CENTRUL UNIVERSITAR NORD DIN BAIA MARE FACULTATEA DE ȘTIINȚE DEPARTAMENTUL DE CHIMIE -BIOLOGIE Specializarea: BIOLOGIE LUCRARE DE LICENȚĂ Conducător… [617977]

UNIVERSITATEA TEHNICĂ DIN CLUJ -NAPOCA
CENTRUL UNIVERSITAR NORD DIN BAIA MARE
FACULTATEA DE ȘTIINȚE
DEPARTAMENTUL DE CHIMIE -BIOLOGIE
Specializarea: BIOLOGIE

LUCRARE DE LICENȚĂ

Conducător științific:
Șef lucrări dr. Stela – Gabriela JELEA Absolvent: [anonimizat]

2020

UNIVERSITATEA TEHNICĂ DIN CLUJ -NAPOCA
CENTRUL UNIVERSITAR NORD DIN BAIA MARE
FACULTATEA DE ȘTIINȚE
DEPARTAMENTUL DE CHIMIE -BIOLOGIE
Specializarea: BIOLOGIE

Decontaminarea solurilor poluate cu
metale grele folosind fitoremedierea

Conducător științific:
Șef lucrări dr. Stela – Gabriela JELEA
Absolvent: [anonimizat]
2020

CUPRINS

INTRODUCERE ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………. 4
Capitolul I ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………….. . 6
INFLUENȚA METALELOR GRELE ASUPRA SOLULUI ………………………….. …………….. 6
1.1. Aspecte generale ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………. 6
1.2. Surse de emitere a metalelor grele ………………………….. ………………………….. ……………. 7
1.3. Acumularea metalelor grele în soluri și ape ………………………….. ………………………….. .. 8
1.4. Tipuri de metale grele prezente în sol ………………………….. ………………………….. ……….. 9
1.4.1. Zincul ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………………… 9
1.4.2. Cuprul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………… 10
1.4.3. Cadmiul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 10
1.4.4. Mercurul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………… 11
1.4.5. Nichelul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 11
1.4.6. Cobaltul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 11
1.4.7. Manganul ………………………….. ………………………….. ………………………….. …………….. 11
1.4.8. Plumbul ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………. 11
1.4.9. Poluarea cu fluor ………………………….. ………………………….. ………………………….. …… 12
Capitolul II ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………… 13
EFECTELE METALELOR GRELE ASUPRA PLANTELOR ………………………….. ……….. 13
2.1. Efectele poluanților asupra vegetației ………………………….. ………………………….. …………. 13
2.2. Acumularea metalelor grele în plante ………………………….. ………………………….. …………. 14
2.2.1. Preluarea radiculară ………………………….. ………………………….. ………………………….. . 14
2.2.2. Preluarea foliară ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……. 15
2.3. Efectele plumbului asupra plantelor ………………………….. ………………………….. ……………. 17
2.4. Mecanisme de preluare a metalelor în rădăcini și translocare la lăstari ………………………. 17
Capitolul III ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 19
FITOREMEDIEREA SOLURILOR ………………………….. ………………………….. ………………… 19
3.1. Asp ecte generale ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………… 19
3.2. Factorii care afectează fitoremedierea ………………………….. ………………………….. …………. 21
3.2.1. pH -ul solului ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………… 21
3.2.2. Mater ia organică ………………………….. ………………………….. ………………………….. …… 22
3.3. Fitoremedierea metalelor grele ………………………….. ………………………….. ………………….. 23
3.4. Tipuri de plante testate pentru reținerea metalelor grele ………………………….. ……………… 24

Capitolul IV ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………. 26
UTILIZAREA ORGANO -ZEOLIȚILOR ÎN DECONTAMINAREA SOLURILOR …….. 26
4.1. Structură și proprietăți ………………………….. ………………………….. ………………………….. …. 26
4.2. Utilizarea organo -zeolților ………………………….. ………………………….. ………………………… 28
4.2.1. Utilizarea în remediere ………………………….. ………………………….. ……………………….. 28
4.2.2. Utilizarea zeolților în agricultură ………………………….. ………………………….. ………….. 29
4.3. Influența organo zeoliților asupra speciilor de plante ………………………….. …………………. 30
4.3.1. Influența asupra plantațiilor de Glycine max ………………………….. ……………………….. 30
4.3.2. Influența asupra plantelor de Zea mays ………………………….. ………………………….. …. 31
4.3.3. Influența asupra plantelor de Hordeum distichon ………………………….. …………………. 33
Capitolul V ………………………….. ………………………….. ………………………….. ………………………… 35
STUDIUL RĂSĂRIRII ȘI C REȘTERII PLANTELOR PE STERILUL DE FLOATAȚIE
ȘI AMESTECURILE CU PĂMÂNT ȘI ORGANO -ZEOLIT ………………………….. ………….. 35
5.1. Materiale și metode ………………………….. ………………………….. ………………………….. …….. 35
5.1.1. Materialul biologic studiat ………………………….. ………………………….. ………………….. 35
5.1.2. Condițiile experminatului ………………………….. ………………………….. ……………………. 35
5.2. Rezultate și discuții ………………………….. ………………………….. ………………………….. …….. 36
5.2.1. Germinarea și creșterea plantulelor de Lolium perenne ………………………….. ………… 36
5.2.2. Germinarea și creșterea plantulelor de Lactuca sativa ………………………….. ………….. 38
5.2.3. Determinarea creșterii plantulelor de Lolium perenne ………………………….. ………….. 40
5.2.4. Determinarea creșterii plantulelor de Lactuca sativa ………………………….. ……………. 42
CONCLUZII ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………………… 48
BIBLIOGRAFIE ………………………….. ………………………….. ………………………….. ……………….. 50
DECLARAȚIE DE AUTENT ICITATE ………………………….. ………………………….. ……………. 54

4
INTRODUCERE

Poluarea solului cu metale grele reprezintă o amenințare îngrijorătoare pentru sănătatea
umană și, în special, pentru mediu. Acțivitățile metalurgice și miniere desfășurate în ultimele
decenii au dus la elaborarea unor cantități deosebit de mari de deșeuri miniere. Administrarea
necorespunzătoare a ac estora în trecut a avut ca efect acumularea metalelor grele în mediul
înconjurător, participând activ la contaminarea substraturilor de sol, a peisajelor ecologice,
distrugerea texturii solului, poluarea apelor subterane, scăderea diversității biologice [L iu, 2008].
O parte dinter metalele grele cadmiul, cromul, mercurul, nichelul, zincul, cuprul și plumbul nu pot
fi degradate biologic sau chimic, fiind indestructibile. Substanțele eliberate sunt o adevărată
amenințare din momentul în care ajung în mediu și devin ulterior mai periculoase datorită
complexelor modificării chimice suferite în prezența factorilor externi.
Metalele grele reținute de coloizii argiloși și partea organică limitează substanțele activate
biologic, inhibând procesele de nutrificare. P oluarea cu aceste metale grele este mult mai evidentă
la solurile nisipoase și la cele acide, chiar concentrațiile mici fiind toxice pentru plante.
În ceea ce privește rolul lor în sistemele biologice, metalele grele sunt clasificate ca fiind
esențiale și neesențiale. Metalele grele esențiale sunt cele necesare organismelor vii, în cantități
infime, pentru funcțiile fiziologice și biochimice vitale. Aceste metale sunt: Fe, Mn, Zi, Cu
[Cempel, 2006; Nikel, 2006]. Metalele grele neesențiale sunt cele care nu sunt necesare
organismelor vii. Exemple de metale grele neesențiale sunt: Cd, Pb, As, Hg și Cr [Peng și colab.,
2009].
Având în vedere toxicitatea acută a acestor contaminanți, există o nevoie urgentă de a
dezvolta metode eficiente, durabile pentru acum ularea, disiparea, imobilizarea și degradarea
poluanților folosind plante. Aceste procese stau la baza principalelor tehnici de fitoremediere:
fitoextracția, rizofiltrarea, fitovolatilizarea, fitostabilizarea, controlul hidraulic, rizodegradarea și
fitodeg radarea.
Fitoremedierea este procesul prin care se folosesc plante verzi pentru a îndepărta, stabiliza,
transfera și distruge poluanții prezenți în sol și sedimente. Acest proces include o serie de
mecanisme care constau în biodegradarea avansată a rizofo rmei, fitodegradare, fitostabilizare și
fitoacumulare.
Biodegradarea avansată a rizoformei se desfășoară la nivelul solului care înconjoară
rădăcinile plantelor verzi. Are loc o creștere a activității biologice datorită substanțelor naturale
eliberate de rădăcină, furnizând microorganismelor nutrienți. Procesul are drept țintă împingerea
apei către zona de suprafață, uscând zonele saturate mai joase.

5
Fitoacumularea reprezintă asimilarea poluanților de către rădăcinile plantelor și mutarea
/acumularea (fit oextracția) acestora în trunchi și frunze.
Fitodegradarea este metabolismul poluanților în țesuturile plantelor. Plantele produc
enzime precum dehalogenaza și oxigenaza care ajută la catalizarea degradării. Investigațiile vor
determina dacă compușii aromatici și cei clorurați răspund la fitodegradare.
Fitostabilizarea reprezintă un fenomen de producere de către plantă a compușilor chimici
care servesc la imobilizarea poluanților la contactul rădăcinilor cu solul.
Fitovolatilizarea se produce la pla ntele care absorb apă cu conținut de poluanți organici și
eliberează poluanții în atmosferă prin intermediul frunzelor. Plantele pot de asemenea să rupă
poluanții organici și să elibereze produșii rezultați în atmosferă.
Scopul lucrării îl constituie pr ezentarea metodelor de depoluare specifice, a solurilor
poluate cu metale grele și plantele care se pot dezvolta pe aceste tipuri de soluri. Fierul, cuprul,
zincul, cobaltul, etc. în cantități mici sunt necesare dezvoltarii plantelor. În cantități mari dev in
toxice pentru organism. Mercurul, plumbul, cadmiul nu sunt necesare plantelor si sunt periculoase.
Efectele dăunătoare ale metalelor grele depind de mobilitatea lor. Fitoremedierea prin fitoextracție
a solurilor poluate cu metale grele reprezintă o tehn ologie promițătoare. Plantele folosite pentru
fitoremediere și -au dezvoltat strategii de rezistență la toxicitatea diferitelor metale prin
complexarea metalelor grele în interiorul celulelor cu liganzi.
Odată ajunse în mediu, metalele grele suferă un pro ces de absorbție între diferitele medii
de viață (aer, apă, sol), dar și între organismele dintre ecosistemele respective. Astfel, metalele
grele din aer pot fi inhalate direct sau pot contribui în mod semnificativ la poluarea solului prin
precipitații.
Riscul de poluarea a solului și plantelor cu aceste metale grele depinde de: specia plantei,
forma chimică a elemntelor chimice din sol, prezența altor elemente, mai ales a celor care
contracarează procesele de absorție și sesorbție, cantitatea accesibilă în sol și de condițiile de sol
și climă. În fond, efectele dăunătoare ale metalelor grele depind de mobilitatea lor, solubilitatea
lor în sol. De aceea în cazul solurilor poluate cu metale grele, primele măsuri de ameliorare vor
avea ca obiectiv crearea co ndițiilor care să permită trecerea metalelor grele din soluția solului în
forme stabile legate de diferiți constituenți [Fodor, 2001].

6
Capitolul I

INFLUENȚA METALELOR GRELE ASUPRA SOLULUI

1.1.Aspecte generale

Categoria „metale grele” include mai mult e elemente : Cd, Cu, Cr, Co, Fe, Hg, Mn, Mo,
Ni, Pb, Zn – care se definesc prin proprietăți metalice (conductibilitate, ductibilitate, stabilitate sub
formă de cationi), număr atomic mai mare de 20 și densitate mai mare de 5,6 kg/dm3 [Lal, 2002;
Barbu, 2004; Canarache și colab. 2006 ].
Metalele grele reprezintă o categorie importantă de poluanți toxici stabili [Ramade, 1992
citat de Iordache 2009 ]. Spre deosebire de poluanții organici, metalele nu sunt biodegradabile, au
caracter puțin mobil în general, și d in aceaste cauze persistă în compartimentele de stocare (sol,
sedimente) pentru o perioadă lungă de timp [Adriano, 2001 ]. Metalele nu sunt nici create nici
distruse de procese biologice sau chimice. Aceste procese pot determina doar trecerea metalul în
specii chimice diferite (schimbarea valenței) sau conversia între forme anorganice și organice
[Fairbrother și colab., 2007 ].
Metalele grele sunt elemente chimice ce aparțin în mod natural sistemelor ecologice
[Greger, 2004 ], însă au devenit poluanți o dată cu exploatarea [Postolache și Postolache, 2000 ].
Acest fenomen a condus la intrări din sursele antropice ce depășesc cu mult contribuțiile din sursele
naturale [Nriagu 1984 , citat de Adriano, 2001 ]. Fiecare metal poate fi caracterizat de un factor de
îmbogățire antropogenă, ce reprezintă procentul asociat surselor antropice din totalul emisiilor
anuale ale unui metal. Acest factor este 97% pentru Pb, 89% pentru Cd, 72% pentru Zn, 66%
pentru Hg, și 12% pentru Mg [Postolache și Postolache, 2000 ]. Alături de potențialul de toxicitate
al metalelor, factorul de îmbogățire antropogenă indică prioritatea ce trebuie acordată în alegerea
metalelor ce necesită a fi luate în lucru [Iordache, 2009 ].
Denumirea acestora sugerează încadra rea lor în această categorie după greutatea lor
specifică mai mare de 5mg/cm3 și un caracter potențial toxic la concentrații ridicate dar agrochimic
se pot clasifica în categoria microelementelor (oligoelemente) întrucât la concentrații reduse au
calitatea de elemente nutritive necesare plantelor.
În mod natural în sol sunt deținute în concentrații relativ mici dar pot să apară în
concentrații mari cu potențial toxic ca urmare a unor activități antropice și mai ales necontrolate.

7
În această alternativă, a excesului lor, pot determina dereglări în sol, plante și ape și ulterior în
verigile superioare ale lanțului trofic.
Metalele grele se concentrează la nivelul fiecărui nivel trofic datorită slabei lor mobilități,
respectiv concentrația lor în plante este mai mare decât în sol, în animalele ierbivore mai mare
decât în plante, în țesuturile carnivorelor mai mare decât la ierbivore, concentrația cea mai mare
fiind atinsă la capetele lanțurilor trofice, respectiv la răpitorii de vârf și implicit la om.
Poluanții de tip metale grele sunt deosebit de periculoși prin remanența de lungă durată în
sol, precum și datorită preluării lor de către plante și animale. Acestor elemente de toxicitate se
adaugă posibilitatea combinării metalelor grele cu minerale și oligo minerale devenind blocanți ai
acestora, frustrând organismele de aceste elemente indispensabile vieții.
Funcțiile solului sunt perturbate, în special în apropierea străzilor cu trafic intens, unde se
înregistrează concentrații mari de plumb. În consecință , sunt afectate și organismele din sol.

1.2.Surse de emitere a metalelor grele

În fiecare an, milioane de tone de poluanți toxici sunt eliberate în aer, atât din surse
naturale, dar mai ales din surse antropogene.
Sursele primare de contaminare a solului cu metale grele sunt: ape de irigație, îngrășăminte,
composturi, nămoluri biosolide, pesticide, amendamente. Sursele de contaminare secundare sunt:
noxe ale automobilelor, combustia termică pe cărbune, industria neferoaselor, uzura cauciugurilor,
aerosolii vopselelor, activitatea minieră cu efluenți [Laughlin, 2002; Rusu, 2005 ].
Odată ajunse în mediu, metalele grele trec printr -un proces de absorție între diferitele medii
de viață (apă, sol, aer), dar și între organismele din aceste ecosisteme. Metalele gr ele pot contribui
la poluarea solului prin precipitații, ele putând fi și inhalate direct. Din solul contaminat, plantele,
asimilează metalele grele dizolvate, astfel producându -se poluarea prin infiltrație a apelor
subterane, din care are loc transferul p oluanților spre apele de surafață și spre cele potabile.
Plantele contaminate cu metale grele reprezintă sursă de hrană pentru om si animale.
Solul și litiera sunt unele dintre rezervoarele finale unde metalele grele tind să fie reținute
în orizonturile s uperioare (Coughtrey și colab., 1979, Martin și Coughtrey, 1987 citați de
Watmough, 1995). Distribuția metalelor în compartimentele abiotice și biotice, depinde de calea
de intrare în ecosistem și de forma în care intră [Iordache, 2009 ].

8
1.3. Acumularea me talelor grele în soluri și ape

Datorită conținutului ridicat de sulfuri metalice al mineralizațiilor, apele reziduale de mina
au un caracter acid și conțin cantități mari de metale dizolvate. Același fenomen apare în cazul
oxidării sulfurilor din haldele de steril și iazurile de decantare a sterilului de flotație. Aceste ape
acide, având pH – ul cuprins între 3 și 6, metale dizolvate (Pb, Zn, Cd, Cu, Fe, Mn) și cianuri,
poluează cursurile de apă [Seal R.R, 2002 ].
La nivelul anului 2001, în regiunea Baia M are au existat 273 de iazuri de steril de mină cu
o suprafață totală de 191 hectare și 10 iazuri de decantare care se întindeau pe o suprafață de 442
hectare (Tabelul 1.1) [sursa: Ins pectoratul de Protecție al Mediului -Baia Mare ].
Tabelul 1.1.
Cantitatea de steril de mină produsă între 1999 -2001 [Costin et. al., 2003 ]
Anul 1999 2000 2001
Cantitatea (t) 48.400 85.546 202.807

Cantitatea de steril de mină produsă în ultimii trei ani are o dendință de creștere. Cantitatea
de steril de depozitare în iazuri de decantate rezultă în urma concentrării prin flotație este relativ
constantă în ultimii trei ani (Tabelul 1.2).
Tabelul 1.2.
Cantitatea de steril de flotație produsă între 1999 -2001 [Costin et. Al., 2003 ]
Anul 1999 2000 2001
Cantitatea (t) 2.654.263 2.036.019 2.177.780

Cantitatea de deșeuri metalurgice (nămoluri, praf, zguri) are tendința de descreștere în
cazul societății Phoenix (Tabelul 1.3) și se menține relativ constantă în cazul Romplumb -Ferneziu
(Tabelul 1.4).
Tabelul 1.3.
Cantitatea de deșeuri metalurgice produsă la societatea Phoenix între 1999 -2001
Anul 1999 2000 2001
Cantitatea (t) 397.791 223.692 –

Analizele de apă din iazurile de steril au semnalat prezența unor cantități mari de metale
dizolvate: 300 -3682 ppm Pb., 40 -2500 ppm Zn, 110 -1300 ppm Cu, 2,4 -30,4 Cd (sursa:
Inspectoratul de Protecție al Mediului -Baia Mare). În anul 2000, volumele de ape uzate au fost de
11.938.000 m3 în industria mineră și 4107000 m3 în industria metalurgică.

9
Tabelul 1.4.
Cantitatea deșeurilor metalu rgice produsă la societatea Romplumb între 1999 -2001 [Costin et.
al., 2003 ]
Anul 1999 2000 2001
Cantitatea (t) 10.506 12.736 10.859

Procesele industriale specifice metalurgiei neferoase produc o poluare a aerului cu pulberi
în suspensie și gaze. În regiunea Baia Mare, din activitatea societăților Romplumb și Phoenix a
rezultat o poluare cu dioxid de sulf, cadmiu și plumb. Emisiile acestor substanțe în aer depășesc
de multe ori limitele maxime admise. Ca rezultat al emisiilor SO 2, în Baia Mare a fost menționată
prezența ploilor acide (pH < 6).
Ca și consecință a activității de exploatare și valorificare a zăcămintelor epitermale și în
specilal a emisiilor din metalurgia neferoasă, solurile din regiunea Baia Mare au local un caracter
acid (pH cuprins î ntre 5,2 și 7,7) și sunt polaute cu Cd, Zn, Pb,Cu. Mul te dintre probele recoltate
prezintă conținuturi de metale grele care depașesc valorile normale, iar în unele zone au fost
înregistrate valori care depășesc pragul de interveție.
Exploatarea zăcămintel or de metale grele din regiunea Baia Mare a creat un impact estetic
negativ, în special în cazul exploatărilor de carieră [Șabliovschi, 2009; Horaicu, 2009 ].

1.4.Tipuri de metale grele prezente în sol

1.4.1. Zincul
Zincul, este un metal greu prezent în plan te, care devin toxic la conținuturi mai mari de
400 ppm (substanță uscată), împiedicând și absorția altor metale, mult esențiale pentru organism.
Acumularea zincului se produce în organele verzi ale plantelor, iar toxicitatea lui pentru animale
fiind relat iv redusă. Anumite însușiri ale solului pot influența și în cazul zincului translocarea lui
în plantă și de aici în organismul uman și la animale.
Una din sursele generatoare de zinc o reprezintă stațiile de epurare a apelor uzate, metalul
acumulându -se în nămoluri acide.
Zincul este unul dintre metalele cele mai mobile din sol. Solubilitatea zincului în sol crește
în special la pH < 6. La pH mai mare și în prezența fosfaților, zincul alocat plantelor poate fi redus
semnificativ. Procesul dependent de pH ul adsorbției pe argilă și pe diferiți oxizi constituie cel
mai semnificativ proces regulator pentru disponibilitatea Zn în soluri [Șabliovschi, 2009].

10
1.4.2. Cuprul
Îndeplinește același rol poluant, în sol, când depășește anumite limite, considerate în mod
obișnuit de 1 -20 ppm. Însușirile prezentate în cazul zincului rămân valabile și pentru cupru, în
sensul că humusul, la fel ca și argila, la conținuturi apreciate bune și foarte bune reduc minim
prezența acestui element în sol [Șabliovschi, 2009 ].
Se consideră că solurile polate cu acest element au o stabilitate hidrică redusă, devenind
susceptibile la fenomenul de eroziune și compactare. Creșterea concentrației cuprului produce și
creșterea fracțiunii mobile a humusului, modificând în acest fel comp oziția humusului.
Acumularea de cupru, în plante, poate duce la modificarea proceselor metabolice, precum
respirația și asimilarea clorofiliană, activitatea unor fermenți. Printre măsurile de protecție și
combatere a acestui fenomen, se recomandă încorpor area de zgură de furnal, amendamente
calcaroase, arătură adânca și fosfați calcinați.
Cuprul este mai mobil decât Cd și solubilitatea lui crește la pH < 5. Deși Cu se numără
printre elementele în urme necesare vieții, în cazul plantelor, la cantități de 2 0 mg/kg material
uscat se produc efecte toxice. Ionii de cupru sunt toxici pentru microorganisme in concentrații de
aproximativ 0,1 mg/l.

1.4.3. Cadmiul
Cadmiul reprezintă unul dintre cele mai periculase metale grele fiind foarte toxic pentru
plante, ani male și om. În solurile normale, cadmiul, se concentrează în cantități relativ mici (<1),
dar în unele regiuni s -au înregistrat și valori de 1700 ppm. Conținutul mare de cadmiu se găsește
în fosfații bruți (Tabelul 1.5).
Tabelul 1.5.
Conținutul de cadmiu în sol și plante (ppm, substanță uscată) [Kolke, 1978 ]
Soluri
(ppm) Sol Fasole Secară
Frunze (ppm) Boabe (ppm) Paie (ppm) Boabe (ppm)
63 4,5 2,5 5,3 0,6
300 13,1 2,9 10,2 1,9

Dintre plantele de cultură sunt unele rezistente fenomenului de poluare cu cadmiu, precum:
tomatele, varza care suportă concentrații de până la 170 ppm, orezul până la 640 ppm, dar există
și culturi sensibile ca salata, spanacul, soia.

11
1.4.4. Mercurul
Mercurul se găsește în cantități reduse în sol datorită faptului că acesta se pierde prin
volatilizare. Poluarea cu acest element se datorează utilizării produselor chimice în agricultură,
cum ar fi: fungicide pe bază de mercur pentru tratarea semințelor , anumite pesticide. Mercurul este
absorbit intens de humus și argila solului. Acesta, chiar și în cantități reduse, frânează procesele
biologice, respectiv degradarea materiei organice.

1.4.5. Nichelul
Nichelul are o toxicitate foarte ridicată asupra pl antelor, fiind de aproximativ 8 ori mai
ridicată decât a zincului. Acesta se întâlnește în cantități de 2 -50 ppm, dar uneori poate să ajungă
pâna la 10.000 ppm, lima tolerabilității pentru plante fiind de 50 ppm.

1.4.6. Cobaltul
Acest element este absorbit de constituenții solului și fixat în structura mineralelor
argiloase. Cobaltul este foarte toxic pentru plante, întrunind uneori condiții de acumulare intensă.
Se găsește frecvent în sol în cantități de 1 -10 ppm.(Murariu, 1970) .

1.4.7. Manganul
Conținutul de mangan din soluri este cuprins între 175 și 3.215 ppm, variind în funcție de
tipul de sol (Băjescu și Chiriac, 1984). Conținutul mediu este de 500 ppm. Mobilitatea manganului
crește în solurile acide unde pot sa apară și fenomene de toxicitat e la plante și scade în solurile
neutre -acide unde apar fenomene de carență în mangan. Există mangan total, mangan activ și
mangan schimbabil care a fost studiat de către Ababi (1959 -1963).

1.4.8. Plumbul
Plumbul prezintă o tendință pronunțată pentru acumulare în sol din cauza mobilității
minime chiar la valori scăzute ale pH -ului:
• în solul cu conținut de fosfat, plumbul formează depuneri greu solubile de fosfați de plumb
(Pb 3(PO 4)2, Pb4O(PO 4)2, Pb 5(PO 4)3OH);
• în solurile cu conținut de carbonat se formează carbonatul de plumb (PbCO 3). În condiții de
reducere se formează sulfura de plumb (PbS) ;
• nivele ridicate ale poluării cu plumb se semnalează în vecinătatea zonelor industriale și a
incineratoarelor de deșeuri, de unde se elimină pulberi în suspe nsie. Deoarece plantele sunt mai
rezistente la plumb dec ît oamenii, trebuie să se evite contaminarea alimentelor din zonele prea
puternic poluate cu plumb [Guardia, 1998; Gagliano -Candela, 2000; Dalea si Manea, 2002 ].

12

1.4.9. Poluarea cu fluor
Fluorul este un element prezent în crusta terestră, conținutul acestuia fiind cuprins între 50 –
200 ppm, ultima valoare constituin limita superioară admisibilă. O mare parte din fluorul de pe
profil este imobilizat în forme insolubile, compușii solului fiind îndepă rtați din jurul sistemului
radicular. Solurile argiloase au o putere de reținere mult mai mare decât solurile nisipoase sau
lutoase [Papadopol, 1975; Barnea, 1975 ].
Poluarea cu fluor se datorează industriei aluminiului, îngrășămintelor fosfatice, urmate d e
remurile sticlăriei și ceramicii. Fluorul este neesențial pentru plante, important pentru animale,
având o toxicitate cumulativă pentru ambele regnuri [Horaciu, 2009 ].

13
Capitolul II

EFECTELE METALELOR GRELE ASUPRA PLANTELOR

2.1. Efectele poluanților asupra vegetației

Poluarea atmosferei cu metale grele se datorează, în general, surselor geochimice, surselor
antropogene (industria chimică, industria metalurgică, transporturi, utilizarea produselor
fitofarmaceutice, etc.) [Ross, 1994 ]. O altă sursă de poluare a atmosferei cu aceste metale este
mediul biotic, prin intermediul vegetației, depozitarea rezidurilor și a dejecțiilor.
Acumularea metalelor grele transferate pe calea aerului la vegetația forestieră depinde de
specie și toleranța acesteia, de vârsta org anului vege tativ, de tipul metalului. Metale grele sunt
absorbite în ordinea: Pb>Zn>Cu [Bathory, 2003 ].
Capacitatea de absorție a metalelor din aer și frunze este diferită și depinde de: umiditatea
aerului și tipul metalului. Zincul și cuprul s unt mai repede absorbite foliar decât plumbul, care este
mai mult absorbit la suprafața fruzelor [Little și Martin, citați de Greger și colab., 2004 ], de pH,
de starea de oxidare moderată a compartimentelor mediului [Ernst, 1998 ].
Toxicitatea metalelor gr ele transferate în plantă pe calea aerului depinde de: concentrațiile
metalului din mediu; vectorul -forma de expunere(absorție prin rădăcini după depunerea metalelor
din atmosferă pe sol, ingestie); distribuția dozei/timpul de expunere; timpul necesar pent ru
manifestrea efectului, tipul și gravitatea efectului [Ross, 1994 ].
Mecanismele prin care metalele grele își manifestă efectul toxic constau în:
o blocarea grupărilor funcționale ale moleculelor cu rol biologic important: enzime, polinucleotide
sau siste mele transportoare pentru nutrienți;
o substituirea ionilor metalici esențiali din molecule sau ale unității celulare funcționale;
o denaturarea și inactivarea unor molecule sau a unor enzime;
o distrugerea integrității membrnelor celulare [Vangronsveld și Clijs ters, 1994, citați de Onac, 2005 ]
Ionii metalici se leagă puternic de atomii de oxigen, azot, sulf care pot servi ca liganzi
pentru ionii metalelor esențiale [Ross, 1994 ].

14
2.2. Acumularea metalelor grele în plante

Metalele existente în sistemele ecologice sunt preluate în cantitatea de metal din sol,
sediment, apă și atm osferă. Plantele preiau din sol metalele care sunt dizolvate în comp oziția
solului.
Caracteristicile principale ale procesului de absorție depinde de:
 concentrația de metal din so luție;
 rata de adsorție depinde, în mod decisiv, de prezența H+ și a altor ioni;
 depinde de specie;
 stadiul de dezvoltare;
 anumiți parametri ai solului, cum ar fi temeperatura, aerația și procesul redox [Kabata –
Pendias, 2001 ].
Acumularea anumitor ioni are loc și împotriva gradientului de concentrație. Micorizele au
un rol important în procesul de ciclare între mediul extern și rădăcini [Kabata -Pendias, 2001 ].
Absorția la nivelul rădăcinilor este principala cale de transfer a me talelor grele către plante.
Capacitatea plantelor de a prelua metalele din mediul de creștere este evaluată prin raportul dintre
concentrația elementului în plantă și concentrația elmentuloui în sol, denumită și coeficientul de
absorție biologic, index de bioacumulare sau factor de transfer.
Principalele căi de preluare a metalelor grele de către plante sunt:
 preluarea radiculară ;
 preluarea foliară .
2.2.1. Preluarea radiculară
Absorția la nivelul rădăcinii este de două tipuri:
 pasivă: prin difuzia ionilo r din soluția solului în endodermul rădăcinii;
 activă: se realizează cu consum de energie, împotriva gradientului de concentrație.
Absorția este controlată de procese din interiorul radăcinii, la o anumită concentrație
general distribuită în soluția solul ui [Lonergan și Tiffin, citați de Kabata -Pendias, 2001 ]. Factori i
care influnețeaz ă acest proces de absorție sunt reprezentați de activitatea ionilor din soluție și de
prezența unor constituenți ai solului, ca microorganisme, care prin asociere cu rădăcini le produc
compuși organici care filtrează eliberarea elemntelor chimice în sol.
Mecanismele de preluare, pasive sau active, sunt specifice fiecărui element chimic. Pe cale
pasivă sunt absorbite elemente ca: Pb, Ni, iar pe cale activă Cu, Mo, Zn. În cazul în care structura
sau proprietățile rădăcinilor sunt complet alterate, preluarea se realizează pasiv.

15
Mecanismele de preluare a el ementelor chimice, presupun desf ășurrea unor procese
precum:
 schimbul cationc realizat de rădăcină;
 transportul în interiorul celulelor;
 efectele rizosferei [Kabata -Pendias, 2001 ].

2.2.2. Preluarea foliară
Prezintă două faze, prima fază este reprezentată de penetrarea cuticulară nonmetabolică,
iar cea de -a doua fază este reprezentată de mecanismele metabolice .
Penetrarea cuticulară reprezintă calea majoră de intrare a elem entelor chimice, în timp ce
mecanismele metabolice sunt responsabile pentru transportul ionilor de -a lungul membranei
plasmatice și în protoplasma celulei. Morfologia și suprafața foliară sunt caracteristici importante
pentru preluarea metalelor grele din atmosferă.
Mușchii, ciupercile, lichenii și cerealele sunt considerate a fi indicatori pentru poluarea cu
metale grele a atmosferei deoarece au o capacitate mare de absorție. Acumulare este re zultatul
preluării radiculare dar și al celei foliare.
După ce a avut loc preluarea, transportul ionilor metalici s pre țesut și organe se realizează
prin xilem. Ulterior metalele sunt depozitate și acumulate [Clemens, 2002 ]. Mobilitatea metalelor
este inf luențată de o serie de factori precum: pH, polimerizare, hidroliză, starea de oxido -reducere,
formarea săruilor insolubile.
Ionii metalici se acumulează în diferite regiuni ale pla ntei, diferențierea cantitativă fiind
valabilă în funcție de specia ionului , tipul acestuia, stadiul de dezvoltare, condițiile podo -climatice.
Mecanismele care definesc multitudi nea proceselor care descriu drumul parcurs de metalele grele
în plante sunt reprezentate la nivele molecular, în figura 2.1.

16

Figura 2.1. Mecanisme mo leculare implicate în procesul de bioacumulare a metalelor în plante
[preluată după Clemens, 2002 ].

17
2.3. Efectele plumbului asupra plantelor

Plumbul din soluția solului este preluat prin sistemul radicular. Acest metal este preluat
prin mecanisme pasive. Plumbul acumulat în plantă produce modificări morfologice, modificarea
funcțiilor fiziologice și biochimice.
Fitotoxicitatea produce modificări în permeabilitatea membranei prin interacțiunea cu
grupările active ale diferitelor enzime implicare în metabolismul plantei și interacțiunea cu grupul
fosfat ADP sau ATP prin înlocuirea ionilor esențiali [Ross, 1994 ].
La nivelul solului, plumbul este fi xat pe particulele acestuia . Componenta minerală a
solului fixândul în special pe mineralele argiloase, iar componenta organică a solului îl fizează pe
acizii humici. În consecință marea majoritate a plumbului prezent în sol este fixat doar o mică
parte ramânând biodisponibilă pentru plante. Capacitatae de fixare a acestui metal în sol este mai
mare la solur ile cu un conținut ridicat de materie organică și la solurile argiloase, în timp ce la
solurile nisipoase -lutoase cu conținut scăzut de materie organică este mai slabă [Oros, 2010].
Metalul inhibă germinarea semințelor, creșterea rădăcinii, producerea de clorofilă,
conținutul de apă și de proteine din plantă [Pourrut și colab, 2011 ].
Plumbul, pentru plante, acționează ca substituit al unor metale esențiale sau ai unor
cofactori ai enzimelor active, perturbând bilanțul unor elemente esențiale. Conținuturil e ridicate
de plumb afectează transportul nutrienților în plante. Plumbul se fixează pe anumite enzime,
aminoacizi, ADN și ARN și perturbă astfel mai multe căi metabolice. Plumbul modifică structura
cloroplastelor, diminuează fotosinteza și pigmenții fotos intetizatori [Wang, 2011].
Efectele negative pe care le produce plumbul plantelor sunt:
 obstrucționarea sistemului de transport al electronilor;
 inhibiția enzimelor ciclului Calvin ;
 modificarea ultrastructurii cloroplaste lor [Pourrut și colab, 2011 ].
Planta dezvoltă o strategie de apărare la stresul produs de metal prin sechestrarea metalului
în vacuole și formarea unor complexe prin legarea plumbului cu fitochelatori. La nivel fiziologic,
efectele toxicității metalelor grele se manifestă prin: afectar ea creșterii plantelor, reducerea
intensității forosintezei și transpirației precum și intensificarea respirației la întuneric [Dobrotă,
1999; Onac, 2005 ].
2.4. Mecanisme de preluare a metalelor în rădăcini și translocare la lăstari

Mecanismul și eficien ța fitoremedierelor depind de tipul contaminantului, de
biodisponibilitatea contaminantului și de proprietățile.

18
Absorbția contaminanților în plante se produce în primul rând prin sistemul de rădăcină.
Sistemul de rădăcină oferă o suprafață enormă care a bsoarbe și acumulează apă și substanțe
nutritive esențiale pentru creștere împreună cu alți contaminanți ne -esențiali. În cele mai multe
cazuri, bacteriile, ciupercile și alte microorganisme care trăiesc în rizosferă sunt strâns asociate
cu plantele și pot contribui la mobilizarea ionilor metalici acolo prin creșterea fracțiunii
biodisponibile [ Sinha și colab., 2007 ].
Plantele acumulatoare supraviețuiesc în ciuda concentrației de contaminanți în
țesuturile lor aeriene prin biodegradarea sau biotransformare a în forme inerte în țesuturile lor.
Specii de plante care acumulează metale pot concentra metale grele, cum ar fi Cd, Zn, Co,
Mn, Ni și Pb, până la 1000 de ori mai mari decât plantele neacumulatoare [ Tangahu, 2011 ].
Excludenții limitează absorbția contam inanților în biomasa lor. Metalele care sunt
preluate de rădăcină pot fi acumulate chiar în rădăcini sau pot fi transportate la lăstari.
Absorbția se realizează prin mobilizarea metalelor legate de particulele de sol prin molecule
de chelatare a metalelor secretate în rizosferă, pe lângă activarea reductazei metalice legate de
membrana plasmei și extrudarea protonului din rădăcini. Pentru fitoextractare, acumularea de
metale în plante prin transportul lor la lăstari cu eficiență ridicată arată o perspectivă
importantă [ Gupta și colab, 2018 ].
Legarea la peretele celular nu este singurul mecanism al plantei care răspunde de
imobilizarea metalului în rădăcini și inhibarea ulterioară a translocării ionilor în lăstari. Metalele
pot fi, de asemenea, complexate și sechestrate în structuri celulare (vacuole), devenind
indisponibile pentru translocarea la lăstari. În plus, unele plante, excluzive, au mecanisme
specializate pentru a limita absorbția metalelor în rădăcini.
Absorbția metalelor în celulele rădăcinii, pu nctul de intrare în țesuturile vii, reprezintă
un pas de importanță majoră pentru procesul de fitoextracție. Cu toate acestea, pentru a se
produce fitoextracția, metalele trebuie să fie transportate de la rădăcină la lăstari. Mișcarea
metalulului de la răd ăcină la lăstari, denumită translocație, este controlată în primul rând prin
două procese: presiunea rădăcinii și transpirația frunzelor. În urma translocării la frunze,
metalele pot fi reabsorbite din sevă în celulele frunzei [ Lasat, 2000 ].
Plantele au capacitatea naturală de a extrage elemente din sol și de a le distribui între
rădăcini și a trage în funcție de procesele biologice în care este implicat elementul. Pe lângă
absorbția nutrienților, compușii toxici, cum ar fi metalele grele, pot fi, de asem enea, preluați
de plante. Metalele grele sunt definite ca metale cu densitate > 5,0 g cm3. Unele metale grele
joacă, de asemenea, un rol în metabolismul plantelor și pot fi considerate nutrienți. Acesta
este cazul pentru mangan (Mn), zinc (Zn). Zn este imp licat în integritatea membranei,
activarea enzimei și exprimarea genei [ Feller și colab, 2006 ].

19

Capitolul III

FITOREMEDIEREA SOLURILOR

3.1. Aspecte generale

Fitoremedierea se referă la bioremedierea componentelor de mediu cu ajutorul plantelor și
implică utilizarea plantelor verzi pentru decontaminarea solurilor, apelor și aerului. Fitoremedierea
este o tehnologie de eliminare a unor poluanți din mediu care po ate fi aplicată atât poluanților
organici (pesticide, bifenili policlorurați, hidrocarburi aromatice policiclice), cât și poluanților
anorganici (în special metale grele, izotopi radioactivi) prezenți în sol, apă sau aer [Ansari, 2017 ].
Prin urmare, terme nul de fitoremediere se referă la o colecție diversificată de tehnologii
bazate pe plante, care utilizează fie plante naturale, fie plante modificate genetic, pentru a curăța
mediile contaminate. Procesul de fitoremediere folosește specii verzi (de exemplu , Thlaspi
caerulescens , Brassica juncea , Helianthus annuus ) și specii lemnoase (de exemplu, Salix sp .,
Populus sp .), deoarece acestea pot îndepărta, absorbi sau face inofensivi diverși contaminanți din
mediu, dintre cei enumerați mai sus, din sol sau apă, datorită capacității lor de transport și de
acumulare a contaminanților. În plus, fitoremedierea face posibilă evi tarea excavării siturilor
contaminate, reduce riscul de dispersare a contaminanților și este aplicabilă pentru decontaminarea
siturilor cu mai multe categorii de poluanți [Palmroth, 2007; Cristaldi, 2017 ].
Procedura de fitoremediere include fitostabilizar ea, numită și fitoimobilizarea și
fitoextracția.
Fitoextracția (urmată de recoltarea și tratarea plantelor) utilizează plante care au capacitate
de hiperacumulare în țesuturi. Plantele hiperacumulatoare acumulează în frunze peste 0 ,1% Ni,
Co, Cu, Cr, s au 1% Zn și Mn (substanță uscată) indiferent de concentrația metalelor în sol [Kumar,
1995 ]. Diferite aplicații ale fitoremedierii pot fi clasificate pe baza comportării diferiților tipuri de
poluanți: extracție, degradare, depozitare, ori o combinație int re toate trei. Fitostabilizarea
presupune folosirea plantelor la imobilizarea poluanților metalici din sol ți apele subterane prin
absorbție și acumularea în rădăcini, adsorbție pe suprafața rădăcinilor sau precipitare în zona
rădăcinilor plantelor, comple xare, fixare pe humus prin humificare,etc. Procesul reduce
mobilitatea contaminantilor si previne migratia în apele subterane și, de asemenea, reduce
biodisponibilitatea si patrunderea lor în lantul trofic. Fitostabilizarea actioneaza astfel, prin

20
intrerup erea parcursului contaminantului din sol în apele subterane [Neagoe 2010; Khan și
colab.2000 ].
Fitodegradarea (fitotransformarea) constă în preluarea, metabolizarea și degradarea
contaminanților în interiorul plantelor [Neagoe, 2010 ], sau degradarea contaminanților în sol,
sediment, nămol, apa subterană sau apa de suprafață, cu ajutorul enzimelor produse și eliberate de
către plante. Fitotransformarea reprezintă degradarea poluanților organici aflați în exteriorul
plantei sub efectul compușilor produși de plantă (de ex., unele enzime ca: dehalogenaze,
nitratreductaze, peroxidaze, lactaze, nitrilaze) sau degradarea poluanților organici, asimilați de
plante, prin intermediul proceselor lor metabolice. În acest ultim caz, poluanții organi ci complecși
sunt degradați la molecule similare cu ale plantelor, care pot fi încorporate în țesuturile acestora
[Neagoe, 2010; Khan și colab.,2000 ].
Fitostabilizarea (fixarea în rădăcini) utilizează plantele pentru limitarea mobilității și
bioaccesibil ității metalelor. Se realizează prin producerea de compuși de către plante capabili să
imobilizeze contaminanții la interfața sol -rădăcini. Prin creșterea pH -ului în sol se obține
stabilizarea suplimentară. Metoda este aplicabilă pentru multe metale, mai a les Pb, Cr, Hg. Plantele
fitostabilizante pot tolera metalele și le imobilizează în sol prin adsorbție, precipitare, complexare,
reducere.
Rizofiltrarea utilizează rădăcinile plantelor terestre pentru absorbție, concentrare și
precipitare a metalelor din ape uzate, inclusiv din levigate ale solurilor contaminate, translocandu –
le în țesuturi (Salt, 1995), mai ușor decât prin fitoextracție [Ensley, 1995 ]. Tehnicile de
fitoremediere bazate pe extracția poluanților sunt: fitoextracția pentru sol si rizofiltrar ea pentru
apă.
Fitoremedierea solului poate fi limitată de:
• solurile de mică adancime,cursuri de apă și apele subterane ;
• concentrațiile mari de substanțe periculoase pot fi toxice pentru plante ;
• comportă aceleași limite de transfer în masă ca alte biotratamente ;
• condițiile climatice și sezoniere pot afecta sau împiedica creșterea plantelor, pot încetini
activitățile de remediere sau prelungi durata de timp necesară ;
• poate transfera poluanții între medii, cum ar fi de exemplu din sol în aer ;
• nu este eficientă pentru poluanții puternic absorbiți (cum ar fi PCB) și cei absorbiți slab [Muntean,
2009 ].
În sol, metalele sunt asociate cu diverse fracțiuni:
(1) în soluția solului, ca ion metalic liber și complex metalic solubil;
(2) adsorbit de const ituienții anorganici ai solului pe locurile de schimb ionic;
(3) legat de materia organică a solului;

21
(4) precipitat sub formă de oxizi, hidroxizi, carbonați;
(5) pătrunși în structura mineralelor silicatice.
Extracțiile secvențiale sunt aplicate solului pentru a izola și cuantifica metalele asociate cu
diferite fracțiuni ale solului. Pentru ca fitoextracția să aibe loc, contaminanții trebuie să fie într -o
formă accesibilă (gata de a fi absorbiți de rădăcini). Bioaccesibilitatea depinde de solubilitatea
metalului în soluția solului. Numai metalele asociate cu fracțiile 1 și 2 de mai sus sunt accesibile
pentru a fi preluate de plante. Unele metale, cum sunt Zn și Cd, trec înt âi în forme schimbabile,
apoi în formă bioaccesibilă. Altele, precum Pb, apar ca pr ecipitat în sol, o formă mult mai puțin
accesibilă [Yang și colab., 2007 ]. Metalele grele acumulate pot fi reciclate prin arderea
materialului vegetal după recolte [Willscher, 2013; Jablonski, 2013 ].

3.2. Factorii care afectează fitoremedierea

Absorbția metalelor grele de către plante depinde de mai mulți factori: pH -ul solului,
textura, capacitatea de schimb de cationi, temperatura, exudatele radiculare și conținutul de
nutrienți influențează de asemenea proprietățile și biodisponibilitatea met alelor toxice pentru
plante (Wang și colab., 2006). Factorul de absorbție a rădăcinii este, de asemenea, afectat de
activitatea rizobiologică, exudatul rădăcinii, temperatura, umiditatea, pH -ul, concentrația ionilor
concurenți și concentrația de metal în s oluția de sol. Câțiva alți factori, cum ar fi concurența
cationică, activitatea microbiană și temperatura, pot influența biodisponibilitatea metalelor, dar
aceștia par să joace un rol mai minor, în special în comparație cu efectele pH -ului și unele dintre
principalele componente ale solului. Solubilitatea și disponibilitatea solului depind de
caracteristicile solului și sunt puternic influențate de pH -ul solului, care este considerat factorul
major care influențează disponibilitatea elementelor din sol pent ru absorbția plantelor. [Gupta,
2018 ].
3.2.1. pH -ul solului
Cel mai important factor care afectează disponibilitatea oligoelementelor este pH -ul
solului. Un pH mai mic al solului mărește concentrația de metale grele în soluție prin scăderea
adsorbției lor prin țesuturi vegetale. Când pH -ul solului scade, cantitatea de ioni de H+ crește, ceea
ce sporește capacitatea de schimb de cationi între metalele grele. Intrarea metalelor grele de pe
suprafața coloizilor și a particulelor minerale de argilă în sol este crescută în intervalul scăzut al
pH-ului prin procesul de desorbție [Sheoran, 2016 ]. Acest lucru poate crește disponibilitatea
contaminanților pentru absorbția plantelor, rezultând concentrații de elemente la niveluri toxice.
La gama comună de pH a solul ui, metalele grele pot fi împărțite în două categorii: Cd, Ni
și Zn care prezintă mobilitate relativ ridicată și Cu, Cr și Pb care prezintă mobilitate scăzută. Unele

22
studii includ cationi metalici cum ar fi Cd, Cu, Hg, Pb, Cr, Fe, Mn și Zn care sunt raport ate a fi
mai solubile și disponibile în soluții de sol la un interval de pH scăzut [Zhou, 2014 ]. Scăderea pH –
ului solului nu este universal adevărată pentru activarea tuturor metalelor grele.
Efectul CaCO 3 este de asemenea legat de pH; solurile care conțin CaCO 3 au valori ale pH –
ului tamponate deasupra neutralității, datorită faptului că produsul de dizolvare al CaCO 3 este
HCO 3- , un ion generator de alcalinitate. Dizolvarea completă a CaCO 3 ar avea ca rezu ltat o valoare
a pH -ului de 8,3, dar pH -ul de echilibru al soluției de sol în prezența CaCO 3 este de obicei 7 -8,
datorită efectului acidificator continuu al respirației solului. Astfel, disponibilitatea metalelor este
scăzută în solurile calcaroase datorit ă valorilor pH -ului alcalin predominante [Antoniadis, 2017 ].
Ordinea generală a afinității pentru cationii metalici complexați cu materii organice este
după cum urmează: Cu2+ > Cd2+ > Fe2+ > Pb2+ > Ni2+ > Mn2+ > Co2+ > Mn2+ > Zn2+ [Sheoran,
2016 ].
3.2.2. Materia organică
Mobilizarea metalelor grele în sol crește odată cu creșterea materiei organice și
promovează formarea chelatului, crește disponibilitatea nutrienților împreună cu o capacitate
îmbunătățită de schimb de cationi care crește disponibilitatea metalelor în plante. [Sheoran, 2016;
Poonia, 2016 ].
Cantitatea de materie organică, minerale din argilă, în combinație cu potențialul redox,
precum și pH -ul unui sol determină capacitatea primelor 30 cm de sol de a reține cationii
metalici. Filtrarea și tamponarea compușilor organici se calculează în două etape: în primul
rând, capacitatea de legare și descompunere a unui sol este determinată pe baza cantității de
argilă și a materialului organic (ce determină capacitatea de legare), precum și asupra
activității biologice (ce determină rata de descompunere). În al doilea rând, pentru fiecare
contaminant organic, cele două seturi de date sunt combinate pentru a calcula potențialul
general de retenție [Drobnik, 2018 ].
Printre factorii de mediu care influențează fitoremedierea se numar ă: clima, temperatura,
umiditatea. Clima la un anumit sit reprezintă cea mai semnificativă și cea mai evidentă limitare a
aplicabilității fitoremederării. Temperatura controlează transpirația, chimia apei, creșterea și
metabolismul plantelor și prin urmare, afectează direct absorbția și eliminarea poluanților. Rata de
îndepărtare a metalelor de către plante crește liniar cu creșterea temperaturii [Greger, 2005;
Kautsky, 2005 ].
Umiditatea solului – o absorbție mai mare a metalelor se observă la niveluri mai ridicate de
umiditate a solului. Plantele produc, de asemenea, o biomasă mai mare la niveluri mai ridicate de
umiditate a solului, ceea ce sporește și mai mult cantitatea de metal extrasă din sol [Sheoran, 2016;
Poonia, 2016 ].

23

3.3. Fitoremedierea metalelor grele

Timpul de remanență al metalelor în sol poate fi de de ordinul miilor de ani, astfel încât
sunt necesare noi abordări tehnologice pentru a elimina excesul de metale toxice din mediu.
Cele mai frecvent menționate metale grele sunt cadmiul (Cd), cobaltul (Co), cromul (Cr),
cuprul (Cu), manganul (Mn), molibdenul (Mo), nichelul (Ni), plumbul (Pb), zincul (Zn). Acești
contaminanți nu pot fi degradați în mediu, spre deosebire de moleculele o rganice [James, 2015 ].
Declinul creșterii plantelor, precum și necroza frunzelor, scăderea vitezei de germinare a
semințelor, pierderea aparatului fotosintetic sunt cele mai frecvente dovezi vizuale ale stresului
creat de metale grele. Existența metalelor grele induce modificări structurale, biochimice și
moleculare în țesuturile și celulele plantelor. În plus, metalele grele interferează cu absorbția,
transportul, transpirația, metabolismul nutrienților și influențează absorbția metalelor esențiale
[Dubey , 2018 ].
Fitoremedierea metalelor grele în soluri utilizează specii de plante care sunt capabile de
absorbția și acumularea de contaminanți în țesuturile vegetale, nu numai în rădăcini, ci mai ales în
partea aeriană sau în lăstari. Pentru a îmbunătăți pro cesul de remediere este important să se
utilizeze specii de plante care pot acumula concentrații mari de metale grele cu efecte minore
asupra creșterii și dezvoltării lor sau hiperacumulatoarelor. În general, hiperacumulatorii sunt
specii de plante care ac umulează concentrații de metale grele în lăstari, la rate de 100 de ori mai
mari decât plantele non -hiperacumulatoare, fără un efect negativ semnificativ asupra creșterii și
dezvoltării acestora [Lee, 2013; Chirakkara, 2016 ].
În timpul fitoremedierii solu rilor contaminate, hiperacumulatorii sunt capabili să
acumuleze o cantitate mare de metale grele deoarece au mecanisme de sechestrare a metalului
puternic exprimate și, uneori, cerințe interne mai mari pentru metale specifice. Unele specii pot să
mobilizez e și să solubileze metale din forme mai puțin solubile decât speciile care nu sunt
hiperacumulatoare. Cu toate acestea, eficiența lor depinde și de tipul de metale grele. De exemplu,
diferite metale grele au modele variate de comportament și mobilitate în țesuturile copacilor: Cd,
Ni și Zn sunt mai ușor translocate la țesuturile aeriene, în timp ce Pb, Cr și Cu tind să fie imobilizate
și ținute în principal în rădăcini [Cameselle, 2016; Chirakkara, 2016 ].
Biorecuperarea metalelor din planta recoltată este un alt beneficiu posibil al fitoremederării
pentru îndepărtarea metalelor grele [Cameselle, 2016; Chirakkara, 2016 ].
Plantele iau metale grele din soluția solului în rădăcinile lor. După intrarea în rădăcini, ionii
de metale grele pot fi depozitați în răd ăcini sau translocați la lăstari, în principal prin vase de xilem,
unde sunt depuse în cea mai mare parte în vacuole. Vacuolele sunt organele celulare cu activități

24
metabolice scăzute. Sechestrarea metalelor grele în vacuole este una din modalitățile de a elimina
excesul de ioni metalici din cito sol și poate reduce interacțiunile lor cu procesele metabolice
celulare.
Întregul mecanism de fitoextracție a metalelor grele are cinci faze fundamentale:
mobilizarea metalelor grele în sol,
o absorbția ionilor meta lici de către rădăcinile plantelor ;
o translocarea metalelor acumulate de la rădăcini la țesuturile aeriene ;
o sechestrarea ionilor metalici în țesuturile vegetale ;
o toleranța metalică.
Toleranța față de toxicitatea metalelor este o condiție esențială pentru acumularea acestora
și, prin urmare, pentru fitoremediere. Mecanismele care reglementează toleranța la metale grele în
celulele plantelor sunt legarea de peretele celular, transportul activ al ionilor în vacuole și chelarea
prin inducerea peptidelor care l eagă metalul și formarea de complexe metalice [Ali, 2013 ].
Caracteristicile unice de remediere ale plantelor sunt ușor de ilustrat, strategii comune în
tratarea solurilor contaminate: 1) imobilizare, 2) îndepărtare, 3) distrugere. Îndepărtarea metalelor
toxice din sol contaminat se realizează atunci când ionii anorganici sunt captați de către rădăcina
plantei și translocate prin tulpină către partea supraterană a plantei.

3.4. Tipuri de plante testate pentru reținerea metalelor grele

Una dintre speciil e populare aplicate în fitoextracție este floarea soarelui (Helianthus
annuus) datorită creșterii sale rapide, a biomasei bogate și a rezultatelor pozitive în remedierea
radionuclizilor și a anumitor metale grele [Nikolić,2015, Stevović, 2015 ].
Cantitatea de metale grele din soluția de sol este principalul factor implicat în absorbția
metalelor de către plante. Solanum nigrum are capacitatea de a acumula anumite metale grele în
comparație cu alte plante medicinale. S -a raportat că acidul organic emanat din rădăcinile S.
nigrum, furnizează liganzi organici care la rândul lor modifică solubilizarea legaturilor de metale
grele și a solului. Două specii Solanum, adică hiperacumulatorul S. nigrum și non –
hiperacumulatorul S. lycopersicum, au fost comparate pentru capacitatea de absorbție și acumulare
a Cd. Diferența dintre ambele specii constă în abilitățile lor de absorbție a Cd, care se explică prin
rezultatele obținute prin faptul că pH -ul soluției de sol din S. nigrum a fost semnificativ mai mic
decât cel al S . lycopersicum datorită secrețiilor de acid organic ridicate din S. nigrum, care pot fi
implicate în cantități mai mari de absorbție a Cd de către această plantă. Solanum nigrum poate fi
utilizat pentru a remedia solurile contaminate cu metale grele, dar c oncentrații mai ridicate ale
anumitor metale grele sunt toxice pentru această plantă [Sajad, 2013 ]

25
Tutunul ( Nicotiana tabacum L.) este un hyperaccumulator Cd. Arabidopsis halleri,
Thlaspi goingingense și Sedum alfredii sunt hipoacumulatori de Zn, iar A. halleri , S. alfredii,
Thlaspi caerulescens și Thymus praecox sunt atât hyperacumulatori de Cd cât și Zn [ Liu, 2018;
Song, 2018 ].
Combinarea cu diferiți modificatori, cum ar fi microbii, agenții de chelatare și alte practici
agricole adecvate, ar putea spori capacitatea de fitoremediere a S. nigrum prin modificarea
proprietăților solului și a complexării metalelor grele, ceea ce le face mai puțin toxice [Ali, 2013 ]
În ultimii ani, au fost explorate plantele cu creștere rapidă, cum ar fi muștar indian
(Brassica juncea ), arbuști de salcie ( Salix spp .) și plop hibrid ( Populus spp .) pentru fitoextracția
metalelor grele. Aceste plante, deși nu sunt hiperaccumulatoare metalice, au un randament
semnificativ mai mare al biomasei aeriene și demonstrează o capaci tate de extracție globală
comparabilă [ Liu, 2018; Song, 2018 ].
Plantele Agrostis tenuis, Festuca rubra L., Gentiana pennelliana, Hyparrhenia hirta,
Zygophyllum fabago, Vossia cuspidate sunt candidați excelenți pentru fitostabilizarea solurilor
contaminate cu Pb, Zn, Cr și Cu. Fitostabilizarea s -a dovedit a fi eficientă pentru reducerea
mobilității Pb, As, Cd, Cr, Cu și Zn în solurile contaminate și stabilizarea siturilor metalifere
perturbate prin revegetare eficientă. Ea servește ca o strategie intermedia ră pentru atenuarea
riscurilor ecologice ale siturilor contaminate, în special pentru zonele care nu au vegetație
naturală din cauza concentrațiilor mari de metale. [Liu, 2018; Song, 2018 ].
Potențialul fitoextractor al unei specii de plante este determina t în principal de doi
factori cheie: concentrarea metalelor și dipersarea biomasei. Au fost testate două abordări
diferite pentru fitoextracția metalelor grele:
(1) Utilizarea hiperacumulatorilor care produc o cantitate relativ mai mică de biomasă
deasupra solului, dar acumulează în mai mare măsură metalele grele țintă,
(2) Aplicarea altor plante, ( Brassica juncea ), care acumulează metale grele țintă într -o măsură
mai mică, dar produc biomasă mai mult deasupra solului, astfel încât acumularea globală este
comparabilă cu cea a hiperacumulatorilor datorită producției de mai multă biomasă.
Utilizarea hiperacumulatoarelor va conduce la obținerea unei biomase bogate în
metale și cu un volum redus, care este economic și ușor de manevrat atât în cazul recuperării
metalelor, cât și al eliminării în siguranță. [ Ali și colab., 2013 ].

26
Capitolul IV

UTILIZAREA ORGANO -ZEOLIȚILOR ÎN DECONTAMINAREA
SOLURILOR

4.1. Structură și proprietăți

Zeolitul, cunoscut și sub denumirea de rocă, alcătuită din aluminosilicați, hidrați de calciu,
sodiu, potasiu, magneziu, mangan, etc. sau rocă ce fierbe, este descoperit de mineralogul suedez
Baron Alex Frederik Cronstedt în anul 1756 [Crontedt, 1756].
În contextul agricol actual una din priorități o prezintă practicarea unei agriculturi durabile,
unde zeolitul se poate utiliza pentru obținerea de randamente ridicate dar nu în ultimul rând pentru
menținerea sau îmbunătățirea calității solului.
Zeoliții au trei proprietăți principale, care sunt de mare interes pentru scopuri agricole:
capacitate ridicată de schimb cationic, capacitate mare de reținere a apei în canalele libere, mare
capacitate de adsorbție [Mumpton, 1999].
Aceștia sunt caracterizați de o structură cubică, în formă de fagure cu atomi de Al și Si
înconjurați de 4 atomi de oxigen, cu cavități largi sub formă de canale (între 20 -50 % din volumul
unui zeolit este reprezentat de goluri), care pot îngloba Na, Ca sau alți cationi, molecule de ap ă și
chiar mici molecule organice. Canalele sunt suficient de largi pentru a permite trecerea și a unor
ioni cu raza ionică mai mică decât a acestora. Ei fac parte, alături de feldspați din grupa
tectosilicaților. Zeoliții au structuri mult mai deschise și mai puțin dense decât alți silicați. Zeoliții
sunt minerale rare încărcate negativ, proptietate unică în regnul mineral [ Cruceanu, 1986].
Zeoliții îmbunătățesc, de asemenea, eficiența utilizării apei prin creșterea în sol a capacității
de reținere a apei și disponibilitatea sa către plante [Xiubin și Zhanbin 2001; Bernardi și colab.,
2010].
Aplicat la sol ca amendament, singur sau în combinație cu îngrășămintele chimice și
organice, și -a dovedit multitudinea de efecte benefice asupra însușirilor fizice, chimice si biologice
ale solurilor:
 îmbunătățește structura, porozitatea și permeabilitatea solurilor; pe solurile argiloase crește
permeabiulitatea solurilor, evitandu -se stagnarea apei;
 intensifică activitatea microbiană a solului;

27
 are o capacitate mare de reținere a apei; menține umiditatea în sol pe timp de secetă; aplicat
pe solurile nisipoase contribuie la reținerea apei pe care o cedează treptat plantelor pe
masură creșterii temperaturii, reducând efectele încălzirii climatice;
 prin elementele minera le conținute contribuie la aprovizionarea plantelor cu elemente
indispensabile proceselor de metabolism;
 crește capacitatea de schimb cationic, contribuind la o mai buna aprovizionare a plantelor
cu elemente nutritive;
 sporește eficiența îngrășămintelor cu eliberarea lentă a elementelor minerale, în special a
celor cu azot care se spală ușor în profunzimea solului, reducând pericolul de poluare a
apelor freatice;
 reduce pierderile de substanțe nutritive;
 este un activator al degradării naturale a materialel or ligno -celulozice, îmbunătățind
eficiența folosirii composturilor [Mumpton,1999].
Zeoliții au o serie de utilizări și beneficii în culturile de plante:
 fertilizator natural;
 supliment nutritiv pentru plante;
 eliminarea reziduurilor toxice din apele devăr sate;
 agent de scurgere (absorbția umidității și prevenirea blocajelor substanțelor uscate pe
liniile de producție);
 participă cu elemente chimice esențiale Si, Fe, Ca, Mg, Na, K, P, Cu, Zn, în procesul de
metabolism al plantelor;
 semințele au un procent d e germinare ridicat;
 dezvoltarea puternică a sistemului de rădăcini, mai ales în perioada de lăstari;
 controlul umidității în depozitele de semințe sau a recipientelor folosite pentru transportul
acestora (previne lipirea de suprafețele umede, instalarea mucegaiurilor, creșterea
larvelor);
 îmbogățirea îngrășământului natural prin caracterul lor bazic neutralizează aciditatea
excesivă a unor soluri;
 prin caracterul hidrofil, rețin cu ușurință apa în perioadele umede și o eliberează treptat în
perioada secet oasă;
 prin proprietățile de schimb ionic, stochează elemente active (macro și microelemente:
K+, Cu2+, Zn2+, Mn2+ etc.) pe care le eliberează lent în sol;
 prin proprietatea de adsorbție, stochează diverși compuși activi (insecticide, pesticide,
feromoni et c.) pe care -i eliberează controlat [Bernardi, 2010].

28
Aproximativ majoritatea tehnologiilor care utilizează zeoliții naturali pentru purificarea
solurilor se bazează pe proprietățile de schimb ionic și schimb cationic a zeoliților, prin care ionii
dizolvaț i pot fi îndepărtați din sol prin schimbarea cu cationi din structura zeolitului. Cei mai
comuni cationi care se găsesc în sol, având un efect negativ asupra sănătății umane și animale în
condițiile depășirii limitei maxim admise, sunt: NH4+, metale grele și de tranziție (Cu2+, Ag+ ,
Zn2+,, Cd2+, Hg2+, Pb2+, Cr3+, Mo2+, Co2+, Ni2+).
Sursele de poluare cu metale grele și de tranziție sunt foarte numeroase și diverse. Din
acest punct de vedere cele mai poluatoare industrii sunt: industria galvanică, industria de procesare
a materialelor fotografice, apele rezultate din procesul de arghisire a pieilor, industria metalurgică,
industria minieră.
Importanța economică a tufurilor zeolitifere și a rocilor argiloase, bazată pe proprietățile
lor chimice și fizico -mecanice, a fost demonstrată de o multitudine de cercetători din România și
din străinătate. Tufurilor zeolitizate au un areal imens de utilizare: agricultură, zootehnie, industria
chimică și farmaceutică, procese de depoluare a apei, aerului și solului etc. Tufurile zeolitifere, cu
predilecție cele bogate în clinoptilolit, au fost astfel denumite “pietre ale viitorului” și interesul
studierii ocurenței și proprietăților acestora a crescut simțitor [Bernardi, 2010].

4.2. Utilizarea organo -zeolților

4.2.1. Utilizarea în remediere
Creșterea poluării solului cu metale grele reprezintă una dintre principalele probleme a
agriculturii moderne. Creșterea acumulării de metale grele în sol este intens influențată de
activitatea umană și de evoluția relativă a industriei și de utilizarea irațională a îngrășămintelor.
Metalele grele pot persista în sol chiar și sute de ani, ceea ce este asociat cu riscul includerii
lor într -un lanț alimentar. Metodele de prevenire a degradării chimice a solurilor sunt complexe ș i
depind de mulți factori. Factorul principal care determină solubilitatea metalelor grele în sol este
pH-ul scăzut. Acest aspect se explică prin dizolvarea lentă a oxizilor de fier, aluminiu și mangan
și eliberarea metalelor grele din mineralele primare ș i secundare în medii acide [Karczewska,
2002]. Un prim factor deosebit de important care determină reținerea ionilor de metale grele este
capacitatea de absorbție a solurilor, care este determinată de numărul și calitatea complexului de
absorbție a solului .
Preocuparea constantă pentru puritatea solului și necesitatea de a restabili proprietățile sale
inițiale ne -au obligat să căutăm metode noi și alternative de curățare a solului. Se folosesc zeoliți
naturali și sintetici printre alți aditivi [Leggo și c olab., 2006] reducerea biodisponibilității metalelor

29
grele în sol. Efectul benefic al zeolitului asupra pH -ului și creșterea capacității de absorbție a
solului au făcut obiectul unor studii de mulți ani.
Utilizarea zeoliților în soluri acide determină o c reștere a pH -ului, care afectează în mod
semnificativ reducerea solubilității metalelor grele și biodisponibilitatea plantelor. Cu excepția
reacțiilor de schimb de ioni, creșterea pH -ului promovează absorbția metalelor grele pe suprafața
zeolitului și prec ipitarea oxizilor [Wei -Yu și colab., 2009].

4.2.2. Utilizarea zeolților în agricultură
Zeoliții naturali și sintetici, datorită proprietăților lor fizico -chimice unice, au găsit o
aplicare largă în multe sectoare legate de agricultură. Acestea sunt utili zate din ce în ce mai mult
în producția de îngrășăminte minerale cu eliberare lentă și ca bariere mecanice pentru protecția
plantelor. Unul dintre principalele avantaje ale utilizării aditivului de zeolit în îngrășăminte este
efectul benefic al reținerii d e nutrienți în sol [Anonimo, 2004].
Nutrienții sunt eliberați treptat, nu numai în primul an al sezonului de creștere, ci și în al
doilea sau în anii următori. Cei mai importanți nutrienți, necesari pentru creșterea și dezvoltarea
corectă a plantelor, sun t azot, potasiu, calciu și magneziu. Acestea afectează nu numai
dimensiunea culturii, ci și calitatea acesteia. Zeoliții au capacitatea de a reține nutrienții în sol, care
sunt ușor și treptat dedureți. Aceasta permite utilizarea unor doze mai mici de îngrășământ, care
este asociată cu o reducere a costurilor de producție a culturilor [Deluca DK, 1997].
Adăugarea de zeoliți la îngrășământ are un impact deosebit de mare asupra conținutului de
asimilare a formelor de azot în sol, în special pe solurile n isipoase și ușoare [Polat și colab., 2004].
Producția de îngrășăminte pe bază de zeolit, constă în încălzirea zeolitului cu precizie până la
4000C. În acest timp apa conținută în vaporia de zeolite se înlocuiește cu uree (17% din greutate).
Ureea, captată în zeolite, necesită o transformare lentă a ionilor de amoniu, cee ace determină
eliberarea lentă a azotului în plante [Kowal, 2009].
Un alt avantaj al zeoliților este capacitatea lor de hidratare și rehidratare, care poate avea
un impact semnificativ asu pra menținerii unui echilibru adecvat al apei în sol și de a preveni
uscarea solurilor și a substraturilor similare solului. Datorită porozității mari, zeolitul poate stoca
cantități destul de mari de apă. Acest aspect fiind unul deosebit de important în t impul perioadelor
în care se înregistrează un deficit mare de apă. Seceta, contribuie în mod semnificativ la reducerea
producției agricole, în special în timpul creșterii active [Phillips, 2006]. Utilizarea zeolitului în
perioadele de secetă are un efect s emnificativ asupra producției de ulei esențial de mentă
[Ghanbari, 2013; Ariafar, 2013].
O aplicare interesantă a zeoliților este producerea de agenți antibiotici. Acestea sunt
obținute prin introducerea ionilor de Ag+ în structura zeolitului. Activitatea antibacteriană

30
desfășurată se datorează unei eliberări lente de oxigen activ. Studiile au demonstrat eficacitatea
împotriva bacteriilor precum Pseudomonas aeruginosa , Escherichia coli , Staphylococcus aureus
[Yoshihiro și colab., 2002].
Zeoliții sunt utilizați, de asemenea, ca aditiv alimentar pentru hrana animalelor. Acestea
contribuie la neutralizarea parțială a efectelor adverse ale micotoxinelor din furaje. Acțiunea
zeolitului se desfășoară în principal în tractul g astrointestinal; constă în detașarea micotoxinei din
particule furajere și în absorbția acesteia. Apoi este eliberat cu materii fecale. Adăugarea de zeolit
natural la amestecuri de furaje cu doză redusă de aproximativ 1 -2% afectează funcții foarte
importan te care nu sunt încă înregistrate de alți compuși naturali [Rehakova șicolab., 2004].
Utilizarea zeolițlor naturali, imbogățiți cu NH 4 (prin schimb de cationi sau produs „uzat”
al proceselor de purificare a apelor reziduale) ca corecție a solurilor și a substraturilor conduce la:
creșterea retenției de apă, a permeabilității și a gradului de aerare a solurilor, a capacității de
schimb ca tionic, solubilizarea fosfaților tricalcic, neutralizarea acidității excesive și reducerea
asimilării cu culturi de elemente nocive (Pb, Cd) și radiogenice (Cs, Sr), reducerea scăzută, dar
semnificativă, dar semnificativă a intensității intervalului de tem eperatură a solului, reducerea
semnificativă a salinității apei irigate.
Cantitatea optimă de zeolit care trebuie aplicată ca corecție variază în funcție de tipul de
sol: 1 – 2 kg/m2 în soluri cu componenta de nisip predominantă; 2 – 4 kg/m2 în soluri în care
predomină componența argiloasă sau lutoasă.
„De o importanță economică și de mediu fundamentală este faptul că odată introduse pe
teren, zolitele formează o parte integrantă și indestructibilă și, prin urmare, au întotdeauna
posibilitatea de a -și realiza efectele pozitive specifice, cu avantaje remarcabile, sunt de mediu
(reducerea poluării cu nitrați a sistemului hidrologic și acumularea de săruri în sol) și economic
(creșterea calității producției; economii în utilizarea apei și a îngrășămintelor ).”

4.3. Influența organo zeoliților asupra speciilor de plante

Zeoliții au aplicabilitate pe o scară mare, influențând creșterea și dezvoltarea speciilor de
plante. Studiile efectuate au arătat că zeoliții pot influența: crestere progresivă a proporției
butașilor înrădăcinați și greutatea în stare proaspătă a rădăcinilor.

4.3.1. Influența asupra plantațiilor de Glycine max
Nivelul producției la soia (Glycine max) prezintă variații mari de la un an la altul, în medie
în anul experimental 2013 producția a fost de peste 1 t/ha, iar în anul 2014 în medie producția a

31
depășit 3 t/ha, fiind influențată în sens pozitiv de aplicarea cantități egale de uree + zeolit (V4),
dar diferențele dintre doze s -au accentuat în anul climatic mai favorabil.
Analizâ nd datele obținute asupra producției în cei doi ani experimentali (2013 -2014),
putem observa faptul că se constată diferențe foarte semnificative (p<0.001) la nivelul tuturor
variantelor. Explicația faptului că soia a avut un spor de producție în anul 2014 cu peste 2 t/ha față
de anul 2013, poate să rezulte din prezența zeolitului, în condițiile de temperatură ridicată și
datorită precipitațiilor foarte scăzute în lunile de vară a acestui an [Bohlool și colab., 1992].
Perioada critică pentru apă se înregis trează în fazele de formare a organelor de reproducere,
înflorire, dar mai ales în perioada de formare și umplere a semințelor, faze care calendaristic se
încadrează de obicei între 10 -15 iunie și 15 -20 august. Insuficiența apei în această perioadă duce
la căderea florilor și păstăilor, formarea de semințe mici, ceea ce în final duce la obținerea unei
producții mici, redusă până la jumătate [Muntean și colab., 2008].
Literatura de specialitate confirmă că plantele de soia sunt foarte sensibile la condițiil e de
mediu, cum ar fi condițiile climatice: radiații solare, temperatura și cantitatea de precipitații;
precum și la condițiile de sol: secetă, exces de apă, pH, fertilitatea solului, nutriție minerală
[Bohlool și colab., 1992].
În anul 2013 cel mai mare spor de producție s -a înregistrat la variantă (V4) și (V2) la
aplicarea în proporție egală de uree și zeolit + uree, producția fiind de 1.39 t/ha. În anul 2013, la
niciuna dintre variantele experimentale nu s -a înregistrat creșteri ale valorilor respirație i solului.
Dar, în anul 2014 la aplicarea a 175 kg/ha zeolit + 25 kg/ha NP20:20 (V8) s -a constatat o creștere
a respirației solului de 15.49 g/m2/h. Profilul comunității microbiologice la soia prezintă diferențe
între tratamentele aplicate; acizii carboxilici prezintă valorile cele mai ridicate ca răspuns al
comunității microbiologice aproape la toate variantele, valorile cele mai mari sunt în cazul acidului
α-ketoglutaric (5.28 μg CO 2-C/g/h) și a acidului citric (4.18 μg CO 2-C/g/h) la aplicarea de uree +
zeolit.
Actinomicetele (acid α -ketoglutaric) sunt grupul dominant al rizosferei plantelor de soia
fertilizate cu uree și zeolit, la valori reduse ale zeolitului apărând o dublă dominanță actinomicete –
cianobacterii (acid α -ketoglutaric – acid citric ) [Somasegaran, 1975; Hoben, 1985].

4.3.2. Influența asupra plantelor de Zea mays
Din studiile efectuate se constată că cele mai mari sporuri de producție pe parcursul celor
doi ani experimentali (2013 -2014) se obțin la varianta (V4) la aplicarea unei cantități egale de
100 kg/ha uree + 100 kg/ha zeolit, cu un spor de 4.71 t/ha în anul 2013, respectiv 8.31 t/ha în
anul 2014 [Cociu, 2012].

32
Din cei doi ani de experimentare (2013 -2014), condițiile climatice ale anului 2014, au făcut
ca în acest an să se o bțină cele mai ridicate producții. Evoluția generală a temperaturii în timpul
perioadei de vegetație a anului 2013, a urmat îndeaproape media anuală, dar lunile iulie și august
au fost caracterizate ca secetoase cu temperaturi care au depășit de multe ori temperatura medie
normală. De asemenea, din totalul precipitaților mai ales în a doua jumătate a perioadei de
vegetație au fost înregistrate abateri puternice față de valoarea medie a lunilor iulie și august.
Explicația faptului că producția de porumb a a vut un spor de producție în anul 2014 cu
peste 2 -4 t/ha față de anul 2013, poate să fie legată de condițiile de temperatură ridicată și a
precipitațiilor foarte scăzute în lunile de vară a acestui an. Condițiile meteorologice, cum ar fi
evoluția temperatur ii și precipitațiilor sunt principalii factori care influențează variabilitatea
producției agricole de la an la an [Cociu, 2012].
Diferențele mari de producție de la an la an și sporurile de producție raportate la unitatea
de substanță activă atestă influ ența anilor (cu efecte climatice) asupra eficienței aplicării
îngrășămintelor minerale + zeolitul la porumb. Din acest punct de vedere doar rezultatele anului
2014 pot fi concludente unei analize tehnice și economice corecte [Sfechiș, 2015].
Prin comparar ea rezultatelor înregistrate pe parcursul celor doi ani de activitate, prin
aplicarea tratamentelor se remarcă că evoluția respirației solului înregistrează valori deosebit de
crescute ale respirației solului în primul an de studiu, rezultatele înregistrân du-se în urma aplicării
unei cantități egale de uree + zeolit. Tratamentele cu zeolit, dar mai ales zeolit + uree, în cazul
comunități microbiene din sol la cultura de porumb poate determina unele diferențe semnificative,
fiind în mod evident influențată ș i de condițiile climatice.
Producțiile cele mai mari obținute în cei doi ani experimentali sunt legate de fertilizarea
eficientă din punct de vedere economic și ecologic. Aceasta este cea mixtă, bazată pe cantități
moderate de uree și zeolit (V4), în anul 2013 obținându -se o producție de 4.71 t/ha, iar în anul
2014 o producție cu aproape jumătate mai mare 8.31 t/ha. Intensitatea activității biologice a solului
exprimată prin valori ale respirației solului este influențată pozitiv de aplicarea egală de zeol it și
uree în V4 (50 kg/ha zeolit + 50 kg/ha uree).
La porumb, cea mai bună variantă de fertilizare include cantități egale de zeolit și uree (100
kg/ha + 100 kg/ha), având capacitatea de menținere a comunității microbiene la un nivel ridicat de
eficienț ă odată cu echilibrarea proceselor de fixare a azotului în mod nesimbiotic și cele de
denitrificare. Testul de analiză cu substraturi de carbon (MicrorespTM) a permis detectarea
schimbărilor în diversitatea funcțională microbiană la aplicarea zeolitului în amestec îngrășăminte
minerale (uree și îngrășământ complex NP20:20) [Sfechiș, 2015].

33
4.3.3. Influența asupra plantelor de Hordeum distichon
Comparând cei doi ani experimentali (2013 -2014) putem observa că producția obținută de
Hordeum distichon la varianta (V1) martor în anul 2013 prezintă diferențe mai mici semnificative
cu peste 1 t/ha față de variantele la care s -au aplicat tratamente (V2 -V5) care arată un spor de
producție până la 5.79 t/ha în anul 2014. Același fenomen se poate observa și l a aplicarea zeolitului
simplu (V3) în anul 2013, producțiile obținute la această variantă (4.11 t/ha) fiind sub nivelul
tuturor variantelor din 2014 [Sfechiș, 2015].
În ambii ani de experimentare (2013 și 2014) cele mai bune sporuri de producție de peste
5 t/ha se obțin la varianta la care au fost adăugat ureea până la 70% în amestec cu zeolit până la
30% (V5), precum și aplicarea ureei unilateral până la 150 kg/ha (V2), dar și la varianta (V4) la
aplicarea unei cantități egale de uree + zeolit.
Varianta tratată doar cu zeolit (V3) prezintă o valoare a respirației de 7.01 g/m2/h în anul
2013 și o reducere până la 4.70 g/m2/h în anul 2014, ceea ce indică o stabilizare a dinamicii
respirației datorată acestui tip de fertilizant neconvențional, cum este zeoli tul [Șandor și Opruța,
2012]. Aplicarea tratamentelor diferențiate a determinat modificări diferite la nivelul profilului
comunității microbiologice [Sfechiș, 2015].
Tratamentul cu 30% zeolit + 70% uree (V5) la cultura de orzoaică de primăvară determină
un efect pozitiv asupra comunității microbiologice. O gamă largă de surse de carbon au fost
metabolizate de microorganismele care se găsesc în acest tip de sol (amino zaharul, aminoacizi cu
excepția L -argininei, toate zaharurile neutre și acizi carboxilici ).
Modificările în activitatea și diversitatea microorganismelor din sol pot reflecta schimbări
în calitatea solului. Utilizarea surselor de carbon de către microorganismele din sol și modificarea
structurii comunității microbiene sub influența plantelor este utilă pentru o mai bună înțelegere a
funcțiilor solului și pentru dezvoltarea agroecosistemelor durabile [Das, 2013; Chakrabarti, 2013].
Aplicarea unui tratament cu uree + zeolit este deosebit de eficient, asigurând sporuri de
producție de peste 5 t /ha în cei doi ani experimentali (2013 și 2014). Indiferent de condițiile
climatice, aplicarea a 150 kg/ha uree (V2), asigură sporuri semnificative de producție de peste 5
t/ha.
Însușirile microbiologice precum respirația solului la cultura de orzoaică pr ezintă
variabilitate sub influența factorilor studiați, totuși se remarcă faptul că zeolitul aplicat unilateral
menține echilibrul comunității microbiene, iar aplicat cu 70% uree are un efect de diminuare a
respirației solului. Testul de analiză cu substra turi de carbon (MicrorespTM) a permis detectarea
schimbărilor în diversitatea funcțională microbiană la aplicarea zeolitului în amestec îngrășăminte
minerale (uree).

34
Tratamentul cu 30% zeolit + 70% uree (V5) la cultura de orzoaică de primăvară determină
un efect pozitiv asupra comunității microbiologice. O gamă largă de surse de carbon au fost
metabolizate de microorganismele care se găsesc în acest tip de sol (amino zaharul, amino acizi
cu excepția L -argininei, toate zaharurile neutre și acizi carboxilici ) [Sfechiș, 2015].

35
Capitolul V
STUDIUL RĂSĂRIRII ȘI CREȘTERII PLANTELOR PE STERILUL DE
FLOATAȚIE ȘI AMESTECURILE CU PĂMÂNT ȘI ORGANO -ZEOLIT

5.1. Materiale și metode

5.1.1. Materialul biologic studiat
Pentru experiment au fost selectate două specii aparținând unor categorii diferite de plante.
Din categoria monocotiledonatelor, experinețele au fost efectuate pe Lolium perenne, iar din
categoia dicotiledonatelor experiențele au fost realizate pe Lactuca sativa . Speciile selecționate au
o capacitate crescută și uniformă de germinație.
Pentru fiecare specie a existat un lot martor și patru variante experimentale. Pentru varianta
martor s -a folosit pământ fertil -pământ universal de flori, iar în cazul varia ntelor experimentale s –
a folosit steril de floatație și amestecuri de steril de floatație cu pământ și material organo -zeolitic.
Pentru fiecare variantă experimentală au fost folosite 50 de semințe. Iarbă de gazon –
Lolium perenne , ambalată în 6.2020, expi ră la 06.2023. LOT 9EV0262 -9SMO01 Produsa de SC
EVERDE SRL.
Salată – Lactuca sativa ambalată în 19.2020, expiră 11.2024. LOT 267301 Produsa de SC
AGROSEL SRL.

5.1.2. Condițiile experminatului
Au fost rerealizate experimente cu semințe semănate pe substraturi cu compoziție diferită.
Semințele au au fost numărate și introduse, timp de 5 minte, în alcool etilic pentru dezinfectare.
Atât pentru Lactuca sativa cât și pentru Lolium perenne a fost realizat semănatul a 50 de
semințe în cele cinci variante de substraturi.
Amestecurile folosite în testele de germinație au fost realizate din următoarele materiale:
– steril de flotație , probă medie, recoltat de la 0 -20 cm din plaja iazului Bozânta;
– pământ fertil -pământ universal de flori, cu următoarele caract eristici agrotehnice, indicate
de producător: elemente ușor accesibile plantelor, conținut ridicat de materie organică,
capacitate mare de reținere a apei. Compoziția chimică: 200 -400 mg \l N-azot solubil,
CaCl 2, 200 -500 mg \l P2O 5- fosfor solubi l (CAL), 3 00-500 mg \l K 2O – potasiu solubil
(CAL).

36
– material organo -zeolitic , obținut după metoda Leggo (2004), amestecul are la origine tuf
vulcanic din Bârsana (67,86% -SiO 2; 12,16% Al 2O3; 0,10% -FeO; 0,12% -Fe2O3; 0,24% –
MgO; 2,99% -CaO; 0,98% -Na2O; 2,51% -K2O; 0,009% -TiO 2; 0,01% -Cr2O3), măcinat,
compostat cu deșeuri de la o crescătorie de păsări, în raport 1:2. Compoziția amestecului
organo -zeolitic utilizat în experimentul de față a avut următoarea compoziție: C org. 5,01%;
humus 8,64%; N t 0, 989%; P 4,968% mg*k g-1; K 1,0046 mg*kg-1; C\N 5,9, pH 9,17.
Materialul organo -zeolitic a fost utilizat de Damian și colab. (2013) în experiențele de
imobilizare a metalelor grele în solurile poluate cu metale grele de la Baia Mare și Zlatna.
Variantele experimentale sunt pre zentate în tabelul 5.1.
Tabelul 5.1.
Compoziția variantelor experimentale
Varianta
de lucru Pământ
fertil Steril de
floatație Organo –
zeolit pH Eh (mV) Aer%
1-martor 500 – – 5,33 128 33
2-test – 500 – 4,50 165 21
3-test – 425 75 4,26 179 25
4-test 75 425 – 5,12 130 24
5-test 75 350 75 4,84 146 23

Raporturile de amestec pentru variante au fost următoarele:
– Varianta 1 – pământ fertil 100%;
– Varianta 2 – steril de flotație 100%;
– Varianta 3 – steril de flotație 85%; organo -zeolit 15%;
– Varianta 4 – steril de flotație 85%; pământ fertil 15%;
– Varianat 5 – steril de flotație 70%; pământ fertil 15%; organo -zeolit 15%.
Amestecurile pregătite pentru însâmânțare au fost așezate câte 500 g în ghivece și au fost
umectate cu apă de robinet timp de 24 h pentru o uniformiz are a acestuia.
Experimentul de germinare s -a desfășuart în perioada 1 7.06 – 01.07.2020 în condiții de
temperatură 22 -250C, umiditatea relativă a aerului fiind 38,30%, iar fotoperioada de 10 -12 ore.

5.2. Rezultate și discuții

5.2.1. Germinarea și crește rea plantulelor de Lolium perenne
În tabelul 5.2 sunt prezentate rezultatele obținute în experiențele martor și test pe parcursul
celor 14 zile de monitorizare a creșterii plantulelor de Lolium perenne .

37

Tabelul 5.2.
Germinarea semințelor de Lolium perenne
Nr.zile Număr semințe germinate
Varianta V1-P V2-S V3-S+P V4-S+O V5-S+O+P
3 0 0 0 0 0
5 20 0 0 0 0
7 20 0 0 0 0
9 22 0 0 1 0
11 27 0 0 2 0
14 27 0 0 2 0
G**(%) 54 0 0 4 0
V1:P-Pământ
V2:S-Steril
V3:S+P -Steril+Pământ
V4:S+O -Steril+Organo -zeolit
V5-S+O+P – Steril+Organo -zeolit+Pământ
G**(%) -semințe germinate după 14 zile

În varianta martor V 1 au germinat 54% din semințele semănate (fig. 5.1).

Fig. 5.1. Dinamica procesului de germinație, în variantele martor și test, pentru specia Lolium
perenne

Dintre variantele test în V 4, cu amestec steril -organo -zeoilt, au germinat și s -au dezvoltat
4% din semințe. În variantele V 2, V 3 și V 5 (steril, steril+pământ, respectiv steril+organo –
zeolit+pământ) germinația a fost inhibată total.

0102030405060
3 5 7 9 11 14 G**(%)Semințe germinate (%)Număr zile de germinațieLolium perenne
Număr semințe germinate V 1-P Număr semințe germinate V 2-S
Număr semințe germinate V 3-S+P Număr semințe germinate V 4-S+O
Număr semințe germinate V 5-S+O+P

38
5.2.2. Germinarea și creșterea plantulelor de Lactuca sativa
Din rezultatele pentru Lactuca sativa (tabelul 5.3) se observă că în varianta martor, cu
semințe semănate pe pământ fertil, au germinat și ș -au dezvoltat 62% din semințe.
Tabelul 5.3.
Germinația semințelor de Lactuca sativa
Nr.zile Număr semințe germinate
Varianta V1-P V2-S V3-S+P V4-S+O V5-S+O+P
3 13 0 0 0 0
5 21 0 0 0 0
7 24 0 0 0 0
9 29 0 0 0 0
11 31 0 0 0 0
14 31 0 0 0 0
G**(%) 62 0 0 0 0

V1:P-Pământ
V2:S-Steril
V3:S+P -Steril+Pământ
V4:S+O -Steril+Organo -zeolit
V5-S+O+P – Steril+Organo -zeolit+Pământ
G**(%) -semințe germinate după 14 zile

În varianta martor V 1 au germinat 62% din semințele semănate (fig. 5.2).

Fig. 5.2 . Dinamica procesului de germinație, în variantele martor și test, pentru specia Lactuca
sativa

În variantele V 2, V 3, V 4, V 5, în care sterilul este în amestec cu pământ și organo -zeolit,
germinația semințelor a fost inhibată total, rezultatul fiind 0%. 010203040506070
3 5 7 9 11 14 G**(%)Semințe germinate (%)Numărul zilelor de germinațieLactuca sativa
Număr semințe germinate V 1-P Număr semințe germinate V 2-S
Număr semințe germinate V 3-S+P Număr semințe germinate V 4-S+O
Număr semințe germinate V 5-S+O+P

39

Fig. 5.3 . Ghivecele după semănarea semințelor de Lactuca sativa și Lolium perenne

Fig. 5.4 . Plantulele de Lactuca sativa și Lolium perenne după 7 zile de la germinație

Fig. 5.4. Plantulele de Lactuca sativa și Lolium perenne după 14 zile de la germinație

40
5.2.3. Determinarea creșterii plantulelor de Lolium perenne
În tabelul 5.4 sunt prezentate valorile organelor vegetative (rădăcină, tulpină) la Lolium
perenne după 14 zile de la germinație în proba m artor cu pământ fertil.
Tabelul 5.4.
Dimensiunile plantulelor de Lolium perenne la 14 zile de la germinare în proba martor

În tabelul 5.5 sunt prezentate dimensiunile plantulelor de Lolium perenne crescute în vase
de germinație Linhard după 14 zile.
Tabelul 5.5
Dimensiunile plantulelor de Lolium perenne în vasele de germinație Linhard

Valoarea medie a plantulelor de Lolium perenne în varianta cu pământ vegetal a fost de 14,04 cm
în timp ce valoarea medie a tulpinii a fost de aproximativ 12 cm, iar a rădăcinii de 1,5 cm.
Valoarea medie a plantulelor crescute în vasele de germinație de tip Linhard a fost de 12,31
cm. Compozitia pămâ ntului vegetal a permis dezvoltarea rapida a plantulelor.
Planta Diumensiunea totală a
plantei (cm) Dimensiunea
tulpinii (cm) Dimensiunea
rădăcinii (cm)
1. 15,6 14 1,5
2. 13 12 1
3. 14,5 13,5 1
4. 13,8 13 0,8
5. 14,1 12,6 1,5
6. 12,7 11,8 0,9
7. 14,1 12,5 1,6
8. 16 14 2
9. 17 14,6 2,4
10. 9,6 8,2 1,4
Media 14,04 12,62 1,41

Planta Diumensiunea totală a
plantei (cm) Dimensiunea
tulpinii (cm) Dimensiunea
rădăcinii (cm)
1. 9,6 7,2 2,4
2. 12,4 6,4 6
3. 12 7,5 4,5
4. 14,5 8 6,5
5. 12,8 6,3 6,5
6. 12,5 6,5 6
7. 11 7 4
8. 12,8 7,3 5,5
9. 13,5 8,5 5
10. 12 6,5 5,5
Media 12,31 7,12 5,19

41

Fig. 5.5 Dinamica creșterii plantulelor de Lolium perenne în variantele cu pământ vegetal
și în vase de germinație

Fig. 5.6. Plantulele de Lolium perenne la 14 zile de la germinație în variantele cu
pământ vegetal și în vase de germinație

1111.51212.51313.51414.5
Media de creștere în pământul vegetal Media de creștere în vasele de germinație Determinarea creșterii plantulelor de Lolium perenne

42
5.2.4. Determinarea creșterii plantulelor de Lactuca sativa
În tabelul 5.5 sunt prezentate valorile pe care le -au înregistrat organelor vegetative
(rădăcină, tulpină) la Lactuca sativa după 14 zile de la germinație în proba martor în care s -a
utilizat ca substrat pământ fertil.
Tabelul 5.5.
Dimensiunile plantulelo r de Lactuca sativa la 14 zile de la germinare în proba martor cu pământ
vegetal

Planta Dimensiunea totală a
plantei (cm) Dimensiunea
Tulpinii (cm) Dimensiunea
rădăcinii (cm)
1. 7,1 5,9 1,2
2. 8 6,8 1,2
3. 7,9 6,6 1,3
4. 7,6 5,3 2,3
5. 7 6,1 0,9
6. 6,9 5,5 1,4
7. 6,5 6 0,5
8. 7,2 5,9 1,3
9. 7,6 5,5 2,1
10. 8,1 7 1,1
Media 7,39 6,06 1,33

Plantulele de saltată ( Lactuca sativa ) au înregistrat o medie de creștere în varianta cu
pământ vegetal de 7.39. În următorul tabel sunt redate valorile plantulelor crescute în vasele de
germinație.
Tabelul 5.6
Dimensiunile plantulelor de Lactuca sativa la 14 zile de la germinare în proba crescută în vasele
de germinație
Planta Dimensiunea totală a
plantei (cm) Dimensiunea
tulpinii (cm) Dimensiunea
rădăcinii (cm)
1. 4,5 4,1 0,4
2. 5,6 4,6 1
3. 5 4,3 0,7
4. 5,2 3,9 1,3
5. 5,5 5,1 0,4
6. 6 4,4 1,6
7. 4,5 3,9 0,6
8. 5,6 5,2 0,4
9. 5,1 5 0,5
10. 4,2 3,9 0,3
Media 5,12 4,44 0,72

In figura 5.7 sunt prezentate grafic rezultatele din tabel.

43

Fig. 5.7. Dinamica creșterii plantulelor de Lacuca sativa în variantele cu pământ vegetal și
vasele de germinație

Fig. 5.8 . Plantulele de Lactuca sativa la 14 zile de la germinație în variantele cu pământ vegetal
și varianta crescută în vasele de germinație

7.39
5.12
012345678
Media de creștere în proba cu pământ
vegetalMedia de creștere în vasele de germinație
LinhardtDeterminarea creșterii plantulelor de Lactuca sativa

44
Pentru procesele de creștere, plantele au nevoie de macroelemente primare (C, H, O, N, P,
K), macroelemente secundare (S, Ca, Mg) și microelemente (Fe, Mn, Zn, Cu, Mo, Co).
Azotul din compoziția solului asigură procesele de creștere. Acesta ajută la form area
proteinelor în plantă și stimulează creșterea tulpinii și a frunzelor.
Fosforul are un rol important de regulator în procesul de respirație și de transport de
energie, contribuind la absorția mai multor elemente nutritive . Fosforul sporește rezistența
plantelor la secetă, stimulează creșterea sistemului radicular, contribuie la formarea recoltelor
înalte de calitate superioară. Insuficiența nutriției cu fosfor, îndeosebi în primele perioade de
vegetație, influențează negativ toate procesele metabolice de creștere și dezvoltare a plantelor.
Unica sursă de nutriție a plantelor cu fosfor, spre deosebire de azot, o constituie solul.
Potasiul reprezintă un component de bază al țesuturilor cu metabolism intens și creștere
rapidă. Acesta influențează într -un mod favorabil sinteza azotului. Calciul asigura rezistenta
mecanica a țesuturilor și turgescenta celulara, fiind implicat și țn procese fiziologice cum ar fi
circuitul apei și al sărurilor prin pereții celulari.
Sulful , stimulează formarea în sol a compu șilor organici și a vitaminelor necesare pentru
creșterea plantelor. Deficitul de sulf apare în solurile acide, nisipoase și slab ventilate, compacte.
Magneziul are un rol deosebit de important în procesul de fotosinteză. Magneziul este unul
din responsab ilii regimului hidric al plantei, respectiv component enzimatic în circulația fosforului
și al carbohidraților.
Cuprul are rol în respiratia plantelor, în fotosinteză, în sinteza proteinelor, în regimul
hidric, în procesul de asimilare, în sinteza lignine i, în rigidizarea peretelui celular, în formarea
rezistenței la factorii patogeni și toleranța la secetă.
Fierul este un microelement esențial în procesele de respirație, metabolism, fotosinteză și
de sinteză a proteinelor în plante.
Zincul este un micro element esențial pentru plante, activator enzimatic și component
enzimatic determinant, joacă un rol important în diviziunea celulară, în sinteza proteinelor și în
producerea auxinei. Mobilitatea în sol este redusă, odată cu scăderea pH -lui are tendință
crescatoare.
Clorul este un element prezent în toate plantele. Plantele superioare îl iau din sol prin
sistemul radicular și din atmosferă în strea gazoasă, prin stomatele frunzelor.
Borul este un microelement esențial. Joacă un rol de bază în absorbția nu trienților, în
transportul carbohidraților și a altor asimilate, în germinație, în formarea țesuturilor radiculare și
țesuturilor conducătoare, respectiv a florilor și fructelor. Solurile nisipoase, sărace în coloizi, cele
cu conținut ridicat în săruri și cu pH ridicat sunt sărace în bor, adesea chiar cu conținut critic în
acest element. Din solurile alcaline, planta nu poate absorbi borul transformat în compuși

45
nesolubili. Seceta impiedică fluxul de bor și de molibden, carența acestor doua elemente apare
predominant pe părțile cele mai tinere ale plantei [Dobrotă, 2010].
În urma experimentelor, se evidențiază faptul ca plantulele de salată ( Lactuca sativa ) și
iarbă de gazon ( Lolium perenne ) au avut un indice de germinație și o creștere a organelor
vegetativ e, rădăcină și tulpină, mai crescut în varianta martor cu pământ vegetal (Fig. 5.9).

Fig. 5.9. Media de creștere a plantulelor de Lolium perene și Lactuca sativa

Compoziția și tipul solului joacă un rol deosebit de important în dezvoltarea și creșterea
semințelor. Mineralele prezente în compoziția substratului de germinație ajută și sporesc procesele
fiziologice de aprovizionare a plantei. Plantele verzi absorb în mod predominant substanțele
minerale, din care, prin asimilație clorofiliană, sun t sintetizate substanțele organice.
Proporția cantitativă a elementelor chimice din corpul plantelor variază, iar acestea sunt
împărțite convențional în macroelemente, a căror cantitate variază între 0,01 și 10% din substanța
uscată, microelemente, a căro r cantitate variază între 0,00001 și 0,001% din substanța uscată și
ultramicroelemente, a căror cantitate este mai mică de 0,00001% din substanța uscată.
Multe macroelemente sun absolut necesare pentru creșterea și dezvoltarea normală a
plantelor. Azotul este un elemnt plastic. El intră în structura nucleoproteinelor, lipoproteinelor din
citomembrană, în structura apoenzimelor, a hormonilor vegetali, a pigmenților fotosintetici.
Fosforul este absorbit din mediu sub formă de PO3-, ajunge în celulă fără a s uferi modificări și
intră în compoziția unor compuși organici de mare însemnătate fiziologică. El participă la
alcătuirea fosfolipidelor din protoplasmă și nucleu.
19%
13%
37%
31%Medie creștere Lolium perenne și Lactuca sativa
Media creșterii plantulelor de
Lactuca sativa în proba
martor cu pământ fertil
Media creșetrii plantulelor de
Lactuca sativa în vasele de
germinație
Media creșterii plantulelor de
Lolium perenne în proba
martor cu pământ fertil
Media creșterii plantulelor de
Lolium perenne în vasele de
germinație

46
Participă în procesul de fotosinteză, ciclul Krebs, glicoliză. Fosforul se acumulează în
semințe. Potasiul participă la metabolismul plantei, sinteza aminoacizilor și proteinelor. Sporește
capacitatea plantelor de a absorbi apa [Lewis, 2018].
Microelementele sunt prezente în cantități mici în corpul plantelor. Prezența lor este însă
absolut nec esară. Ele intervin în metabolismul general, în creșterea și dezvoltarea plantelor, în
procesele de imunitate. Lipsa unui microelement poate fi corectată prin adăugarea lui în mediu.
Ultramicroelementele se găsesc în cantități foarte mici în copul plantel or, prezența lor în
nutriție fiind însă absolut necesară. Dintre acestea, cele radioactive stimulează activitatea
enzimelor, intensifică procesele metabolice, diviziounile celulare, fotosinteza, stimulează
creșterea și dezvoltarea plantelor, stimulează tre cerea organelor de la starea de repaus la starea
activă, stimulează absorbția

Semințele de iarbă de gazon, Lolium perenne
– au avut un indice de germinație relativ crescut în varianta cu pământ fertil, 54%;
– majoritatea semințelor au germinat în primele 5 zile, având o energie germinativă bună;
– în testele realizate pe sterilul de floatație, V 4:S+O -Steril+Organo -zeolit, s -a înregistrat o
germinație de 4%, semințele germinând după 8 zile de la semănare;
– variantele:V 2:S-Steril;V 3:S+P -Steril+Pământ;V 5-S+O+P -Steril+Organo -zeolit+Pământ,
au avut indicele de germinație 0%, creșterea fiind influențată de sterilul de flotație;
– în ceea ce perivește creșterea relativă a rădăcinii și tulpinii, se înregistrează o medie realtiv
apropiată în varianta cu pământ fetil și în varianta dezvoltată în vasle Linhard, acesta ne
având o influență semnificativă asupra plantulelor.

Semințele de salată, Lactuca sativa
– au avut un indice crescut de germinație în varianta martor, 62%;
– primele semințe au germinat după 3 zile de la semănare ;
– în toate testele realizate cu steril de floatație, indicele de germinașie a fost 0%, acesta
influențând direct răsărirea plantulelor;
– indicele de creștere a organelor vegetative (rădăcină, tulpină) este ușor mai scăzut în
varianta în care plantulele au g erminat in vasele de germinație, în comparație cu cele
crescute în varianta martor cu pământ fertil;
– în urma studiilor se obsevă influența pe care o are compoziția solului asupra acetei specii
de plante din categoria dicotiledonatelor. Se recomandă cultiva rea în soluri aerate, bogate
în elemente minerale.

47
După 14 zile de la începerea experimentului au fost plantate semințe noi în variantele test,
cu steril de flotație. Semințele utilizate au fost identice cu cele folosite la începerea experimentului.
Pașii urmați au fost aceeași, semințele fiind dezinfectate în alcool etilic și semănate câte 50 în
fiecare variantă test. S -a utilizat solul folosit la începutul experimentului.

48
CONCLUZII

Activitățile miniere de exploatare și prelucrare a minereurilor neferoase cât și activitățile
metalurgice au condus la contaminarea cu metale grele a unor suprafețe mari de teren agricol și
forestier, zona Baia Mare devenind una dintre cele mai poluate zon e din țară.
Acumularea în sol a metalelor grele se datorează, în special, coșurilor inteprinderilor
metalurgice din zonă și spulberărilor de steril de pe suprafețele neprotejate ale ale iazurilor de
decantarea a sterilelor de floatație.
Un exemplu este efectul poluant pe care iazul de decantare a sterilului de floatație Bozânta,
amplasat în apropierea municipiului Baia Mare și a localităților Bozânta Mare, Lăpușel, Săsar și
Recea, îl exercită în continuare, în special prin spulberările de steril cu conți nut de metale grele.
Efectele poluante se manifestă prin antrenarea particulelor fine de rocă în atmosferă și depunerea
lor în solul din zonele limitrofe, cu conținutul de metale grele.
Scopul cercetării a fost testarea rezistenței unor specii de plante ( Lolium perene -iarbă de
gazon și Lactuca sativa -salată) la condițiile oferite de sterilul de floatație de pe suprafața plajei
iazului de decantare, în vederea realizării unui covor vegetal.
Din rezultatele testelor privind efectele sterilului de flotație a supra parametrilor de
germinare a semințelor rezultă ca procesul a fost inhibat total în cazul speciei Lactuca sativa,
indicele de germinație fiind 0%. În cadrul speciei Lolium perenne, procesul de germinație a avut
loc, dar într -o rată foarte scăzută, î n varianta steril de floatație+pământ fertil, în celelalte variante
test, germinația fiind inhibată total.
Analizând rezultatele experimentelor care au pus în evidență efectele sterilului de flotație
asupra germinării semințelor, s -a constat că acesta are un efect inhibitor în ceea ce privește
creșterea.
Se recomadă ca aceste specii să nu fie folosite pentru lucrările de înierbare în variantele cu
amestec testate pentru pentru iazul Bozânta, având în vedere inhibarea germinării și creșterii
acestor specii de plante în toate variantele de lucru care au conținut steril de floatație.
În cazul semințelor cultivate pe substratul fertil în care sunt prezente elementele minerale,
germinația a avut un procent relativ crescut în cazul ambelor tipuri de semințe fap t care arată ca
tipul solului și proprietățile acestuia influențează direct creșterea și dezvoltarea plantulelor.
În cazul sterilului intervin și alți factori de stres cu acțiune asupra germinării și creșterii
plantulelor, care decurg din granulometria mat erialelor depozitate (densitatea stratului de
germinație, forța capilară, prezența aerului, etc.).

49
Selectarea speciilor potrivite pentru fitoremedierea metalelor grele este cea mai critică
decizie. În general, acele specii care pot acumula concentrații ma ri de metale grele în părțile
aeriene ar trebui să fie mai bune și numite plante hiperacumulare.
Deși fitoremedierea este o abordare promițătoare pentru remedierea solurilor contaminate
cu metale grele, ea suferă și de anumite limitări:
 timpul necesar pen tru remediere;
 eficacitatea fitoremedierii majorității hiperacumulaților metalici este de obicei
limitată de ritmul lor de creștere lent și de biomasa redusă;
 dificultate în mobilizarea unei fracțiuni mai strâns legată de ioni metalici din sol, și
anume, b iodisponibilitatea limitată a contaminanților din sol;
 este aplicabil siturilor cu niveluri scăzute până la moderate de contaminare a
metalelor, deoarece creșterea plantelor nu este susținută în soluri puternic poluate;
 există riscul contaminării lanțului alimentar în caz de gestionare defectuoasă și de
lipsă de îngrijire corespunzătoare.

50
BIBLIOGRAFIE

1. Ali, H., Khan, E., Sajad, M. A., 2013. Phytoremediation of heavy metals —Concepts and
applications, Chemosphere, 91, 869 -881.
2. Anonymous 2004 . Manufacture of slow release fertilizers and soil amendment .
http://www.zeolite.co.uk/agricandhort.html .
3. Ansari, A.A., Gill, S.S., Gill, R., Lanza, G.R., Newman, L., 2017. Phytoremediation:
Manage ment of Environmental Contaminants, Springer.
4. Barnea M., Papadopol C., 1975. Poluarea și protecția mediului , Ed. Științifică și
Encciclopedică, București.
5. Bathory, D., Keul, M., Bercea, V., 2000. Reacții fiziologice ale plantulelor de porumb
Zea mays L. su b influența Pb în Contribuții botanice I 2000, Univ. Babeș Bolyai, Cluj
Napoca, Grădin Botanică Al. Borza: 111 -121.
6. Benardi A.C.C., Oliveira P.P.A., Monte M.B.M., Polidoro J.C., Souza -Barros F. ,
2010 . Brazilian sedimentary zeolite use in agriculture . In: G ilkes R, Prakongkep N, editors.
Proceedings of the 19th World Congress of Soil Science: Soil Solution for a Changing
World, 1 -6 August 2010. Brisbane, Australia: Curran Associates, pp. 37 -40.
7. Bish D.L., Ming, 2001 . „Reviews in mineralogy and geochemistry . Natural zeolites –
occurrences, properties, applications.”, Mineralogical Society of America and
Geochemical Society, Washington, 654 p.
8. Chirakkara, R.A, Cameselle, C., K.R. Reddy, K.R., 2009 . Assessing the applicability of
phytoremediation of soils with mixed organic and heavy metal contaminants, Reviews in
Environmental Science and Bio/Technology, 15, 299 –326, 2016.
9. Clemens S., Palmagren, M.G., Kramer, U., 2002 . A long way ahead: understanding and
engineering plant metal accumulation, Plant Science 7.
10. Costin D., Tamaș C., Vlad Ș., 2003 . Impactul geoambiental al zăcămintelor epitermale
din regiunea Baia Mare, Enviromental & Progress, Cluj -Napoca, p. 139 -144.
11. Cristaldi, A., Oliveri Conti, G., Hea Jho, E., Zuccarello, P., Grasso, A., Copat, C.,
Ferrante, M., 2017. Phytoremediation of contaminated soils by heavy metals and PAHs.
A brief review, Environmental Technology & Innovation, 8, 309 -326.
12. Cronsted B.A.F., 1 956. Observation and decsription of an unknown kind of rock to be
named zeolites , Stockholm, Sweden: Kongl Vetenskaps Academiens Handlingar, 120 -123.
13. DeLuca T.H., DeLuca D.K., 1997 . Composting for feedlot manure management and soil
quality. Journal of Production Agriculture, 10: 236 –241.
14. Dobrotă C., Yamashita, M., 1999 . Creșterea și dezvoltarea pl antelor . Casa de editură
Gloria: 129 -182.
15. Dobrotă, C., 2010 . Fiziologia plantelor . Editura Risoprint, Cluj -Napoca.
16. Dubey, S., Shri, M., Gupta, A, Rani, V., Chakrabarty, D., 2018 . Toxicity and
detoxification of heavy metals during plant growth and metabolis m, Environmental
Chemistry Letters, 16, 1 -24.
17. Ensley, B.D., 1995 . Will plants have a role in bioremediation ? In: Fourteenth Annual
Symposium 1995 in Current Topics in Plant Biochemistry, Physiology and Molecular
Biology , 1995.
18. Ernst, W., 1998 . Effects of heavy metals in plants at the celluar and organismic level, in
Ecotoxicology, Schuurmann G., Markert (Ed.), John Wiley & Sons Inc. And Spektrum
Akademischer Verlag, Weinheim, 587 -621.
19. Fodor, D., Baican, G., 2001 . Impactul industriei miniere asupra mediului . Editura
Infomin, Deva.

51
20. Fritioff, A., Kautsky, L., Greger, M., 2005 . Influence of temperature and slinity on heavy
metl uptake by submersed plants. Vol. 133.
21. Ghanbari M., Ariafar S. 2013 . The effect of water deficit and zeolite application on
Growth Trait s and Oil Yield of Medicinal Peppermint (Mentha piperita L.),
Int.J.Med.Arom.Plants, 3(1), 33 -39.
22. Greger M., 2004 . Metal avilbility, uptake, transport and acumulation in plants, in: Heavy
metals stress on plants. From biomolecules to ecosystems, Ed. Prasad MNV, Springer
Verlag, 1 -27.
23. James,M., Oosten, V., Maggio A., 2015 . Functional biology of halophytes in the
phytoremediation of heavy metal contaminated soils , Environmental and Experimental
Botany, 111, 135 -146.
24. Kabata -Pendias, A., Pendias, H., 2001 . Trac e Elements in Soil and Plants (3rd.) Ed. CRC
Press, p.65.
25. Karczewska A., Kabała C., 2010 . Gleby zanieczyszczone metalami ci ężkimi i arsenem na
dolnym Śląsku – potrzeby i metody rekultywacji . Zeszyty Naukowe Uniwersytetu
Przyrodniczego we Wrocławiu 576 .
26. Khan A.G, Kuek, C., Chaudhry, T.M., Khoo, C.S., Hayes, W.J. , 2000 . Role of plants,
mycorrhizae and phytochelators in heavy metal contaminated land remediation ,
Chemosphere 41, 197 -207.
27. KISS ST., DRAGAN -BULARDA M., DANIELA PASCA, 1993. Enzimologia mediului
înconjurător. Enzimologia solurilor tehnogene. Vol. II. Ed. CERES, Bucuresti.
28. Kowal D., 2009 Metody wytwarzania granulowanych nawozów wieloskładnikowych z
wykorzystaniem mocznika, PhD dissertation 20.
29. Krishna Kumar Yadav, Neha Gupta, Amit Kumar, Lisa M. Reece, Neeraja Singh,
Shahabaldin Rezania, Shakeel Ahmad Khan , 2018 . Mechanistic understanding and
holistic approach of phytoremediation: A review on application and future prospects ,
Ecological Engineering, Vol. 120, Pages 274 -298.
30. Kumar, P.B.A.,1995. Phytoextraction: The use of plants to remove metals from soils .
Environmen. Sci. Technol. , 29, 1232 –1238.
31. Lasat, M.M., 2000 . Phytoextraction of metals from contaminated soil: A review of
plant/soil/metal interaction and assessment of pertinent agronomic i ssues , Journal of
Hazardous Substance Research, Vol. 2, pages 1 -25.
32. Lee, J.M., 2013 . An overview of phytoremediation as a potentially promising technology
for environmental pollution control , Biotechnology and Bioprocess Engineering, 18, 431 –
439.
33. Leggo P.J ., Ledesert B., Christie G., 2006 . The role of clinoptilolite in organo -zeolitic –
soil systems used for phytoremediation. Sci. Total Environ., 363 , pp. 1 –10. 22.
34. Liu, L., Song. W., Guo, M., 2018 . Remediation techniques for heavy metalcontaminated
soils: Pr inciples and applicability, Science of The Total Environment , 633, 206 -219.
35. Liu, Y. -G. et al., 2008 – Bioleaching of heavy metals from mine tailings by indigenous
sulfur -oxidizing bacteria: Effects of substrate concentration, Bioresource Technology 99.
36. Cruceanu, M., Popovici, Ev., Bâlbă, N., Vasile , A., 1986. Site moleculare zeolitice, Ed.
Științifică și Enciplopedică, București .
37. Mumpton F.A., 1999 La roca magica: Uses of natural previous zeolites in agriculture
and industry. Proceedings of National Acad emy of Sciences of the United States of
America 96, 3463 -3470.
38. Muntean, V., Pasca, D., Crisan, R., Kiss, S., 200 1. Potențialul enzimatic în sterilul de la
o mină de zinc și plumb supus recultivării biologice, Lucrările celei de a XVI -a Conferințe

52
Naționale pentru Stiința Solului, Publicațiile Societății Naționale Romane pentru Stiința
Solului, 30B, 65 -73.
39. Murariu T. , 1970 . Distrubuția Mn, Zn, Cu, Co și B în câteva profile de sol din bazinul
Moldobița. Știința solului, 8, 1, București.
40. Murariu T., 2001 . Geochimia pegmatitelor din România. Ed. Academiei Române,
București.
41. Nareshkumar, R., Nagendran, R., Parvathi, K., 2008 . Bioleaching of heavy metals from
contaminated soil using Acidithiobacillus thiooxidans: effect of sulfur/soil ratio, World J
Microbiol Biotechnol 24.
42. Neagoe A, Merten D, Iordache V, Buechel G., 2009. The effect of bioremediation
methods involving different degrees of soil disturbance on the export of metals by leaching
and by plant uptake. Chem Erde -Geochem 69: 57 -73.
43. Neagoe A., Iordache V., Farcașanu I., 2011. Remedierea zonelor poluate (The
remediation of polluted areas), Editura Universității București, (în Romanian).
44. Neagoe A., Stancu P., Nicoară A., Onete M., Bodescu F., Gheorghe R., Iordache V.,
2013. Effects of arbuscular mycorrhiz al fungi on Agrostis capillaries grown on amended
mine tailing substrate at pot, lysimeter, and field plot scales . Environ Sci Pollut Res, DOI
10.1007/s11356 -013-1908 -2.
45. Nikolić, M., S. Stevović, S., 2015 . Family Asteraceae as a sustainable planning tool i n
phytoremediation and its relevance in urban areas, Urban Forestry & Urban Greening, 14,
782-789.
46. Onac S., 2005 . Cercetări privind influența unor metașe grele din haledle de steril din zona
Cavnic asupra unor procese fiziologice la plante. Doctorat Univ. Babeș Bolay Cluj Napoc
Fac. Biologie și Geologie: 24 -45.
47. Oros V., Roman S., Coman M., Oros A., 2010 . Lead occurence in childrens biological
fluidsfrom Baia Mare area , România. In: NATO -ARW Workshop Enviromental Heavy
Metal Polluation and Effects on Child M ental Development -Risk Assessment and
Prevention Strategies, Held in Sofia 28.04. -01.05.2010. Simeonov L. and Kotchubowski
M. Editors, Springer .
48. Palmroth, M.R., Koskinen, P.E., Kaksonen, A.H., Münster, U., Pichtel, J., Puhakka,
J.A., 2007 . Metabolic and p hylogenetic analysis of microbial communities during
phytoremediation of soil contaminated with weathered hydrocarbons and heavy metals ,
Biodegradation, 18, 769 –782.
49. Phillips, N; Edwards J., 2006 . Cereal seed quality after drought.
www.dpi.nsw.gov.au/cereal seed quality after drought.
50. Pourrut B., Shahid M., Dumat C., Winterton P., Pinelli E., 2011 . Lead uptake, toxicity
and detoxification in plants. Rev. Environ Contam Toxicol.
51. Rehakova M. , Cuvanova S., Dzivak M. , Rimar J., Gavalova Z., 2004 . Agricultural
And Agrochemical Uses Of Natural Zeolite Of The Clinoptilolite Type. Current Opinion In
Solid State And Materials Science 8, 397 -404.
52. Ren, W. -X., Li, P. -J., Geng, Y., Li, X. -J. Biological leaching of he avy metals from a
contaminated soil by Aspergillus niger, Journal of Hazardous Materials 167.
53. Ross Sheila. M., 1994 . Sources and forms of potentially toxic metals in soil -plantsysistem,
in Toxic Metals in Soil -Plant System, John Wiley & Sons, Chichester -New York -Brisbane –
Singapore: 3 -27.
54. Salt, D.E., 1995. Phytoremediation A novel strategy for the removal of toxic metals from
the environment using plants. Biotechnology , 13, 468 –474.

53
55. Sfechiș S., 2015 . Cetcetări privind influența zeolitului asupra elementelo r de
productivitate și a activității microbiologice la Orzoaică, Soia și Porumb la SCDA Turda
56. Sheoran, V., Sheoran, A.S., Poonia, P., 2016 . Fctors affecting phytoextraction: a rewiew .
57. Sinha. R.K., Herat, S., Tandon, P., Singh, S.N., Tripathi, R.d., 2007 . Phytoremediation:
role of plants in contaminated site management , Enviromental Bioremediation
Technologies. Springer, Berlin, pages 315 -330.
58. Șabliovschi, V., Horaicu, C., 2009 . Poluarea solului și refacerea mediului , Iași.
59. Tangahu, B.V., Abdullah, S.R.S., Basri. H., Idris, M., Anuar, N., Mukhlisin, M., 2011 .
A review on heavy metals (As, Pb and Hg) up -take by plants through phytoremediation,
Int. J. Chem. Eng. Pages 1 -31.
60. Thomas Drobnik, Lucie Greiner, Armin Keller, Adrienne Grêt -Regamey, 2018 . Soil
qualit y indicators – From soil functions to ecosystem services , Ecological Indicators, Vol.
94, Part 1, Pages 151 -169.
61. Valérie Page, Laure Weisskopf, Urs Feller, 2006 . Heavy metals in white lupin: uptake,
rootto – shoot transfer and redistribution within the plant , New Phytologist, Vol.171, Pages
329-341.
62. Vasileios Antoniadis, Efi Levizou, Sabry M. Shaheen, Yong Sik Okc, Abin Sebastian,
Christel Baum, Majeti N.V. Prasad, Walter W. Wenzel, Jörg Rinklebe , 2017 . Trace
elements in the soil -plant interface: Phytoav ailability, translocation, and
phytoremediation –A review, Earth -Science Reviews, Vol. 171 pages 621 –645.
63. Wang, A.S., Angle, J.S., Chaney, R.L., Delorme, T.A., Reeves, R.D., 2006. Soil pH
effects on uptake of Cd and Zn by Thlapsi caerulescens.
64. Wei-Yu Shia, Hong -Bo Shaoa,, Hua Li, Ming -An Shao, Sheng D., 2009 . Progress In
The Remediation Of Hazardous Heavy Metal -Polluted Soils By Natural Zeolite . Journal
Of Hazardous Materials 170, 1 -6.
65. Willscher, S., Mirgorodsky, D., Jablonski, L., Ollivier, D., Merten, D., Büchel, G.,
2013. Field scale phytoremediation experiments on a heavy metal and uranium
contaminated site, and further utilization of the plant residues, Hydrometallurgy 131 -132.
66. Xiubin H., și Zhanbin H ., 2001 . Zeolite application for enhancing water infi ltration and
retention in loess soil . Resources, Conservation and Recycling 34:45 -52, 1 – 6, Brisbane,
Australia.
67. Yan-de Jing, Zhen -li He, Xiao -e Yang, J Zhejiang, 2007 . Role of soil rhizobacteria in
phytoremediation of heavy metal contaminated soils , Univ Sci B., Vol.8, pages 192 –207.
68. Yoshihiro I., Masanobu H. Hiroo T., Tomoko N., Tomomi M., Yasushi K., Hajime H.,
Masanori S., 2002 . Bactericidal Activity Of Ag –Zeolite Mediated By Reactive Oxygen
Species Under Aerated Conditions . Journal Of Inorganic Biochem istry 92(1), 37 -42.31.
69. Zeng, F., Ali, S., Zhang, H., Ouyang, Y., Qiu, B., Wu, F., Zhang, G., 2011 . The influence
of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake
by rice plants. Vol. 159.
70. Zhou, H., Zhou, X., Zeng, M., Liao, B.H., Liu, L., Yang, W.T., Wu, Y.M., Qoi, Q.Y.,
Wang, Y.j., 2014. Effects of combined amendaments on heavy metal accumulation in rice
(Oryza sativa L.) planted on contaminated paddy soil. Ecotoxicol. Environ. Saf. 101, 226 –
232.

54

U NIVERSITATEA TEH NICÃ
DIN CLUJ -NAPOCA

DECLARAȚIE DE AUTENTICITATE

Subsemnatul(a) Oros Georgiana, abso lvent(ă) al(a) Facultății de Științe
din Universitatea Tehnică din Cluj-Napoca promoția 2020, programul de studii
Biologie, declar pe proprie răspundere că am redactat lucrarea de finalizare a
studiilor de licență /dip lomă/ disertație cu respectarea regulilor dreptului de autor,
conform actelor normative în vigoare (Legea nr.329/2006).
Pentru eliminarea acuzațiilor de plagiat:
– am executat lucrarea personal, nu am copiat -o și nu am cumpărat -o, fie în
întregime, fie partial;
– textele din surse românești, precum și cele traduse din alte limbi au fost
prelucrate și sintetizate, rezultând un text original;
– în cazul utilizării unor fraze citate exact, au fost indicate sursele
bibliografice corespunzătoare, imediat după frazele respective.
Am luat la cunoștință că existența unor părți nereferențiate sau
întocmite de alte persoane poate conduce la anularea diplomei de
licență/diplomă/master.

Data 06.06.2020

Semnătura,