea produc ției secundare a fost reprezentat ă de copepode, excep ție
făcând anul 2001 când ponderea cea mai ridicat ă a aparținut cladocerelor (Figura 3.26.).
01234567
1998 1999 2001 2002
anKcal m-2 an-11%
79%20%
1%
78%21%0%
19%
81%0%
92%8%
Rotif ere
Copepode
Cladocere

Figura 3.26. Dinamica valorilor medii anuale ale produc ției secundare zooplanctonice și
ponderea principalelor grupe în realizarea acesteia.

140Acest lucru se datoreaz ă regimului hidrologic care a avut fluctua ții majore în anuii 1998,
1999 și 2002 când, în perioada de var ă, lacurile au secat ceea ce a condus la refacerea
comunității zooplanctonice pe baza formelor de rezisten ță și a aportului dun ării, odată cu
viitura de toamn ă. Regimul hidrologic din anul 2001 nu a condus la golirea cuvetei
lacurilor, iar condi țiile (dezvoltarea fitoplanctonului în defavoarea macrofitelor cu frunze
plutitoare) au fost favorabile dezvolt ării cladocerelor.

3.7.2 Energia cheltuit ă pentru men ținere (R c)
Estimarea acestui parametru func țional al comunit ății zooplanctonice s-a f ăcut pornind de
la modelele de corela ție multipl ă propuse de Devol în 1979 și prezentate în cadrul
capitolului de metode. Pentru transformarea unit ăților de mas ă în unități energetice s-a
utilizat aproximarea: 1 g O
2 respirat = 14150 J (Elliot și Davidson 1975). Valorile energiei
cheltuite pentru men ținere (R c) s-au exprimat în kilocalorii pe metru p ătrat pe an (kcal m-2
an-1) astfel încât ele s ă poată fi comparate cu valorile produc ției secundare. Tot din motive
de comparabilitate au fost consider ate sistemele acvatice din Delta Dun ării – Mati ța,
Isacova, Babina și Băclănești și desigur sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei
Pe baza rezultatelor ob ținute se observ ă, așa cum era de a șteptat, valori mai mari ale
acestui parametru func țional în sistemele în care produc ția secundar ă are valori mai mari.
Astfel în sistemele Mati ța, Isacova și Babina (Figura 3.27.) valoarea medie a R
c pentru
întreaga comunitate zooplanctonic ă a fost de 3 kcal m-2 an-1, cu o minim ă de 0.04 kcal m-2
an-1 și o valoare maxim ă de 16 Kcal m-2 an-1. Ca și în cazul produc ției valorile maxime ale
acestui parametru în sistemele acvatice men ționate s-a datorat cladocerelor.

141024681012141618
Jul_81
Oct_81
Apr_82Jul_82Mar_84
Jun_84
Sep_84
Jun_85Sep_85
Jan_86May_86Aug_86
Nov_86Jun_87
Oct_87
Feb_88
Jul_88Oct_88
Feb_89May_89Aug_89Sep_91Kcal m-2 an-1Matita Isacova Babina

Figura 3.27. Dinamica valorilor en ergiei cheltuite pentru men ținere (R c) a comunit ății
zooplanctonice pentru sistemele Mati ța, Isacova și Babina în intervalul 1981 – 1991

În cazul lacului B ăclănești (Figura 3.28.) valoarea medie a R c este de 0.34 Kcal m-2 an-1 și
după cum era de a șteptat de aproximativ 10 ori mai mic ă decât în cazul celorlalte sisteme
acvatice din Delta Dun ări analizate anterior pentru aceea și perioadă.
Baclanesti
024681012141618
Mar-84
Jun-84
Sep-84 Jun-85 Sep-85
Mar-86
Jun-86
Sep-86 May-87 Sep-87
Jan-88
Jun-88
Jan-89
May-89 Aug-89
Nov-91Kcal m-2 an-1

Figura 3.28. Dinamica valorii en ergiei cheltuite pentru men ținere (R c) a comunit ății
zooplanctonice pentru lacul B ăclănești în intervalul 1984 – 1991

142
Dinamica valorilor R c pentru Insula Mic ă a Brăilei este prezentat ă în figura 3.29..
00.511.522.533.54
April-98 June-99
October-99
October-99
May-01 July-01 July-01
October-01
March-02
March-02June-02
September-02Kcal m-2 an-1

Figura 3.29. Dinamica valorilor R c a comunit ății zooplanctonice din Insula Mic ă a Brăilei
în perioada 1998 – 2002 Valoarea medie a acestui parametru pentru intervalul 1998–2002 este de 0.54 Kcal m
-2 an-1,
comparabil ă cu a lacului B ăclănești din Delta Dun ării.
Ponderea cu care componentele comunit ății zooplanctonice contribuie la valoare acestui
parametru func țional este aceea și ca și în cazul produc ției secundare pentru toate sistemele
acvatice discutate.
3.7.3 Energia asimilat ă de comunitatea zooplanctonic ă
Pornind de la valorile energetice ale produc ției secundare (P
s) și a energiei cheltuite pentru
menținere (R c) s-a calculat valoarea energiei asimilate (A c) de către comunitatea
zooplanctonic ă din sistemele acvatice din Delta Dun ării și Insula Mic ă a Brăilei. Aceast
parametru func țional are valori mai mari în sistemele în care produc ția secundar ă
zooplanctonic ă este mai mare (Mati ța, Isacova, Babina) situate în jurul valorii medii de 17
Kcal m-2 an-1 și respectiv valori sc ăzute în cazul lacului B ăclănești și a sistemelor acvatice
din Insula Mic ă a Brăilei, valorile medii fiind de 1.8 Kcal m-2 an-1 și respectiv 3.9 Kcal m-2
an-1. Valoarea eficien ței acumul ării energiei asimilate (coeficientul k 2) pentru întreaga

143comunitate zooplanctonic ă din sistemele acvatice analizate se situeaz ă în jurul valorii
medii de 0.8. Relevan ța estimării acestui coeficient este important ă în contextul în care se
dorește estimarea parametrilor func ționali ai comunit ății zooplanctonice pornind de la
estimarea biomasei prin metode care nu deceleaz ă structura specific ă sau la nivel de grupe,
cum este și cazul OPC-lui.

3.7.4 Ratele de excre ție ale azotului și fosforului

Pornind de la modele de corela ție multipl ă dezvoltate pe cale experimental ă în cadrul
Departamentului de Ecologie Sistemic ă (Vădineanu și Mrinescu 1981, V ădineanu și
Muntean 1982, 1983a, 1983b, 1984) (prezentate în capitolul de metode) s-au estimat
concentra țiile de azot și fosfor excretate de copepode și cladocere.
Astfel s-a observat c ă cele dou ă grupe excret ă mai mult azot decât fosfor și că în cazul
azotului copepodele excret ă de aproximativ dou ă ori mai mult decât cladocerele. Valorile
medii se încadreaz ă în intervalul 8 µgN/mg substan ță uscată (s.us.)/zi pentru copepode și
3 µgN /mg s.us./zi pentru cladocere și respectiv 1.8 µgP/mg s.us ./zi în cazul copepodelor și
1 µgP/mg s.us./zi în cazul cla docerelor. De asemenea se observ ă că în cazul sistemelor
acvatice din Insula Mic ă a Brăilei și a lacului B ăclănești valorile medii ale nutrien ților
excretați de cele dou ă componente ale comunit ății zooplanctonice difer ă cu un ordin de
mărime față de celelalte sisteme acvatice, acest ea fiind: 80 µgN/mg s.us./zi pentru
copepode și 36 µgN/mg s.us./zi în cazul cladocerelor și respectiv 3 µgP/mg s.us./zi atât
pentru copepode cât
și pentru cladocere (Figura 3.30.). Aceste valori ridicate pot fi
explicate datorit ă accesării de către zooplancton a c ăii detritale, situa ție în care eficien ța
asimilarii este redus ă și rata de filtrare crescut ă.
Pe baza acestor rate de excre ție și a cantității de carbon stocat ă în fitoplancton s-a calculat
timpul în care comunitatea zooplanctonic ă poate regenera stocurile de nutrien ți azot și
fosfor din masa apei. Astfel pentru lacul Babi na timpul de regenerare al azotului ar fi de
aproximativ 53 de zile în timp ce pentru fosfor ar fi necesare aproximativ 136 de zile. În
cazul lacului B ăclănești timpul de regenerare al azotului ar fi de aproximativ 35 zile iar
pentru fosfor de 232 de zile.

144
Babina B ăclănești
0102030405060
Mar-84
Jun-84
Sep-84 Jun-85
Sep-85
Jan-86
May-86 Aug-86
Nov-86
Jun-87Oct-87Feb-88Jul-88
Oct-88Feb-89
May-89
Aug-89 Sep-91ugN/mg Copepode/zi ugN/mg Cladocere/zi
0102030405060
Mar-84
Jun-84
Sep-84 Jun-85
Sep-85
Mar-86
Jun-86
Sep-86 May-87
Sep-87
Jan-88 Jun-88
Jan-89May-89
Aug-89
Nov-91ugN/mg Copepode/zi ugN/mg Cladocere/zi

0102030405060
Mar-84 Jun-84 Sep-84
Jun-85
Sep-85
Jan-86
May-86 Aug-86
Nov-86
Jun-87
Oct-87
Feb-88Jul-88
Oct-88
Feb-89 May-89 Aug-89 Sep-91ugP/mg Copepode/zi ugP/mg Cladocere/zi
0102030405060
Mar-84
Jun-84 Sep-84
Jun-85 Sep-85 Mar-86
Jun-86 Sep-86
May-87
Sep-87Jan-88
Jun-88
Jan-89
May-89
Aug-89
Nov-91ugP/mg Copepode/zi ugP/mg Cladocere/zi

Figura 3.30. Excre ția azotului și fosforului de c ătre comunitatea zooplanctonic ă în
sistemele acvatice Babina și Băclănești

3.7.5 Compozi ția chimic ă a comunit ății zooplanctonice

În cadrul programului indivi dual de cercetare s-au f ăcut analize pentru a determina
conținutul de azot și carbon al comunit ății zooplanctonice din sistemele acvatice ale Insulei
Mici a Br ăilei. În urma acestor analize s-a constatat c ă valoarea medie a concentra ției de
azot din zooplancton se situeaz ă în jurul valorii de 20 µg/mg zooplancton, în timp ce
valoarea medie pentru con ținutul de carbon este de 144 µg/mg zooplancton. Raportul C:N
de la nivelul comunit ății zooplanctonice se situeaz ă în jurul valorii 7, asem ănător cu
raportul prezentat în literatur ă (Elser et al 2000).
De asemenea, se constat ă existența unei rela ții de corela ție simplă între cei doi compu și
chimici (Figura 3.31.) ceea ce sus ține existen ța unui raport constant carbon:azot al
organismelor zooplanctonice.

145y = 0.6939x + 2.9243
R2 = 0.7951
0123456
0123456
LN N(ug/mg zoo)LN C(ug/mg zoo)

Figura 3.31. Corela ție între concentra ția de azot și carbon din probele de zooplancton

3.7.6 Modelarea matematic ă a parametrilor structurali și funcționali ai comunit ății
zooplanctonice

În urma analizei multivariate a datelor s-au stabilit ecua țiile de regresie multipl ă care
aproximeaz ă, cu diferite grade de precizie dinamica abunden ței numerice și a biomasei
principalelor grupe zooplanctonice Pentru determinarea acestor ecua ții s-a folosit un model generalizat de regresie liniar ă si un
algoritm de eliminare în trepte a parametrilor cu o pondere nesemnificativ ă. Datele
specifice principalelor grupe zooplanctonice (abunden ță numerică – exprimat ă ca număr de
indivizi/l și biomasă – exprimat ă ca micrograme/l) împreun ă cu parametrii fizico-chimici
au fost transformate prin logaritmare. Ținând cont de faptul c ă între principalele grupe
componente ale comunit ății zooplanctonice exist ă diferite grade de interrela ție (ex.:
competiție pentru hran ă, prădătorism etc.) în cadrul modelului de regresie multipl ă s-a ținut
cont și de exprimarea matematic ă a acestora a șa cum au rezultat ele în urma analiz ării
datelor rezultate în cadrul pr ogramelor de cercetare.

146În cazul abunden ței numerice a principalelor grupe cât și a comunit ății zooplanctonice
rezultatele modelului de corela ție multipl ă sunt prezentate în tabelul 3.6.

Tabelul 3.6. Nivelul de semnifica ție al rela țiilor de corela ție multipl ă pentru abunden ța
numerică a zooplanctonului
Abundența
numerică Multiplu
R Multiplu R² Ajustat R² SS Model Df Model MS Model SS Rezidual df Rezidual MS Rezidual F p
Rotiferi 0.469375 0.220313 0.169464 19.26337 3 6.421123 68.17306 46 1.482023 4.332674 0.009018
Copepode 0.646637 0.418139 0.366418 26.9109 4 6.727726 37.44779 45 0.832173 8.084526 0.000053
Cladocere 0.568382 0.323058 0.308955 56.63207 1 56.63207 118.6677 48 2.472244 22.90715 0.000017
Zooplancton 0.530677 0.281618 0.26725 18.97378 1 18.97378 48.40043 50 0.968009 19.60084 0.000052

În continuare se prezint ă ecuațiile de predic ție a abunden țelor numerice a comunit ății
zooplanctonice rezultate pe baza corela țiilor multiple semnificative.
Rotifere abunden ță numerică
logRot(n) = 2.25836368 + 0.448599652 * logCop(n) + 0.670040311 * logT/A +
0.253763351 * logChl-a
– unde: Rot(n) – abunden ța numercă a rotiferelor,
Cop(n) – abunden ța numercă a copepodelor,
T/A – raportul transparen ță: adâncime,
Chl-a – cantitatea de clorofil ă

Copepode abunden ță numerică
logCop(n) = -7.0182375 + 0.215140113 * l ogRot(n) + 0.187067993 * logClad(n) +
4.27588792 * logpH – 0.24447095 * logPO4
– unde: Clad(n) – abunden ța numeric ă a cladocerelor,
PO4 – concentra ția fosfatului
Cladocere abunden ță numerică
logClad(n) = 1.09271225 + 0.841709549 * logChl-a Zooplancton abunden ță numerică
logZOO(n)=3.87799608 + 0.476592773 * logChl-a Pentru biomasa principalelor grupe cât și a întregii comunit ății zooplanctonice rezultatele
modelului de corela ție multipl ă sunt prezentate în tabelul 3.7.

Tabelul 3.7. Nivelul de semnifica ție al rela țiilor de corela ție multipl ă pentru biomasa
zooplanctonului
Biomasa Multiplu
R Multiplu R² Ajustat R² SS Model df Model MS Model SS Rezidual Df RezidualMS Rezidual F p
Rotiferi 0.466467 0.217591722 0.166565 29.1696 3 9.723198 104.887 46 2.280151166 4.264278001 0.00971912
Copepode 0.651969 0.425063182 0.387567 38.82384 3 12.94128 52.5128 46 1.141582561 11.33626382 0.00001090
Cladocere 0.708109 0.501417716 0.468901 142.2592 3 47.41974 141.4548 46 3.075103439 15.42053385 0.00000044
Zooplancton 0.729349 0.531949632 0.502696 96.44736 3 32.14912 84.86184 48 1.767954929 18.18435516 0.00000005

147
Ecuațiile de predic ție a biomasei comunit ății zooplanctonice rezultate pe baza corela țiilor
multiple semnificative sunt dup ă cum urmeaz ă:

Biomasa rotiferelor
logRot(b) = 0.010755146 + 0.439044582 * logCop(b) + 0.569760621 * logT/A + 0.338258596 * logChl-a – unde: Rot(b) – biomasa rotiferelor
Cop(b) – biomasa copepodelor
Biomasa copepodelor logCop(b) = 1.62183242 + 0.244360400 * logR ot(b) + 0.273108201 * logClad(b) –
0.30544892 * logPO4 -unde: Clad(b) – biomasa cladocerelor
Biomasa cladocerelor
logClad(b) = 0.949757453 + 0.618920498 * logCop(b) + 0.466389260 * logPO4 + 0.876335117 * logChl-a Biomasa comunit ății zooplanctonice
logZOO(b) = 1.58596994 + 0.591575126 logT – 0.98797611 logT/A + 0.635066560 *
logChl-a unde: T – temperatura (
0C)

Ecuațiile de regresie multipl ă s-au folosit ca date de intrare pentru modelarea dinamicii
abundenței numerice și a biomasei principalelor grupe zooplanctonice cât și a întregii
comunității. De asemenea aceste ecua ții pun în eviden ță relațiile existente între diferitele
grupe. Datele de ie șire ale modelului se constituie ca date de intrare pentru modelarea
matematic ă a dinamicii rolului func țional al comunit ății zooplanctonice: produc ție
secundară, excreție de nutrien ți etc.
În figura 3.32. este prezentat ă schema modelului predictiv pe ntru parametrii structurali ai
comunității zooplanctonice bazat pe ecua ții de corela țiile multipl ă

148~
temperatura~
t:a~
O2diz~
pH~
PO4~
Chla~
DINlogRot n logCop n~
observat Rot n
logClad n logZOO n~
Cop n~
Clad n
abund numerica
Graph 2zoo modelat prin suma
Graph 3
logRot b logCop b logClad b logZOO b~
Rot b~
Cop b~
Clad b
Graph 4zoo b modelat prin sumaGraph 5
Graph 6

Figura 3.32. Schema modelului predictiv pe ntru parametrii structurali ai comunit ății
zooplanctonice bazat pe ecua ții de corela țiile multipl ă

În urma compar ării rezultatelor generate de model și a celor determinate pe baza probelor
în teren se constata aceea și alură a dinamicii acestui parametru (Figurile 3.33., 3.34.).

149
2:46 PM 4/15/20050.00 3.00 6.00 9.00 12.00
Time1:1:1:
2:2:2:
50.00350.00650.00
0.00250.00500.001: logZOO n 2: zoo modelat prin suma11
1
12222
Graph 7 (Untitled Graph)

Figura 3.33. Compara ție între valorile abunden ței numerice a comunit ății zooplanctonice
modelate pe baza ecua țiilor de regresie multipl ă (1) și a valorilor abunden ței numerice
estimate pe baza probelor cole ctate în teren (2).
7:53 AM 4/11/20050.00 3.00 6.00 9.00 12.00
Time1:1:1:
2:2:2:
3.506.008.50
0.0010.0020.001: logZOO b 2: zoo b modelat prin suma
11
1
1222
2
Graph 5 (biomasa zoo)

Figura 3.34. Compara ție între valorile biomasei comunit ății zooplanctonice modelate pe
baza ecua țiilor de regresie multipl ă (1) și a valorilor biomasei estimate pe baza probelor
colectate în teren (2).

1503.7.7 Implicarea comunit ății zooplanctonice în fluxul de energie

Ținând cont de faptul c ă programul individual de cerce tare a fost parte integrant ă a unor
programe desf ășurate în cadrul Departamentului de Ecologie Sistemica al Universit ății
București, care au avut menirea s ă abordeze într-o manier ă sistemic ă mecanismele
productivit ății biologice și să descifreze rolul func țional al biodiversit ății de la nivelul
Sistemului de Zone Umede al Dun ării Inferioare, putem încadra comunitatea
zooplanctonic ă din Insula Mic ă a Brăilei într-un model homomorf descriptiv, care s ă
evidențieze poziția și rolul acesteia în circuitul de materie și fluxul de energie de la nivelul
sistemelor cercetate (Figura 3.35.).
Datele care au stat la baza dezvolt ării acestui model au fost furn izate de drd. M. Adamescu
– fitoplancton și drd. Roxana Cazacu – macrofite (dat e nepublicate). Cant itatea de energie
stocată la nivelul complexelor detrito-bacterie ne s-a determinat pe baza analizelor
conținutului de carbon și azot din seston prin sc ăderea con ținutului de carbon prezent în
clorofilă.

Figura 3.35. Modelul homomorf și densitatea fluxului de energie pentru lacul Chiriloaia,
valori medii ale cantit ății de energie (kcal m-2an-1) circulată prin sistem în anul 2001.
Es- energia radiant ă solară disponibil ă; POM – materia organic ă particulat ă;
Zoopl 1 – zooplancton filtrator; Zoopl 2 – zooplancton r ăpitor.

151În urma analiz ării acestui model se remarc ă importan ța căii detritale pentru comunitatea
zooplanctonic ă din acest tip de ecosistem, aceasta reprezentând în medie 50% din sursa
trofică a zooplanctonului și de asemenea pe baza raportului între produc ția zooplanctonului
și energia disponibil ă acestui modul trofodinamic se poate estima eficien ța producției
secundare zooplanctonice (K 1) ca având valoarea 0.15.

Întreaga produc ție primară ar putea s ă fie puternic valorificat ă dacă transferul de materie în
lungul lan țurilor trofice s-ar desf ășura în condi ții optime. Acest fapt îns ă nu se realizeaz ă
deoarece principalul consumator al vegeta ției submerse sunt speciile de p ăsări erbivore
(lișițe, rațe, lebede, gâ ște) care consum ă numai o cantitate limitat ă din produc ția vegetal ă
submersă. Ihtiofauna autohton ă nu cuprinde specii fitofage care s ă consume masa vegetal ă
din apă și – ca urmare – în mediul acvatic produc ția secundar ă se realizeaz ă prin
consumarea produc ției primare fitoplanctonice de c ătre zooplancton și a detritusului
organic vegetal (provenit din descompunerea macrofitelor) de c ătre zoobentos.

Producția zooplanctonic ă valorific ă în mică măsură producția fitoplanctonic ă, valorile
producției secundare zooplanctonice nu dep ășesc în complexul Lumina – Puiu – Ro șu,
valoarea de 20 – 35 kcal/m2/an ceea ce reprezint ă o rată redusă de transfer a materiei
organice realizate de fi toplancton (1000 – 3000 kcal/m2/an) și bacterioplancton (50 – 200
kcal/m2/an). În aceste împrejur ări, o modificare a condi țiilor ecologice care s ă favorizeze
dezvoltarea macrofitelor submerse , nu poate conduce decât la o s ărăcire și mai pronun țată
a fitoplanctonului și – de aici – la o mai slab ă productivitate a zooplanctonului – care,
împreună cu fitoplanctonul, constituie baza trofic ă a puietului de pe ște.
Succesiunea proceselor cum ar fi alterarea regi mului hidrologic, sedimentarea materiilor în
suspensie, reducerea turbidit ății, dezvoltarea în exces a macrofitelor submerse, cre șterea
cantității de materie organic ă sedimentat ă, consumarea oxigenului dizolvat în procese de
descompunere, conduc în mod previzibil spre înr ăutățirea condi țiilor de via ță la nivelul
sedimentului având ca urmare reducerea calit ății și cantității comunit ăților zoobentonice
fapt care afecteaz ă baza trofic ă pentru pe știi pașnici bentonofagi.

152CONCLUZII

Pentru caracterizarea dinamicii structurii și rolului func țional al zooplanctonului din
ecosistemele acvatice ale zonei inundabile/Dun ărea inferioar ă a fost necesar ă o abordare la
scară spațio-temporal ă extinsă și un mod de abordare sistemic, astfel încât s ă se surprind ă
principalele tendin țe ale dinamicii acestui modul trofodi namic important al ecosistemelor
acvatice. Baza de date și cunoștințe acumulate pe o perioad ă extinsă de timp în decursul programelor
de cercetare anterioare, de rulate la nivelul sector ului inferior al Dun ării, a permis
descrierea factorilor de comand ă externi și a traiectoriilor dinamicii comunit ății
zooplanctonice. Acceptarea faptului c ă principalele probleme cu care se confrunt ă sistemele acvatice sunt
reprezentate de accelerarea procesului de eutrofizare și dinamica regimului hidrologic a
condus la determinarea domeniilor de varia ție ale factorilor de comand ă responsabili de
producerea acestui proces cât și a parametrilor fizico-chimici.

Programul individual de cercetare a fost axat pe caracterizarea comunit ății zooplanctonice
în cadrul Sistemului Dun ării Inferioare și a avut la baza trei obiective:

–
Dinamica zooplanctonului func ție de evolu ția stării trofice a ecosistemelor acvatice.

– Impactul factorilor de comanda asupra structurii comunit ății zooplanctonice în
lacurile pu țin și foarte pu țin adânci.

– Rolul comunit ății zooplanctonice în preluarea și transferul energiei și materiei în
ecosisteme din lunca inundabil ă.

Concluziile sunt prezentate astfel încât s ă permită caracterizarea gradului în care au fost
realizate obiectivele propuse, dar s ă permită și urmărirea succesiunii logice a acestora.

Obiectivul 1
Dinamica zooplanctonului func ție de evolu ția stării trofice a ecosistemelor acvatice

153Comunitățile zooplanctonice din sectorul inferior al Dun ării și-au dezvoltat diferite
mecanisme de r ăspuns la presiunile factorilor de comand ă externi (regim hidrologic, grad
de trofie), care se reflect ă prin modific ări în plan structural (bog ăție specific ă, abunden ță
numerică, abunden ță în biomas ă) și în plan func țional.

Au fost identificate domeniile de varia ție și amplitudinea parametrilor de control cât și a
modului în care ace știa influen țează dinamica structurii și a rolului func țional al
comunității zooplanctonice.
Valorile medii anuale pentru interv alul 1975 – 1994 ale prin cipalilor nutrien ți responsabili
pentru apari ția fenomenului de eutrofizare cât și dinamica clorofilei au permis diferen țierea
unor perioade cu diferite grade de trofie ale sistemelor acvatice:
•
1975 – 1980 perioad ă caracterizat ă de mezo-eutrofie;
• 1981 – 1984 eutrofie;
• 1985 – 1989 tranzi ția către hipertrofie și
• perioada 1990 – 1994, caracterizat ă de o tendin ță de revenire la starea de mezo-
eutrofie.
Răspunsurile comunit ății zooplanctonice sunt determinate de tranzi țiile stării trofice. Astfel
pe măsura creșterii gradului de trofie se observ ă o scădere atât a biomasei zooplanctonice
cât și a abunden ței numerice. În cazul biomasei, pentru tot intervalul 1981-1993 dominante
sunt cladocerele (Figura 3.5.), fapt explic at prin mecanismele de adaptare la condi ții de
eutrofie pe care acestea le au (sintez ă de hemoglobin ă). În cazul abunden ței numerice
dominante sunt rotiferele (Figura 3.6.). În perioada de maxim al st ării de eutrofie înregistrat ă între anii 1985 – 1989 atât biomasa
cât și densitatea numeric ă zooplanctonic ă, sunt cu pân ă la 35% și respectiv 15% mai
reduse. Ponderea în biomas ă a cladocerelor se men ține constant ă (64 – 87 %) din punct de vedere
al biomasei, iar din punct de vedere al abunden ței numerice ponderea este împ ărțită între
rotifere și cladocere cu valori cuprinse între 19 – 70 % și respectiv 17 – 62 %
În ceea ce prive ște dinamica sezonier ă a comunit ății zooplanctonice în perioada 1975-1994
se constat ă dominan ța cladocerelor pe întreaga perioad ă a anului având totu și valori mai

154scăzute ale biomasei în perioadele de var ă și de iarnă. Copepodele prezint ă același tipar al
dinamicii biomasei cu cladocerele, existând îns ă situații în care acestea au valori egale sau
mai mari. Biomasa rotiferelor nu dep ășește 20% din biomasa total ă zooplanctonic ă, dar se
observă tendința de creștere pe fondul sc ăderii valorilor biomasei celorlalte dou ă grupe în
perioadele de var ă și iarnă (Figura 3.7., a).

În cazul abunden ței numerice relative (Figura 3.7., b) dominante sunt rotiferele, cu
excepția primăverii, când comunitatea zooplanctonic ă este echilibrat ă din punct de vedere
numeric.
Valorile maxime numerice ale rotiferelor sunt înregistrate în restul anului.
Pe baza modului de intrare a energiei în sist emele acvatice din Sectorul Inferior al Dun ării
au fost diferen țiate cel pu țin două tipuri de sisteme. Un tip în care intrarea și concentrarea
energiei radiante solare este realizat ă prin intermediul fitoplanctonului și un al doilea tip în
care aceasta este captat ă de macrofite.
Comparând comunitatea zooplanctonic ă prezentă în cele dou ă tipuri de sisteme se observ ă
că în primul caz, maximele concentra țiilor de clorofil ă sunt urmate, cu un anumit decalaj în
timp, de maxime ale abunden ț
ei numerice și biomasei zooplanctonului în timp ce în al
doilea tip de sistem acest lucru nu se observ ă.
Obiectivul 2 „
Impactului factorilor de comand ă asupra structurii comunit ății zooplanctonice în
lacurile pu țin și foarte pu țin adânci”

Pentru aceasta a fost urm ărită atât dinamica factorilor de control cât și a structurii
zooplanctonice în sist eme din Insula Mic ă a Brăilei.
În sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei au fost identificate un num ăr total de 48 de
specii din care 28 rotifere, 14 cladocere, 6 copepode în perioada 1998 – 2002 (Tabelul
3.4.). Valorile diversit ății Simpson au variat în intervalul 0 – 0.816 pentru rotifere, 0.259 – 0.694
pentru copepode și 0 – 0.719 pentru cladocere (Figura 3.12.). Maximele indicelui Simpson

155corespunzând lunilor de var ă în cazul rotiferelor și copepodelor și lunilor de prim ăvară în
cazul cladocerelor.
În urma analizei acestei dinamici se observ ă existența unor valori maxime ale abunden ței
numerice și a biomasei rotiferelo r în lunile aprilie și mai 1998, dominan ța din punct de
vedere numeric și al biomasei realizat ă de cladocere în lunile mai și iulie 2001 și
dominanța netă a copepodelor în luna martie 2002.
Utilizând tehnici de analiz ă multivariat ă s-a eviden țiat modul în care structura diferitele
grupe zooplanctonice este influen țată de factorii de control. Astfel rotiferele sunt
influențate de transparen ță, cantitatea de fosfat și raportul azot:fosfor, în timp ce
copepodele sunt mai sensibile la cantitatea de substan ță organică dizolvată. Cladocerele
sunt influen țate de concentra ția pigmen ților clorofilieni, de cant itatea de oxigen dizolvat ă
în masa apei și de temperatur ă.
Toate componentele comunit ății zooplanctonice sunt dir ect corelate cu concentra ția
clorofilei a și cu pH-ul și invers corelate cu transparen ța și raportul transparen ță:adâncime.
Regimul hidrologic are o contribu ț
ie majoră în determinarea structurii comunit ății
zooplanctonice. În cazul Insulei Mici a Br ăilei, dinamica regimului hidrologic are o
amplitudine mare de varia ție, fapt ce determin ă restructurarea comunit ății zooplanctonice
prin alternan ța în dominan ță a principalelor grupe componente. Rotiferii domin ă în
perioadele în care fluctua țiile de regim hidrologic sunt frec vente, crustacei zooplanctonici
domină în perioadele în care fluctua țiile sunt reduse ca intensitate, acest fapt datorându-se
vitezelor diferite ale ciclului de via ță pentru fiecare dintre componente. În condi ții de
fluctuație extrem ă a regimului hidrologic (situa ție frecvent ă pentru ecosistemele acvatice
puțin adânci din zona inundabil ă a Dunării) compozi ția comunit ății zooplanctonice se
modifică dramatic, favorizate fiind într-o prim ă etapă, rotiferele, care au un timp de
generație mai scurt, acestea pierzând competi ția în fața copepodelor și a cladocerelor, care
au dezvoltate mecanisme de r ăspuns mai eficiente.
Pentru determinarea structurii pe dimensiuni a comunit ății zooplanctonice în Insula Mic ă a
Brăilei s-a utilizat o metod ă optică ce a fost testat ă și calibrată. În urma analizei dinamicii
structurii pe dimensiuni a comunit ății zooplanctonice se constat ă că dominant
ă pe toată

156perioada luat ă în studiu este clasa de dimensiuni cuprins ă în intervalul 151 – 200 µm,
urmată foarte aproape de clasa de dimensiuni cuprins ă în intervalul 201 – 300 µm (Figura
3.16.).
Distribuția claselor de m ărime indic ă faptul că formele dominante au dimensiuni reduse
fiind reprezentate de rotiferi, nauplii, copepodi ți și forme mici ale cladocerelor ( Bosmina
sp., Chydorus sp. ).
În ceea ce prive ște distribu ția spațială a comunit ății zooplanctonice se observ ă o tendință
de acumulare a anumitor clase de dimensiuni în func ție de condi țiile hidrologice.

Macrofitele au o influen ță directă asupra comunit ății zooplanctonice prin presiunea pe care
o exercită asupra fitoplanctonului si orientarea comunit ății zooplanctonice c ătre resursa
trofică detritală. Eficiența hrăniri pe aceast ă cale este în medie mai redus ă fapt care m ărește
ratele de excre ție a nutrien ților.

Obiectivul 3
Rolul comunit ății zooplanctonice în preluarea și transferul energiei și materiei în
ecosistemele acvatice din lunca inundabil ă a Dunării
Sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei au o produc ție secundar ă zooplanctonic ă
situată în jurul valorii medii de 3.4 Kcal/m
2/an, înregistrând o valoare maxim ă de 30
Kcal/m2/an în luna martie 2002 în lacul Bordei ele. Valoare medie a raportului P/B în
Insula Mic ă a Brăilei este de 33.3 ceea ce indic ă o dinamic ă foarte rapid ă a biomasei
comunității zooplanctonice din aceast ă zonă.
În cazul sistemelor în care intr ările de energie se realizeaz ă în special prin intermediul
macrofitelor produc ția secundar ă zooplanctonic ă este mult redus ă în compara ție cu a
sistemelor dominate de fitoplanct on. În acest tip de sisteme produc ția secundar ă
zooplanctonic ă atingând valoarea medie de 1.7 kcal /m
2/an pentru perioada 1982 -1991, de
aproximativ 30 ori mai mic ă decât în cazul celorlalte sistem e analizate (Figura 3.23. ). De
asemenea raportul P/B mediu are valoarea 24. Nu se observ ă existența unui model de distribu ție al produc ției secundare zooplanctonice
pe gradientul de hidroconectivitate (transectul A-A’) (Figura 3.25). Totu și din analiza

157valorilor, se constat ă că minimele produc ției secundare se înregistreaz ă în stațiile de la
Dunăre și pe canalele de leg ătură unde și comunitatea zooplanctonic ă este mai pu țin
reprezentat ă.

Spre deosebire de sistemele din Delta Dun ării, principala grup ă care are ponderea cea mai
important ă în realizarea produc ției secundare este reprezentat ă de copepode, excep ție
făcând anul 2001 când ponderea cea mai ridicat ă a aparținut cladocerelor (Figura 3.26.).
Valoarea medie a energiei cheltuit ă pentru men ținere (R
c) determinat ă în intervalul 1998–
2002 este de 0.54 Kcal m-2 an-1, comparabil ă cu cea înt ălnită în lacul B ăclănești din Delta
Dunării.
Energia asimilat ă (A
c) de către comunitatea zooplanctonic ă din sistemele acvatice din
Insula Mic ă a Brăilei se situeaz ă în jurul valorii de 3.9 Kcal m-2 an-1 comparabil ă cu cea
întălnită în lacul B ăclănești (1.8 Kcal m-2 an-1 ) din Delta Dun ării.
Valoarea eficien ței acumul ării energiei asimilate, coeficientul (K
2), pentru întreaga
comunitate zooplanctonic ă din sistemele acvatice analizate se situeaz ă în jurul valorii
medii de 0.8. Valorile medii ale ratelor de excre ție se încadreaz ă în intervalul 8 µgN/mg substan ță uscată
(s.us.)/zi pentru copepode și 3 µgN /mg s.us./ zi pentru cladocere și respectiv 1.8 µgP/mg
s.us./zi în cazul copepodelor și 1 µgP/mg s.us./zi în cazul cladocerelor.
Copepodele și cladocerele excret ă mai mult azot decât fosfor iar în cazul azotului
copepodele excret ă de aproximativ dou ă ori mai mult decât cladocerele.
În cazul sistemelor acvatice dominate de produc ători primari macrofitici valorile medii ale
nutrienților excreta ți de cladocere și copepode sunt semnificativ ma i mari decât cele în care
dominant ă este comunitatea fitoplanctonic ă. Valorile ridicate se datoreaz ă accesării de
către zooplancton a c ăii detritale în cazul sistemelor dominate de macrofite, situa ție în care
eficiența trofică este redus ă și rata de filtrare crescut ă.

158Valoarea medie a concentra ției de azot din zooplancton se situeaz ă la valori de 20 µg/mg
zooplancton, în timp ce valoarea mediei pentru con ținutul de carbon este de 144 µg/mg
zooplancton. Raportul C:N de la nivelul comunit ății zooplanctonice se situeaz ă în jurul
valorii 7, asem ănător cu valorile acestui raport prezentat în literatur ă de specialitate.

Pentru modelarea dinamicii abunden ței numerice și a biomasei prin cipalelor grupe
zooplanctonice cât și a întregii comunit ății s-au utilizat ecua ții de regresie multipl ă
elaborate pe baza corela țiilor existente între parametr ii de control ai comunit ății
zooplanctonice și variabilele de stare. Datele de ie șire ale modelului statistic se constituie
ca date de intrare pentru modelarea matematic ă a dinamicii rolului func țional al
comunității zooplanctonice: produc ție secundar ă, excreție de nutrien ți etc.
Modelul homomorf dezvoltat pentru sistemele acvatice din Insula Mic ă a Brăilei relevă
importanța căii detritale pentru co munitatea zooplanctonic ă din acest tip de ecosistem,
aceasta reprezentând în medie 50% din sursa trofic ă a zooplanctonului. Eficien ța producției
secundare zooplanctonice are valoar ea 0.15 pentru aceste sisteme.
Datele, informa țiile și cunoștințele astfel ob ținute, dup ă o integrare adecvat
ă, pot constitui
baza/suportul științific pentru programele de manage ment adaptativ dezvoltate pentru
această zonă.